工業(yè)遺留場地復合型污染分層健康風險評估研究①

許　偉，施維林，沈　楨，張建榮，鄭家傳

（1 蘇州市環(huán)境科學研究所，江蘇蘇州　215007；2 蘇州科技學院環(huán)境科學與工程學院，江蘇蘇州　215011）

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工業(yè)遺留場地復合型污染分層健康風險評估研究①

許偉1，施維林2*，沈楨1，張建榮1，鄭家傳1

（1 蘇州市環(huán)境科學研究所，江蘇蘇州215007；2 蘇州科技學院環(huán)境科學與工程學院，江蘇蘇州215011）

摘要：以某典型有機物-重金屬復合型污染場地為研究對象，根據該場地水文地質特征將土層劃分為回填土（0 ～4.1 m）、粉質黏土（4.1 ～ 6.5 m）、粉土（6.5 ～ 8.5 m）和粉砂（8.5 ～ 13.8 m）等 4 層，運用 HERA 軟件分別進行健康風險評估，推算了土壤和地下水的風險值及修復目標值，并以此劃分修復范圍和確定修復技術。結果表明，土壤中存在嚴重的有機污染（苯和甲苯）和重金屬（Cr（Ⅵ））污染，苯的最大致癌風險為 0.000 155，甲苯的最大非致癌危害商為 2.14；Cr（Ⅵ）在下層土壤中不存在暴露途徑危害人體健康，而僅在表層回填土中存在致癌和非致癌危害商（0.014 2 和 97.6）；地下水中關注污染物健康風險在可接受范圍內；苯、甲苯在各土層中的修復目標值分別為：回填土層 0.434、708 mg/kg；粉質黏土層 0.807、2 460 mg/kg；粉土層 1.42、4 440 mg/kg；粉砂層 2.51、8 140 mg/kg；Cr（Ⅵ）僅在回填土層計算出修復目標值為 0.251 mg/kg。苯、甲苯等揮發(fā)性有機物分層修復目標值隨土層深度增加而變大，Cr（Ⅵ） 等重金屬修復目標值不遵循這個規(guī)律，因此，分層健康風險評估更適用于揮發(fā)性有機物健康風險評價。

關鍵詞：復合型污染；分層健康風險評估；HERA；修復目標值

我國污染場地的健康風險評估尚處在起步階段，國內大多數學者［1-3］在評估場地健康風險時，僅考慮了污染物所有暴露途徑的綜合致癌、非致癌風險［4］，計算出的風險值不存在隨污染物埋深變化的情況。實際上，表層污染物由于存在最多的暴露途徑，容易對人體健康產生直接危害，其風險相對較大，修復目標值應嚴格；隨著污染物埋深的增大，暴露途徑逐漸減少，污染物不易直接對人體造成傷害，其風險相對小，修復目標值可適度放寬。所以，基于所有暴露途徑獲得的致癌、非致癌風險以及修復目標值可能過于保守，將增加后續(xù)污染場地修復成本，導致過度修復。

近年來，一些學者逐漸認識到這個問題，并引入污染場地土壤分層健康評估方法。房吉敦等［5］采用RBCA 模型進行污染場地土壤分層健康評估，根據分層評估結果劃定各層次污染土壤的修復范圍，可減少場地修復中的土壤挖方量；董敏剛等［6］對南方某有機污染場地開展了多層次健康風險評估，發(fā)現場地土壤中污染物的修復目標值隨著土層深度的增加而增大，分層風險評估可降低修復成本；沈楨等［7］也對某化工廠致癌有機污染物進行了分層健康風險評估，發(fā)現表層土壤風險控制值嚴格，深層土壤風險控制值寬松。盡管這些研究成果一定程度上推動了污染場地分層健康風險評估研究，但仍存在不足：首先，場地分層健康風險評估側重于有機污染型場地，對于既有揮發(fā)性有機物污染又有重金屬污染的復合型污染場地研究不多，特別是分層健康風險評估方法對不同深度的重金屬污染的適用性尚未明確；其次，國內場地分層健康風險評估尚在研究階段，還未將分層評估結果應用于修復技術方案的制定；第三，國內學者多采用美國 RBCA 模型、英國 CLEA 模型等國外模型［8-9］進行健康風險評估，由于這些模型設定的參數與我國不完全適用，可能影響評估結果。

本研究以蘇州市某復合型污染場地為研究對象，結合研究區(qū)土壤和地下水中揮發(fā)性有機物和重金屬的分布特征，采用中國科學院南京土壤研究所污染場地修復中心結合我國實際情況開發(fā)的環(huán)境與健康風險評估（Health and Environmental Risk Assessment，HERA）軟件［10］，根據場地水文地質特征對污染土壤分層健康風險評估。計算了復合型污染場地不同層次的風險值及修復目標值，并以此劃分不同層次的污染修復范圍。此外，依據分層健康風險評估結果，制定污染場地的分層修復技術方案，在達到修復目標的同時避免過度修復。

1　材料與方法

1.1研究場地概況

1.1.1場地生產歷史蘇州市某遺留場地為復合型化工污染場地，場地中部及南部區(qū)域（廠門以南為中、南部區(qū)域）曾經是生產經營鉻酸、重鉻酸鈉和鹽基性硫酸鉻等工業(yè)化學原料的車間；北部區(qū)域（廠門以北為北部區(qū)域）曾經是生產二甲苯甲醛樹脂、不飽和聚酯樹脂和環(huán)氧樹脂等樹脂產品的車間?；て髽I(yè)建廠時間較早，相應的污染防治措施嚴重缺失。目前，場地內化工企業(yè)均已關閉停產，設備、廠房全部拆除。

1.1.2場地水文地質情況根據場地地質勘探結果，除雜填土外，其余均為第四紀濱海、河湖相沉積物，由黏性土、粉土和粉砂組成。第一層為回填土層，第二層為粉質黏土層，第三層為粉土層，第四層為粉砂層，潛水含水層平均埋深約在 1 ～ 1.5 m 之間，各土層具體結構特征及相關參數見表 1。

表1　土壤結構特征及相關參數Table 1　Soil structure characteristics and relevant parameters

1.2研究方法

1.2.1樣品采集與分析場地污染調查共分兩個階段，初步調查和詳細調查階段。初步調查階段采用系統布點法，在原有生產車間、原料及產品儲存區(qū)域、排污管道以及污水處置區(qū)域進行布點，以 40 m × 40 m的網格布點，采樣深度為地表以下 1.5 ～ 2 m 范圍內，共采集19 個土壤樣品。詳細調查階段在初步調查的基礎上，以 20 m × 20 m 的網格布點，局部區(qū)域加密為 10 m × 10 m 的網格，最深采樣深度達到地表以下 13 m，共采集 311 個土壤樣品和 6 個地下水樣品，采樣點位見圖 1。

1.2.2模型假設蘇州位于亞熱帶季風區(qū)，河流湖泊眾多，當地多年平均年降水量達到 1 000 mm 以上，潛水含水層水位淺，并且包氣帶多存在上層滯水，在實際場地調查工作中，潛水含水層很難采集，同時，在場地修復過程以及修復后地塊再開發(fā)利用中，污染的潛水含水層一般情況均會隨著污染土壤的治理被清理出地塊。因此本研究對場地的概念模型進行假設，將潛水含水層這一層視為包氣帶土壤，即將約 0 ～8.5 m 的地層視為包氣帶，將微承壓水含水層視為潛水含水層。

圖1　采樣點分布圖Fig. 1　Soil sampling points

1.2.3模型及參數選擇本研究采用 HERA 軟件，并參考《污染場地風險評估技術導則》（HJ 25.3-2014）［4］的相關計算方法構建場地健康風險評估模型。模型中需要的參數從場地調查中獲取，主要包括土壤或地下水中污染物的濃度、不同深度土壤的理化性質、污染土層的厚度與深度、地下水的埋深等特征參數，其余參數采用《污染場地風險評估技術導則》（HJ 25.3-2014）中的推薦值。

2　結果與分析

2.1危害識別

根據場地兩次調查的結果表明，場地存在有機物-重金屬復合型污染，各層關注污染物及超標情況見表2。

表2　關注污染物的調查情況Table 2　Results of concerned potential contaminants

從表 2 可以看出，有機物中二甲苯僅在回填土層發(fā)現超標點位，其余土層和地下水中均未發(fā)現超標情況；苯和甲苯由回填土層向下，超標點位逐漸增多，超標程度增大，至粉砂層后，超標情況逐漸減少，地下水中僅發(fā)現苯超標；重金屬總鉻和 Cr（Ⅵ） 在回填土層污染程度最為嚴重，特別是在回填土層上部（0 ～2 m）區(qū)域 Cr（Ⅵ） 超標尤為明顯，隨著土層深度的加深，污染程度逐漸減小，粉砂層及地下水中均未發(fā)現總鉻和 Cr（Ⅵ） 污染情況。

2.2暴露途徑

在居住用地情景下，敏感受體為住宅區(qū)內的成人和兒童，按照場地內水文地質條件分為4層，其主要暴露途徑見表3。

表3　各層暴露途徑Table 3　Exposure pathway of each layer

2.3毒性表征

污染物的毒性參數主要來源于《污染場地風險評估技術導則》推薦值，見表 4。

2.4風險表征

運用 HERA 軟件，分別計算土壤回填土層、粉質黏土層、粉土層、粉砂層及地下水中關注的污染物的致癌風險值和非致癌危害商（表 5）。單一污染物的可接受致癌風險為 10-6，可接受非致癌危害商值為1，大于可接受的風險值就表明該污染物存在相應的致癌或者非致癌風險。

表4　關注污染物毒性參數Table 4　Toxicity parameters of concerned potential contaminants

表5　關注污染物風險表征Table 5　Summary of carcinogenic risks and non-carcinogenic hazard quotients of concerned contaminants

由表 5 可見，苯和 Cr（Ⅵ） 既存在致癌風險又存在非致癌危害商，其余污染物僅存在非致癌危害商，并且二甲苯和 Cr（Ⅲ） 的非致癌危害商均小于1，在可接受風險范圍內。土壤中超過可接受風險范圍的污染物主要為苯、甲苯和 Cr（Ⅵ），地下水中關注的污染物風險值均在可接受范圍內。

從分層計算的結果來看：有機物中苯在粉土層的致癌風險值和非致癌危害商值最大，明顯高于可接受風險值水平，粉砂層及地下水中苯的致癌風險值和非致癌危害商均在可接受范圍內；甲苯在粉質黏土層非致癌危害商最大，高于可接受風險水平，粉砂層及地下水中非致癌危害商在可接受范圍內；Cr（Ⅵ） 從回填土層至粉土層土壤均存在不同程度的污染（表 2），但是僅在回填土層計算出 Cr（Ⅵ） 高于可接受水平的致癌風險值和非致癌危害商，其余各層的風險值無法計算，主要原因是表層土壤中的 Cr（Ⅵ） 可以通過攝入、呼吸、皮膚吸收等暴露途徑影響人體健康；Cr（Ⅵ）在自然環(huán)境下無法形成氣態(tài)（不存在如亨利常數、空氣中擴散系數等［4］理化性質參數），在較深層次土壤（粉質黏土層至粉砂層）和（微）承壓地下水層中不存在暴露途徑影響人體健康，因而無法計算 Cr（Ⅵ）的致癌風險值和非致癌危害商。

2.5不確定性評價

不確定性評價可以明確風險評估結果的可靠性和實用性，有助于污染場地風險管理，本研究通過暴露風險貢獻率分析和模型參數敏感性分析兩方面［4］進行不確定性評價。

2.5.1暴露風險貢獻率分析采用 HERA 模型，計算了各深度單一污染物經不同暴露途徑的致癌和非致癌貢獻率，見表 6。

從表 6 可以看出，暴露風險貢獻率因關注污染物類型不同而呈現變化，與污染物埋深關系不大。揮發(fā)性有機物苯、甲苯和二甲苯，從回填土層至粉砂層，吸入室內空氣暴露途徑在致癌或非致癌總風險的貢獻率均為最大，超過 60%；重金屬 Cr（Ⅵ） 和 Cr（Ⅲ）僅在回填土層計算出致癌和非致癌風險，Cr（Ⅵ） 經吸入室內土壤顆粒物暴露途徑的致癌風險貢獻率達到 64.84%，Cr（Ⅵ） 和 Cr（Ⅲ）的非致癌風險中經口攝入的風險貢獻率最大，分別為73.5% 和 100%。因此，在場地風險控制和管理過程中，應避免或減少苯、甲苯通過吸入室內空氣途徑而暴露，Cr（Ⅵ） 通過經口攝入和吸入室內土壤顆粒物途徑而暴露，降低關注污染物對人體健康風險。

表6　單一污染物經不同暴露途徑的致癌和非致癌風險貢獻率（%）Table 6　Contributions of exposure pathways of individual contaminants to carcinogenic and non-carcinogenic risks

2.5.2模型參數敏感性分析單一暴露途徑風險貢獻率超過 20% 時，應進行相關參數的敏感性分析［4］。根據暴露風險貢獻率分析結果，選擇具有代表性的揮發(fā)性有機物苯吸入室內空氣暴露途徑和重金屬 Cr（Ⅵ） 經口攝入暴露途徑的模型參數進行分析。模型不同參數對致癌和非致癌風險值的敏感性比例見表 7。

表7　模型參數對致癌和非致癌風險值的敏感性比例①Table 7　Parameter sensitivity ratios of carcinogenic and non-carcinogenic risks

結果表明，計算揮發(fā)性有機物苯的吸入室內空氣暴露途徑的致癌和非致癌風險時，土壤顆粒密度、土壤體積質量、土壤含水率以及土壤有機質含量等參數敏感性比例均大于1，對風險值的影響較為顯著；然而 Cr（Ⅵ）計算經口攝入暴露途徑的致癌和非致癌風險時，這4個參數對風險值幾乎沒有影響。因此，揮發(fā)性有機物風險評估時應實地獲取這 4 個參數，而重金屬進行風險評估時則可選擇默認值計算。其余參數的敏感性比例均小于 1，可以選擇默認值進行計算。

2.6場地修復目標值

根據《污染場地風險評估技術導則》（HJ 25.3-2014），利用 HERA 軟件分別計算關注污染物不同深度基于保護人體健康［12］的土壤及地下水的修復目標值（表 8）。

表8　基于不同土層健康風險的修復目標值Table 8　Remediation targets of health risk assessments with different depths

從計算結果來看，有機物苯、甲苯和二甲苯等修復目標值隨著土層深度的不斷加深而增大，以苯和甲苯為例，粉砂層的修復目標值分別是回填土目標值的5.9倍和11.5倍；由于較深層次的土壤和地下水中重金屬 Cr（Ⅲ） 和 Cr（Ⅵ） 不存在暴露途徑可以影響人體健康，因此，僅在回填土層存在修復目標值。

2.7修復范圍和修復技術的確定

2.7.1修復范圍場地北部區(qū)域以有機物（苯、甲苯）污染為主，中南部區(qū)域重金屬（Cr（Ⅵ））污染為主，根據污染物分布情況、分層計算的修復目標值，利用空間插值法，確定了場地有機物（苯、甲苯）污染范圍（表9、圖2）。

表9　苯和甲苯修復范圍Table 9　Remediation ranges of benzene and methylbenzene

盡管只有回填土層Cr（Ⅵ） 污染土壤存在健康風險，但是，場地不同深度土壤均有大量點位Cr（Ⅵ） 超標情況，必須進行修復。對于Cr（Ⅵ） 不同深度的污染范圍均以基于健康風險評估計算的回填土層修復目標值（0.251 mg/kg）進行劃分（表10）。

2.7.2修復技術1）苯、甲苯污染修復技術苯。和甲苯修復目標值隨深度逐漸增大，回填土層至粉質黏土層（0 ～ 6.5 m）污染土壤，修復目標值較為嚴格，由于異位修復技術相比原位修復技術修復效果好［13-14］，選擇對揮發(fā)性有機物具有較高的去除率的異位土壤氣相抽提（SVE）技術修復；粉土層至粉砂層（6.5 ～ 13.8 m）污染的土壤，考慮到土層滲透性遠高于上兩層，并且修復目標值相對寬松，對于深層的污染土壤，選用原位化學氧化技術修復。

2） 重金屬Cr（Ⅵ）污染修復技術。Cr（Ⅵ） 毒性較大，通過健康風險評估計算，修復目標值相當嚴格（0.251 mg/kg），相反，Cr（Ⅲ） 的毒性較低，修復目標值較為寬松（24 900 mg/kg），為節(jié)約修復成本，Cr（Ⅵ）的修復技術以還原穩(wěn)定化固化為主，將土壤中毒性高的Cr（Ⅵ） 通過還原劑改變?yōu)槎拘暂^低的Cr（Ⅲ），并固定在土壤中。因此，Cr（Ⅵ） 污染最嚴重的回填土層上部（0 ～ 2 m）采用異位化學還原穩(wěn)定化固化修復技術，其余各土層（2 ～ 8.5 m）采用原位生物還原穩(wěn)定化固化修復技術。

3　結論與建議

1） 研究場地為有機物-重金屬復合型污染場地，關注的污染物有苯、甲苯、二甲苯、Cr（Ⅵ） 和Cr（Ⅲ），其中苯和Cr（Ⅵ） 的致癌風險值均超過人體可接受水平（10-6）；苯、甲苯和Cr（Ⅵ）的非致癌危害商均大于1；其余污染物及地下水中關注污染物的風險值均未超過可接受水平。

圖2　不同深度污染物修復范圍Fig. 2　Remediation ranges at different soil depths

表10　Cr（Ⅵ） 的修復范圍Table 10　Remediation range of Cr（Ⅵ）

2） 根據場地水文地質特征將場地土壤分為回填土、粉質黏土、粉土和粉砂等4層，HERA軟件分層健康風險評估結果表明：苯和甲苯的分層修復目標值遵循隨土層深度增加而變大的規(guī)律，可明顯減少土壤污染面積；由于重金屬理化性質特征，Cr（Ⅵ） 修復目標值不存在隨深度變化的情況，僅在表層（回填土層）計算出修復目標值，下層土壤中無法計算相應的修復目標值。因此，分層健康風險評估適用于揮發(fā)性有機物污染，而對于重金屬污染物來講意義不大。

3） 揮發(fā)性有機物（苯、甲苯）修復目標值分層變化的規(guī)律可用于修復技術方案的制定。表層修復目標值較為嚴格，可采用修復效果較好的異位修復技術［15］，深層土壤修復目標值相對寬松，可選擇修復成本更低、對土壤破壞小的原位修復技術［15］，避免過度修復。

4） 計算揮發(fā)性有機物吸入室內空氣暴露途徑的致癌和非致癌風險，土壤顆粒密度、土壤體積質量、土壤含水率和土壤有機質含量是敏感參數，應從實地獲?。欢嬎阒亟饘俳浛谇粩z入土壤暴露途徑的致癌和非致癌風險，模型參數可選擇默認值。

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Layered Health Risk Assessment in a Compound Industrial Contaminated Site

XU Wei1， SHI Weilin2*， SHEN Zhen1， ZHANG Jianrong1， ZHENG Jiachuan1
（1 Suzhou Environmental Science Research Institute， Suzhou， Jiangsu215007， China； 2 School of Environmental Science and Engineering， Suzhou University of Science and Technology， Suzhou， Jiangsu215011， China）

Abstract：Taking a typical organic and heavy metal contaminated site as the study object， the soils were divided into four layers， backfill soil layer （0 - 4.1 m）， silty clay layer （4.1 - 6.5 m）， silt soil layer （6.5 - 8.5 m） and silty sand layer （8.5 - 13.8 m）based on hydro-geological characteristics. Layered health risk assessment was carried out by HERA software. The risk levels and remediation targets of concerned contaminants in soil and groundwater were estimated， and on the basis remediation area and technology were determined. The results indicated the presence of serious organic （benzene and methylbenzene） and heavy metal （Cr（Ⅵ）） contamination in soil. The maximum carcinogenic risk of benzene and non-carcinogenic hazard quotient of methylbenzene were 0.000 155 and 2.14； Cr（Ⅵ） in surface soil had carcinogenic risks （0.014 2） and non-carcinogenic hazard quotients （97.6）， while Cr（Ⅵ） in lower soil was not harmful to health due to no exposure pathway. The health risk of concerned contaminants in groundwater was within the acceptable range. The remediation targets of benzene and methylbenzene in different layers were 0.434， 708 mg/kg in backfill soil layer， 0.807， 2 460 mg/kg in silty clay layer， 1.42， 4 440 mg/kg in silt soil layer and 2.51， 8 140 mg/kg in silty sand layer. However， the remediation target of Cr（Ⅵ） only calculated was 0.251 mg/kg in backfill soil layer. The remediation targets of VOCs （benzene and methylbenzene） increased with soil depth increase， while the remediation targets of heavy metal （Cr（Ⅵ）） did not follow this rule. Therefore， layered health risk assessment is more suitable for the health risk assessment of VOCs.

Key words：Compound chemical contaminated； Layered health risk assessment； HERA； Remediation target

中圖分類號：X820.4

DOI：10.13758/j.cnki.tr.2016.02.017

基金項目：①國家自然科學基金項目（31570515）和蘇州市科技發(fā)展支撐計劃項目（SS201421）資助。

* 通訊作者（weilin-shi@163.com）

作者簡介：許偉（1982—）男，江蘇蘇州人，碩士，工程師，主要從事場地污染調查、場地風險評估與管理、修復治理技術方法等方面的研究。E-mail： xw82514@163.com