基于用途和風險的重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復后評估體系探討

張琢，李發(fā)生，王梅，任杰，宋鑫萊，陳家煜，3，張朝，郭觀林，3*

基于用途和風險的重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復后評估體系探討

張琢1，2，李發(fā)生2，王梅1，2，任杰1，2，宋鑫萊2，陳家煜2，3，張朝2，郭觀林2，3*

1.北京師范大學水科學研究院，北京100875 2.環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，中國環(huán)境科學研究院，北京100012 3.北京工業(yè)大學建筑工程學院，北京100124

系統(tǒng)總結(jié)了國內(nèi)外用于評估重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復效果的方法及存在的問題。目前國內(nèi)外土壤穩(wěn)定化效果評估多采用模擬填埋和酸雨情景下的毒性浸出方法，但該評估方法不能完全模擬基于填埋、綠化、路基和河岸護坡等不同用途和去向后污染物向環(huán)境中釋放的多種情景，也很難表征碳化、凍融等實際復雜多變環(huán)境的長期作用下重金屬釋放的風險。提出應(yīng)基于土壤穩(wěn)定化修復后的不同用途和去向，建立相應(yīng)的浸出方法，評估不同環(huán)境脅迫條件下重金屬釋放的可能性及浸出量，同時建立穩(wěn)定化土壤的健康和生態(tài)風險評估方法以評價其存在的潛在風險，嘗試構(gòu)建穩(wěn)定化土壤的浸出和風險評估方法體系。

土壤；重金屬；穩(wěn)定化；用途；浸出評估

張琢，李發(fā)生，王梅，等.基于用途和風險的重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復后評估體系探討［J］.環(huán)境工程技術(shù)學報，2015，5（6）：509-518.

ZHANG Z，LIF S，WANGM，etal.Thinkingon assessment framework of stabilization effect for heavymetals contaminated soilbased on disposal scenarios and risks［J］.Journal of Environmental Engineering Technology，2015，5（6）：509-518.

重金屬污染場地中的有毒有害污染物不僅會導致農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量和品質(zhì)下降，還會通過食物鏈進入人體，危害人體健康［1-3］。由于土壤中的重金屬具有難降解和難提取特性，量大面廣的重金屬污染土壤修復也成為世界性的難題［4-5］。在常用的重金屬污染土壤修復技術(shù)中，固化穩(wěn)定化（S/S）技術(shù)具有快速、高效、經(jīng)濟、適用范圍廣等優(yōu)勢，美國國家環(huán)境保護局（USEPA）將固化穩(wěn)定化技術(shù)稱為處理有害有毒廢物的最佳技術(shù)［6］。根據(jù)場地修復技術(shù)年度報告，1982—2005年間美國超級基金共對977個場地進行修復或擬修復，其中有217個場地修復使用S/S技術(shù)［7］。固化與穩(wěn)定化常作為聯(lián)合技術(shù)在重金屬污染土壤中進行應(yīng)用，主要因為這2種技術(shù)涉及到的反應(yīng)和過程互為交叉，而實際修復工程中，會結(jié)合修復處理后污染土壤的用途和去向，以及2種技術(shù)的細微差別進行有選擇性應(yīng)用。固定化技術(shù)是通過把污染物封裝在惰性基材中或在污染物外面加上低滲透性的材料，來減少污染物的淋濾面積以達到限制污染物釋放和遷移的目的［8］；穩(wěn)定化技術(shù)是從改變污染物的有效性出發(fā)，將污染物轉(zhuǎn)化為不易溶解、遷移能力或毒性更小的形式［9-10］。固化與穩(wěn)定化的區(qū)別在于固化過程不一定涉及化學反應(yīng)，是將廢物通過膠結(jié)作用形成一個整體，污染物的浸出毒性會隨著表面積的減少和滲透性的降低而降低；穩(wěn)定化主要是通過發(fā)生化學反應(yīng)改變重金屬的形態(tài)，形成遷移性更低、更穩(wěn)定和不易被生物吸收的化合物［11-12］。穩(wěn)定化是目前我國重金屬污染場地土壤修復最主要的技術(shù)。據(jù)不完全統(tǒng)計，2005年至今，全國范圍內(nèi)實施的污染場地土壤穩(wěn)定化修復工程已超過100項［13］，典型的穩(wěn)定化修復工程包括世博會場地、鉻鹽廠場地、福建某電化老廠區(qū)、武漢某染料廠等。

由于穩(wěn)定化修復技術(shù)不是污染削減技術(shù)，而是一種風險控制技術(shù)，所以污染土壤經(jīng)穩(wěn)定化修復后，重金屬的長期穩(wěn)定性會影響對該技術(shù)的認可與接受程度［14-15］。作為典型的污染源控制技術(shù)，穩(wěn)定化僅能通過改變重金屬的賦存形態(tài)從而降低生物有效性和遷移性，但總量并未改變，因此修復過程中利益相關(guān)方會更加關(guān)注穩(wěn)定化修復后污染土壤的去向及其效果的評估。目前在穩(wěn)定化修復后的重金屬污染土壤常采用浸出毒性評估方法，這種方法不能完全模擬處置后污染物向環(huán)境中釋放的不同情境，也很難表征復雜多變環(huán)境下的長期風險，這種修復后評估體系的缺乏也影響到穩(wěn)定化修復技術(shù)的選擇和安全應(yīng)用［16-18］，建立科學系統(tǒng)的重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復后的評估方法體系尤為迫切。筆者通過總結(jié)國內(nèi)現(xiàn)有的浸出評估方法，并借鑒USEPA已有的評估技術(shù)，提出基于不同用途和風險的穩(wěn)定化修復后評估體系構(gòu)建思路，旨在為污染土壤穩(wěn)定化修復技術(shù)的安全應(yīng)用提供科學依據(jù)。

1　國內(nèi)浸出評估現(xiàn)狀及存在問題

1.1浸出評估方法及標準

經(jīng)穩(wěn)定化修復后的土壤需評估重金屬在環(huán)境中的釋放能力，以及對環(huán)境中物種、水體和其他環(huán)境介質(zhì)造成的風險。目前國內(nèi)修復工程的評估和驗收常采用浸出評估方法來評價重金屬的釋放能力。常用的浸出方法有2種：1）以保護地下水為目標的HJ/T 300—2007《固體廢物 浸出毒性評價方法醋酸緩沖溶液法》［19］的浸出方法，該方法類似于US EPA提 出 的TCLP（toxicitycharacteristicleaching procedure，Method 1311）毒性浸出方法［20］，是模擬工業(yè)固體廢物進入填埋場后，其中有害組分在垃圾滲濾液的影響下對地下水的危害；2）以保護地表水和地下水為目標的HJ/T 299—2007《固體廢物浸出毒性評價方法硫酸硝酸法》［21］浸出方法，該方法類似于US EPA提出的SPLP（synthetic precipitation leaching procedure，Method 1312）浸出方法［22］，模擬酸雨沉降對重金屬污染土壤浸出毒性的影響。這2種浸出方法在不同的技術(shù)規(guī)范和標準中對應(yīng)不同的限值，如表1所示。

表1　不同浸出標準方法在不同應(yīng)用情境中所規(guī)定的典型重金屬限值Table 1　Typical heavy metal limits of leaching procedures applied to different disposal scenarios　mg/L

1.2評估方法存在的問題

（1）難以滿足多用途情境下的釋放評估

國內(nèi)對污染土壤穩(wěn)定化修復評估大多采用醋酸法（HJ/T 300—2007）和硫酸硝酸法（HJ/T 299—2007）。醋酸法容易高估重金屬在環(huán)境中的釋放，相對而言，硫酸硝酸法能更好地模擬酸雨淋溶的情景［23］。事實上修復后的土壤可能有原位回填、綠化用土、路基用土和衛(wèi)生填埋等多種去向，不同去向的重金屬的暴露途徑及可能的受體也不同，相應(yīng)的評估方法也應(yīng)有差異，但現(xiàn)有的浸出評估方法單一，沒有很好地與實際處置情景相結(jié)合，不能完全模擬土壤穩(wěn)定后基于不同去向的可能釋放情景。

（2）難以表征復雜情境下的長期釋放

現(xiàn)有的評估方法難以表征復雜環(huán)境下重金屬離子的長期釋放情景，如凍融、干濕循環(huán)、碳化作用等。凍融是作用于土壤的非生物應(yīng)力，土壤穩(wěn)定化后經(jīng)過環(huán)境中冷熱交替的影響，存在于土壤中的游離水，遇冷凍結(jié)成冰后發(fā)生體積膨脹，遇熱后體積又會縮小，引起土壤結(jié)構(gòu)的破壞。凍融作用會影響土壤的理化性質(zhì)，如破壞土壤團聚體的穩(wěn)定性，黏土礦物與有機質(zhì)之間的物理保護作用破壞后，會促進有機質(zhì)從水穩(wěn)性聚集體的釋放，增強土壤的滲透性，使得存在于土壤礦物顆粒內(nèi)或吸附于土壤膠體表面的重金屬賦存形態(tài)發(fā)生變化［24-26］。污染土壤穩(wěn)定化修復后是一個多孔體，內(nèi)部存在大小不同的毛細管、孔隙、氣泡等，環(huán)境中的CO2會首先滲透到固化體內(nèi)部充滿空氣的空隙中，然后溶解于毛細管中的液相，由于固化膠結(jié)材料多呈堿性，所以會在固化體的氣相、液相和固相中進行復雜的多相物理化學連續(xù)過程［27-28］。雖然大氣中的 CO2濃度很低 （約0.03%），碳化作用緩慢，但長期的碳化作用會降低土壤孔隙液的pH，所以不可忽略CO2對穩(wěn)定化土壤長期性能的影響［29-30］。凍融、干濕循環(huán)、碳化等環(huán)境作用對污染物釋放的影響普遍存在，以景觀綠化用土為例，由于干濕循環(huán)以及凍融循環(huán)會對土壤的物理結(jié)構(gòu)產(chǎn)生破壞，進而影響土壤溶液的遷移通道，對污染物的浸出產(chǎn)生影響；由于CO2長期滲入引起的碳化作用，會導致土壤酸化，也會影響到重金屬的浸出。上述各種釋放情景需要用相應(yīng)的浸出方法進行評估。

（3）缺乏土壤浸出評估標準限值

我國的土壤環(huán)境質(zhì)量標準均為全量標準，并沒有土壤浸出評估限值［31-32］。對于污染土壤固化穩(wěn)定化修復效果評估，是借助已有的固體廢物浸出評估方法，以較為嚴格的地下水環(huán)境質(zhì)量標準（GB/T 14848—93）作為限值［33］，或者參考生活垃圾填埋場入場標準。在地方標準中已有北京市的DB 11/ T 810—2011《重金屬污染土壤填埋場建設(shè)與運行技術(shù)規(guī)范》，標準取值與生活垃圾填埋場對重金屬元素的入場控制標準接近。為了規(guī)范污染土壤的固化穩(wěn)定化修復工程，應(yīng)確定相應(yīng)的土壤浸出評估限值。

2　國外浸出評估方法概述

目前國外專門針對污染土壤穩(wěn)定化修復的浸出評價方法有很多，如美國、荷蘭、日本、英國等都有相應(yīng)的浸出毒性評估方法，在浸提劑的類型和浸提條件設(shè)置等方面也體現(xiàn)了各自的差異。在眾多浸出評估方法中，US EPA發(fā)布的標準浸出方法多且應(yīng)用廣泛，這些代表性浸出評估方法的優(yōu)缺點可作為我國穩(wěn)定化修復污染土壤后評估方法體系構(gòu)建的重要參考。

2.1典型浸出評估方法

US EPA發(fā)布的模擬填埋場滲濾液的TCLP毒性浸出方法、模擬酸雨淋溶的SPLP浸出方法和模擬填埋場經(jīng)多次酸雨沖蝕的 MEP（multiple extraction procedure，Method 1320）多級浸出方法是穩(wěn)定化效果評估中常用的浸出方法（圖1）。

圖1　典型浸出評估方法Fig.1　Schematic diagram of typical leaching procedures

TCLP方法（Method 1311）于1984年制定，用來執(zhí)行美國資源保護和再生法（RCRA）對危險廢物和固體廢物管理，也是US EPA指定的重金屬釋放效應(yīng)評估方法，在污染土壤穩(wěn)定化修復效果評估的研究中應(yīng)用最為廣泛。TCLP針對工業(yè)固體廢物在城市生活垃圾填埋場與腐爛分解的垃圾組分共處置的情景而設(shè)計，在共處置環(huán)境下，滲透的雨水與固體廢物經(jīng)生物降解后產(chǎn)生的水溶性混合物作為浸提劑［34］。選擇醋酸作為浸提劑是因為醋酸是生活垃圾滲濾液的代表性組分，通過該毒性浸出程序，可評估危險廢物或污染土壤是否達到填埋場入場要求。該方法以地下水為保護目標，當浸提液中某種金屬元素含量大于等于美國聯(lián)邦法規(guī)（40 CFR 261.24）規(guī)定的限值，則該廢物不能達到填埋場的入場要求，并可能對地下水造成影響。

SPLP方法（Method 1312）由USEPA于1988年發(fā)布，該方法以HNO3/H2SO4為浸提劑模擬酸雨對固體廢物或土壤中重金屬元素溶出的影響。其應(yīng)用范圍包括無機廢物在簡單填埋場的處置和廢物堆積等。該方法以地表水和地下水為保護目標，對由降水而導致的重金屬浸出可以給出更為實際的評價［35］。

MEP方法（Method 1320）可模擬簡易衛(wèi)生填埋場經(jīng)多次酸雨沖蝕后廢物的浸出狀況，通過連續(xù)10次、長達7 d的重復提取得出填埋場廢物可浸出組分的最高濃度。MEP試驗也可用于廢物的長期浸出性測試［36］。

上述浸出方法以填埋作為對應(yīng)的處置情景，主要模擬了垃圾滲濾液和酸雨浸出2種主要污染物釋放過程，這些方法應(yīng)用頻次雖高，但對于穩(wěn)定化土壤的其他處置情景，如原位回填、工程填土、路基用土、景觀綠化用土等，浸出評估方法還需進一步優(yōu)化，以符合特定用途風險控制的后評估需求。

2.2新型浸出評估方法體系

TCLP是模擬工業(yè)固體廢物和市政固體廢物共處置時管理不當情景下的毒性浸出，這種不利情景的模擬對于分類管理是有利的，但其浸出結(jié)果只限于填埋特定情境下的使用。美國國家環(huán)境保護局和固體廢物管理局等部門為便于對固體廢物的統(tǒng)一管理，2008年提出要進一步完善固體廢物浸出方法，形成一個能適用于大范圍廢物類型和釋放情景的統(tǒng)一方法體系［37］。在此基礎(chǔ)上，美國范德堡大學聯(lián)合荷蘭能源研究中心等單位提出了新的浸出評估方法體系（leaching environmental assessment framework，LEAF），并在2013年得到USEPA的認可。

LEAF由4個浸出測試方法組成，包括多pH平行浸出方法（liquid-solid partitioning as a function of extract pH using a parallel batch extraction procedure， Method 1313）［38］、上流式滲濾柱浸出方法（liquidsolid partitioning as a function of liquid-solid ratio for constituents insolidmaterialsusinganup-flow percolation column procedure，Method 1314）［39］、半動態(tài)槽浸出方法（mass transfer rates of constituents in monolithic or compacted granular materials using a semi-dynamictankleachingprocedure，Method 1315）［40］和不同液固比平行浸出方法（liquid-solid partitioning as a function of liquid-to-solid ratio in solid materials using a parallel batch procedure，Method 1316）［41］（圖2）。這4個方法可單獨或聯(lián)合使用，該方法體系最初主要是用于燃煤殘渣浸出特性評估，現(xiàn)在也被擴展到固體廢物處置、再利用以及處理效果評估等領(lǐng)域，尤其是對污染土壤固化/穩(wěn)定化修復效果評價。

圖2 LEAF浸出方法Fig.2　Schematic diagram of leaching environmental assessment framework

多pH平行浸出方法（Method 1313）屬于液-固分配測試的一種，主要考慮短期內(nèi)不同pH（分別為2、4、5.5、7、8、9、10.5、12、13）條件對浸出效果的影響；該方法可更敏感識別微小pH變化對浸出量變化的影響，也可以用于酸中和能力計算，同時可用于地球化學物質(zhì)模擬等；該方法可用于表征所有類型固體廢物（包括黏土、沉積物等低滲透性物質(zhì)）在不同酸堿脅迫條件下的浸出測試。

上流式滲濾柱浸出方法（Method 1314）主要采用上流式填充柱浸出方法，探尋在高水力傳導條件下，不同液固比（分別為0.2、0.5、1、1.5、2、4.5、5.0、9.5、10 m L/g）對最終固液分配的影響；該方法主要反應(yīng)固體物質(zhì)的動態(tài)浸出性能，通常更接近于實際情形的長期浸出性能模擬，在較低的液固比條件下，浸出液的濃度基本上可以反應(yīng)土壤中孔隙水濃度。上流式滲濾柱浸出適用于滲透性較強的固體廢物浸出評估（圖3（a）），在低滲透性固體廢物（如黏土等）（圖3（b））的浸出測試方面存在一定局限性。

半動態(tài)槽浸出方法（Method 1315）中，測試樣品通過澆筑或擠壓形成標準尺寸的圓柱體，在半動態(tài)流通槽中分別在2、25和48 h，7、14、28、42、49及63 d進行浸出性能測試，計算長期浸出速率和累計浸出量。浸出數(shù)據(jù)可以反映塊狀體通過表面釋放至浸出液中的速率和累計量，該方法更適合于低滲透性物質(zhì)的浸出測試，因為對于低滲透性物質(zhì)通常發(fā)生表面繞流）［23］（圖3（b））。

不同液固比平行浸出方法（Method 1316）屬于液-固分配測試的另一種方法，主要采用土壤顆粒與不同液固比（0.5、1、2、5、10 m L/g）的水進行短期混合翻轉(zhuǎn)振蕩測試，通過最終浸出液的pH、電導率和污染物濃度測試，判斷液固比對動態(tài)平衡和浸出率的影響。

LEAF方法體系與傳統(tǒng)的浸出方法相比，優(yōu)點在于不限于特定的處置情景，而是考慮大范圍的處置和污染釋放情景，盡可能考慮實際管理過程中遇到的各種環(huán)境條件。缺點是一方面對填埋等釋放情景較少的處置情況的評估，采用LEAF方法體系會顯得比較繁瑣；另一方面LEAF方法體系雖然考慮了大范圍的污染釋放情景，但并沒有考慮到實際過程中可能存在的碳化、凍融等長期環(huán)境影響的浸出情況。

圖3　顆粒狀材料產(chǎn)生的裂隙流及塊狀或壓實材料產(chǎn)生的表面繞流［42］Fig.3　Flow through granularmaterials and rapid flow over surface ofmonolithic or compacted granularmaterials

3　基于用途和風險的穩(wěn)定化修復浸出評估體系的思考

通過對上述國內(nèi)外評估方法的梳理可以發(fā)現(xiàn)，國內(nèi)的浸出方法以及美國傳統(tǒng)的浸出方法主要模擬了垃圾滲濾液和酸雨浸出2種情景下的污染物釋放過程，對穩(wěn)定化后土壤在其他用途下的污染物釋放情景考慮不甚周全，如原位回填、工程填土、路基用土、景觀綠化用土等；美國新型LEAF方法體系建立的出發(fā)點在于不限于特定用途，盡可能考慮各種用途下的污染物釋放，但該方法體系對于一些外界環(huán)境的長期作用并未考慮到，如碳化和凍融等環(huán)境影響，而且對于填埋等暴露情景較為簡單的處置，該方法體系會顯得過于繁瑣。不同去向穩(wěn)定化土壤的暴露情景及污染物的釋放差別較大，產(chǎn)生的風險也不同，在特定用途下構(gòu)建源、受體和暴露途徑之間的相關(guān)關(guān)系，形成基于用途和風險的評估體系，能更好地指導重金屬污染土壤穩(wěn)定化的推廣和應(yīng)用。

3.1穩(wěn)定化修復后土壤可能的用途和去向

穩(wěn)定化修復后的污染土壤可根據(jù)土壤污染程度及場地周邊的實際條件進行不同的處置和再利用：輕度污染土壤可用于治理區(qū)域范圍內(nèi)生態(tài)綠化或河岸護坡用土，這些用土上層覆蓋一定深度的干凈土壤，以規(guī)避對人體、動物和植物的直接影響；經(jīng)穩(wěn)定化修復后的中低濃度污染土可替代水泥窯硅質(zhì)原料用于燒制水泥或作為部分原料制備燒結(jié)磚；經(jīng)穩(wěn)定化修復后的中度污染土壤可用于治理區(qū)域范圍內(nèi)的市政道路路基用土、工業(yè)用地場地平整施工和商服用地的工程填土，處理后的土壤作為路基材料需將土壤顆粒壓實，而且上層有瀝青等澆筑的防水覆蓋層，防止地表降水或側(cè)面流過的地下水進入土壤后造成污染物溶出；經(jīng)穩(wěn)定化修復后的高濃度污染土壤可進行安全填埋，填埋場需滿足底層和側(cè)壁防滲、頂部防淋等要求?？偟膩碇v，穩(wěn)定化修復后的重金屬污染土壤可能的去向包括原位封存/工程填土、填埋、非農(nóng)業(yè)耕地（園林綠化）、路基用土、河岸護坡用土、建筑材料等（圖4）。

圖4　重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復后的去向Fig.4　Re-use and disposal scenarios of soil treated by stabilization

3.2基于用途的浸出標準體系的構(gòu)建

穩(wěn)定化土壤在不同用途條件下的污染源基本相同，浸出風險的差異主要表現(xiàn)在所受外界脅迫條件的不同，導致污染物在釋放、遷移和轉(zhuǎn)化過程中產(chǎn)生差別，其存在的潛在風險可通過模擬不同釋放情景的浸出方法進行評估，同時需要確定可能受體的標準限值（表2）。需根據(jù)不同用途可能產(chǎn)生的污染物的釋放情景選擇相應(yīng)的浸出方法，如穩(wěn)定化后的土壤若進行填埋處置，滲濾液的浸泡或入滲可能會使土壤中的重金屬遷移污染地下水，可選用 HJ/T 300—2007浸出方法模擬填埋處置情景下垃圾滲濾液對重金屬的浸出能力；若作為路基用土，隨著道路使用年限的增加，自然和人為原因會使得路基面破壞產(chǎn)生裂隙，地表降水的不斷入滲會使得壓實的土壤顆粒產(chǎn)生裂隙，浸出液會在較小的塊狀固體表面產(chǎn)生繞流或經(jīng)優(yōu)勢孔隙快速流過，則可選用Method 1315半動態(tài)的塊狀浸出試驗進行評估。其他用途選用的浸出方法見表2。

表2　基于不同用途的穩(wěn)定化重金屬污染土壤浸出評估Table 2　Leaching assessment procedures of heavymetals contaminated soil by stabilization base on different disposal scenarios

3.3穩(wěn)定化土壤的毒性識別和風險表征

經(jīng)穩(wěn)定化修復的污染土壤，重金屬雖然轉(zhuǎn)化為不易溶解、遷移能力更低和穩(wěn)定性更強的形式，但污染源沒有去除，在外界環(huán)境的脅迫作用下，尤其是酸性等極端環(huán)境條件的影響下，重金屬的形態(tài)可能發(fā)生改變，導致污染物的溶出或釋放，進而直接或間接對人體健康和生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生危害。因此需要對穩(wěn)定化處置后土壤可能的暴露途徑和風險受體進行識別和表征。

3.3.1健康風險表征

穩(wěn)定化修復后污染土壤通對人體健康產(chǎn)生的風險，可通過風險評估進一步界定和表征，并提出相應(yīng)的后續(xù)措施。穩(wěn)定化修復后的污染土壤一般不會再經(jīng)口攝入、皮膚接觸及呼吸吸入等途徑造成人體的直接暴露［43-44］，最大的可能是通過地表水/地下水遷移的離場情景，以飲用和皮膚接觸造成暴露。

根據(jù)污染物的非致癌風險和致癌風險特性［45-46］，對應(yīng)的人體健康風險可分別按照式（1）～（2）計算得到［47］。

風險計算過程中涉及到的暴露參數(shù)可選用HJ25.3—2014《污染場地風險評估技術(shù)導則》中的推薦值［48］或根據(jù)周邊人群進行實際調(diào)查確定參數(shù)。對于某種污染物總的致癌風險和非致癌風險，分別將不同暴露途徑的風險相加得到。計算出的污染物總致癌風險應(yīng)低于可接受風險水平10-6，非致癌風險應(yīng)低于1。

3.3.2生態(tài)風險表征

穩(wěn)定化修復后再次溶出的重金屬可能會遷移至地表水體，從而對水生生物產(chǎn)生直接影響［49］，生態(tài)風險定量表征可以進一步評估穩(wěn)定化修復技術(shù)的效果及目標用途的合理性。風險商（RQ）值法是表征生態(tài)風險程度的最常用方法，RQ為重金屬的暴露水平（MEC）與生物無影響濃度閾值（PNEC）的比值。MEC即重金屬的環(huán)境濃度，可以通過樣品檢測獲得。PNEC是表征污染物對環(huán)境生物無影響的濃度閾值，可通過毒理學數(shù)據(jù)外推得出（毒性數(shù)據(jù)可通過USEPA建立的ECOTOX數(shù)據(jù)庫查詢［50］，也可通過毒理實驗獲得）。若RQ≥1則表明污染物對水環(huán)境中的生物存在高風險；若RQ＜1則表明污染物的生態(tài)風險低［51］。水體中同時存在多種重金屬，可將多種重金屬的風險商值相加。

若穩(wěn)定化修復后的污染土壤存在潛在風險，可以通過優(yōu)化藥劑和處理過程參數(shù)進一步提高穩(wěn)定化效果，同時也可以有針對性地調(diào)整處理后土壤的用途和去向，從暴露途徑、受體類型等方面控制潛在的風險。

4　研究展望

穩(wěn)定化修復技術(shù)在重金屬污染土壤修復中的應(yīng)用與疑問并行，因此，以實際工程問題為導向的科學問題挖掘及深入研究成為該技術(shù)能夠安全應(yīng)用的關(guān)鍵。

（1）將現(xiàn)有方法和需建立的模擬長期釋放風險的浸出方法相結(jié)合，進一步評估和優(yōu)化試驗參數(shù)設(shè)置，基于pH、粒徑、浸出時間、土壤巖性等方面設(shè)計及對比保守和常規(guī)情景下的系列浸出方法，才具備對穩(wěn)定化修復后重金屬長期釋放進行預(yù)測的基礎(chǔ)。

（2）浸出標準限值的缺失會導致穩(wěn)定化修復后土壤驗收的不確定和不統(tǒng)一，現(xiàn)行以地下水環(huán)境質(zhì)量標準為基準的方法，可能會過嚴而造成過度修復，因為場地條件和周邊的環(huán)境特征造成遷移至地下水的過程中會有衰減稀釋作用，進而高估了穩(wěn)定化修復后污染土壤的環(huán)境風險，因此，結(jié)合特定用途條件下水文地質(zhì)特征的評估是長期釋放預(yù)測的重要補充和參考。

（3）經(jīng)過穩(wěn)定化修復后的污染土壤無論何種處置情景，均可獲得污染源、暴露途徑和受體特征的相關(guān)信息，在此基礎(chǔ)上構(gòu)建概念模型，輔助水文地質(zhì)特征、自然極端條件等邊界信息采集，以最大概率形式構(gòu)建預(yù)測重金屬長期釋放評估模型，是后評估體系體現(xiàn)用途和風險特征的最終出口，是確保該技術(shù)能夠合理應(yīng)用的重要支撐。

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Thinking on Assessment Framework of Stabilization Effect for Heavy M etals Contam inated Soil Based on Disposal Scenarios and Risks

ZHANG Zhuo1，2，LIFa-sheng2，WANG Mei1，2，REN Jie1，2，SONG Xin-lai2，CHEN Jia-yu2，3，ZHANG Chao2，GUO Guan-lin2，3
1.College ofWater Sciences，Beijing Normal University，Beijing 100875，China 2.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment，Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China 3.College of Architecture and Civil Engineering，Beijing University of Technology，Beijing 100124，China

Domestic and international standard methods were reviewed and the existing problems pointed out on assessment of stabilization effect for heavy metals contaminated soil.At present，the method of toxicity leaching under the simulated scenarios of landfilling and acid rain is mostly adopted for the assessment.However，this assessment method cannot completely simulate the release of pollutants into the surrounding environment for different purposes，such as gardening soil，road construction，embankment，etc.It is also difficult to characterize the release risk of heavymetals under the long-term effects of the actual complex environments such as carbonization and freeze-thaw，etc.The appropriate leachingmethods should be established based on different reuse and disposal scenarios of the stabilized soil，to assess the possibility and amount of heavy metals release under differentenvironmental stress conditions.The health and ecological risk assessmentmethods should be built up to evaluate the potential risk of the stabilized soil.Through these attempts，the framework of leaching and risk assessment methods for the stabilized soil could be formed.

soil；heavymetal；stabilization；disposal scenarios；leaching assessment

X53

1674-991X（2015）06-0509-10doi：10.3969/j.issn.1674-991X.2015.06.080

2015-05-08

國家高技術(shù)研究發(fā)展計劃（863計劃）項目（2013AA06A206）

張琢（1985—），女，博士研究生，主要從事重金屬污染土壤修復技術(shù)研究，zhangzhuo@craes.org.cn

郭觀林（1977—），男，研究員，博士，主要從事土壤污染控制技術(shù)研究，guogl@craes.org.cn