C-RAG模型在砷污染場(chǎng)地中的修正及應(yīng)用研究

雷城英，李玉進(jìn)，王夢(mèng)珂，沈鋒,3,*，張振師

1. 西安錦華生態(tài)技術(shù)有限公司，西咸新區(qū) 712000

2. 中國電建集團(tuán)西北勘測(cè)設(shè)計(jì)研究院有限公司，西安 710065

3. 西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，楊凌 712100

2000年我國首次引入場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)，在廣泛吸取國外經(jīng)驗(yàn)的同時(shí)，我國也在該領(lǐng)域形成了諸多研究成果。2014年我國正式頒布了《污染場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則》，這是我國場(chǎng)地及地下水風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估領(lǐng)域發(fā)展歷程中的一座里程碑，也標(biāo)志著一套本土化的場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模式在我國初步形成[1-3]。

在提高城市轉(zhuǎn)型升級(jí)、加快跨越式發(fā)展的大環(huán)境下，因工礦企業(yè)關(guān)閉、搬遷或生產(chǎn)過程中造成的疑似污染地塊，其調(diào)查和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估工作的科學(xué)性和可行性便成為指導(dǎo)場(chǎng)地后期開發(fā)利用的關(guān)鍵環(huán)節(jié)。自20世紀(jì)70年代發(fā)達(dá)國家廣泛關(guān)注環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的前提下，我國從20世紀(jì)80年代以來，逐步形成了多元且完善的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估體系。針對(duì)建設(shè)用地的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，國內(nèi)外較為成熟的評(píng)估模型包括英國的CLEA模型(Contaminated Land Environmental Assessment)、美國的RBCA模型(Risk-Based Corrective Action)、荷蘭的RISC-Human模型，以及中國借鑒發(fā)達(dá)國家經(jīng)驗(yàn)編制的一種以風(fēng)險(xiǎn)管理為核心理念的評(píng)估模型(Chinese Risk Assessment Guide, C-RAG)[4]。雖然C-RAG模型現(xiàn)已發(fā)展成為我國場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法中的主流，但直接套用模型推薦值進(jìn)行計(jì)算的評(píng)估思維還普遍存在[5-6]。而砷作為污染土壤中常見的重金屬元素，由于其保守的毒理學(xué)參數(shù)和多樣化的賦存形態(tài)，使之在不結(jié)合場(chǎng)地實(shí)際參數(shù)的情況下得到的評(píng)估結(jié)果針對(duì)性和適用性較差，也可能造成高估風(fēng)險(xiǎn)繼而增加修復(fù)工程量[6-8]。因此，如何根據(jù)場(chǎng)地實(shí)際情況，合理評(píng)估風(fēng)險(xiǎn)并妥善制定修復(fù)目標(biāo)便成為該領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)和重點(diǎn)。

筆者以青海一處銅金選礦廠舊廠址為研究對(duì)象，以C-RAG模型為基礎(chǔ)，結(jié)合場(chǎng)地污染特點(diǎn)、環(huán)境條件及其后期規(guī)劃用途，針對(duì)性地評(píng)估了該場(chǎng)地的風(fēng)險(xiǎn)情況，給出以控制健康風(fēng)險(xiǎn)和控制修復(fù)成本為雙目標(biāo)的場(chǎng)地修復(fù)目標(biāo)值。旨在為污染場(chǎng)地的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和管控工作提供科學(xué)依據(jù)，為廠址后期的開發(fā)利用提供參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)銅金礦選礦廠始建于1997年，主要進(jìn)行銅、金、銀、硫和鐵等產(chǎn)品的初加工，2003年停產(chǎn)前生產(chǎn)規(guī)模為日處理礦石150 t，主要設(shè)備有破碎系統(tǒng)、球磨系統(tǒng)、浮選系統(tǒng)、濃縮系統(tǒng)、重選系統(tǒng)和尾礦處理等，占地面積12 655 m2。根據(jù)規(guī)劃，該場(chǎng)地后期將用于建設(shè)廣場(chǎng)及地面停車場(chǎng)。

1.2 樣品采集與分析

該選礦廠以磁鐵礦為原料，采用先浮選后磁選的工藝分別回收金與鐵。生產(chǎn)過程中原生礦石和選礦廢水?dāng)y帶的重金屬類物質(zhì)，以及浮選劑次生的氰化物，可能經(jīng)雨水沖刷、地表徑流以及大氣干濕沉降等作用對(duì)土壤環(huán)境造成影響。因此，本次地塊調(diào)查工作中的重點(diǎn)關(guān)注因子確定為重金屬和氰化物。

根據(jù)該場(chǎng)地的規(guī)劃用途和功能區(qū)域，采用系統(tǒng)隨機(jī)布點(diǎn)結(jié)合分區(qū)布點(diǎn)的方法，布設(shè)17個(gè)土壤調(diào)查點(diǎn)位(并在地塊上風(fēng)向1 km的農(nóng)田中設(shè)置1處對(duì)照點(diǎn)位)和4個(gè)地下水調(diào)查點(diǎn)位，土壤取樣時(shí)以不同的巖性特征和土質(zhì)依據(jù)，分層采集至初見地下水(約6.5 m)為止(圖1)。最終采集并檢測(cè)土壤調(diào)查樣品51個(gè)，地下水調(diào)查樣品4個(gè)。樣品檢測(cè)指標(biāo)為8項(xiàng)重點(diǎn)關(guān)注因子，即7種重金屬(砷、六價(jià)鉻、銅、鉛、鎳、鎘和汞)和氰化物。所有指標(biāo)的測(cè)定均按照《土壤環(huán)境質(zhì)量 建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 36600—2018)[9]推薦的標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行，并采用平行樣和有證標(biāo)樣的質(zhì)控方式，保證檢測(cè)結(jié)果準(zhǔn)確無誤。

圖1 采樣點(diǎn)位示意圖

1.3 評(píng)估模型與研究方法

本研究在場(chǎng)地調(diào)查的數(shù)據(jù)基礎(chǔ)上，以《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則》(HJ25.3—2019)[10](以下簡稱《導(dǎo)則》)中的C-RAG評(píng)估模型為主，通過對(duì)場(chǎng)地關(guān)注污染物的篩選、暴露途徑和毒性參數(shù)的分析，最終以該場(chǎng)地可能引發(fā)危害人體健康事件發(fā)生的概率來表征場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)的大小。

2 場(chǎng)地污染狀況及模型分析(Site pollution and model analysis)

2.1 場(chǎng)地污染特征分析

經(jīng)統(tǒng)計(jì)發(fā)現(xiàn)，調(diào)查區(qū)域土壤pH值處于7.39～9.81范圍內(nèi)，屬于偏堿性土壤栗鈣土，土壤中除砷以外的其他污染物及區(qū)域地下水中各污染物含量都處于較低水平。以一類用地篩選值(20 mg·kg-1)為標(biāo)準(zhǔn)，該場(chǎng)地17個(gè)土壤調(diào)查點(diǎn)位中砷的含量范圍為0.73～73.2 mg·kg-1，點(diǎn)位超標(biāo)率為22.2%，樣品超標(biāo)率為11.3%，最大超標(biāo)倍數(shù)為2.66倍。

由于土壤砷選用的是總量分析方法，但土壤中的重金屬并不能完全解吸進(jìn)入胃液及腸液而被人體吸收[11]。因此，本研究采用相對(duì)保守的統(tǒng)一生物可給性測(cè)試方法(unified bioaccessibility method, UBM)[12]得到了研究場(chǎng)地土壤中砷污染物在腸胃階段的生物可給性，其中，胃階段的生物可給性為6.54%～22.87%，腸階段的生物可給性為3.67%～19.35%。

2.2 場(chǎng)地概念模型及參數(shù)修正

該場(chǎng)地主要污染物為重金屬砷，其具有難降解、難揮發(fā)、易積累和毒性大等特點(diǎn)，且地下水調(diào)查結(jié)果顯示水質(zhì)良好。因此，考慮人體在該場(chǎng)地中的暴露途徑時(shí)，主要從經(jīng)口攝入、皮膚接觸和吸入顆粒物(分為室內(nèi)顆粒物及室外顆粒物)3個(gè)方面建立概念模型。由于地塊規(guī)劃用途屬于第二類用地，根據(jù)模型特點(diǎn)，評(píng)估受體對(duì)象僅考慮成人。

C-RAG模型中所給參數(shù)，是在借鑒各國風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估理論的基礎(chǔ)上，基于全國范圍內(nèi)人群特征及環(huán)境條件的總體水平而給出的推薦值。而實(shí)際應(yīng)用中則需結(jié)合區(qū)域特點(diǎn)，針對(duì)性地修正對(duì)評(píng)估結(jié)果影響較大的3項(xiàng)首要參數(shù)(風(fēng)險(xiǎn)可接受水平、土壤攝入量和暴露頻率)及環(huán)境空氣質(zhì)量參數(shù)[4,13]，以使評(píng)估結(jié)果更加合理。

2.2.1 風(fēng)險(xiǎn)可接受水平

由于風(fēng)險(xiǎn)可接受水平對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的結(jié)果影響顯著，在保證風(fēng)險(xiǎn)可控的前提下，應(yīng)在修正模型其他參數(shù)與修正風(fēng)險(xiǎn)可接受水平中擇一而用，否則可能造成低估風(fēng)險(xiǎn)的情況發(fā)生。因此，本研究將在修正模型其他參數(shù)的情況下，繼續(xù)沿用10-6作為單一污染物的可接受風(fēng)險(xiǎn)水平。

2.2.2 土壤攝入量

相比于英國、美國、日本和韓國(兒童攝入量：英國和美國100 mg·kg-1，日本43.5 mg·kg-1，韓國118 mg·kg-1)等國家，C-RAG模型中土壤攝入量的推薦值(兒童攝入量：200 mg·kg-1)較高[14]。因此，在對(duì)比參考各國土壤攝入量推薦值與自然人文環(huán)境間的關(guān)系后，結(jié)合場(chǎng)地所在區(qū)域的人均土壤占有量、城市地面硬化率等因素后，兒童土壤攝入量參考取值較大的韓國推薦值118 mg·kg-1，經(jīng)整化為120 mg·kg-1，成人土壤攝入量則按模型規(guī)律，取兒童攝入量的1/2，即60 mg·kg-1。

2.2.3 暴露頻率

相關(guān)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)顯示[15]，我國居民在各環(huán)境中的活動(dòng)時(shí)長如表1所示。在研究地塊的規(guī)劃用途下，受體人群室內(nèi)活動(dòng)時(shí)長應(yīng)按工作活動(dòng)取值為工作日6.1 h，休息日0 h；室外活動(dòng)時(shí)長取值為工作日3.3 h，休息日8 h。按照我國一年工作日為250 d，休息日為115 d，并沿用C-RAG模型理念，假設(shè)居民室外活動(dòng)中，有1/2的時(shí)間在場(chǎng)地附近，1/2的時(shí)間遠(yuǎn)離場(chǎng)地，則修正后得到的成人暴露參數(shù)為：成人暴露頻率92.2 d·a-1，其中，室內(nèi)暴露頻率63.5 d·a-1，室外暴露頻率28.7 d·a-1(表2)。

表1 中國居民不同環(huán)境中的活動(dòng)時(shí)間

表2 本研究場(chǎng)地評(píng)估模型修正參數(shù)及過程參數(shù)匯總

2.2.4 PM10

C-RAG模型中PM10推薦值是全國總體水平的指導(dǎo)值。本場(chǎng)地在參考《2019年青海省生態(tài)環(huán)境狀況公報(bào)》[16]中當(dāng)?shù)?018年和2019年的環(huán)境空氣質(zhì)量平均水平后，修正PM10的值為0.073 mg·m-3。

將土壤樣品檢測(cè)濃度和上述模型參數(shù)值應(yīng)用于C-RAG模型中進(jìn)行計(jì)算，得到該場(chǎng)地的致癌風(fēng)險(xiǎn)及危害商結(jié)果，并基于模型反推得到該場(chǎng)地的風(fēng)險(xiǎn)控制值。

3 結(jié)果與討論(Results and discussion)

3.1 場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)水平

修正后的C-RAG模型相比于原模型，其致癌風(fēng)險(xiǎn)水平普遍降低為原來的1/4，從而使風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)顯著降低，修正前后致癌風(fēng)險(xiǎn)大于10-5的比例從29.4%減少到了3.92%，致癌風(fēng)險(xiǎn)小于10-6的比例從11.8%提升至35.3%，這進(jìn)一步說明了C-RAG模型在不同場(chǎng)地環(huán)境中應(yīng)用時(shí)，確實(shí)可能造成高估風(fēng)險(xiǎn)的情況。將修正后計(jì)算得到的致癌風(fēng)險(xiǎn)值以Surfer軟件的克里金插值法作圖，得到不同土層中砷的致癌風(fēng)險(xiǎn)分布圖(圖2)。由圖2可知，水平方向上，位于場(chǎng)地中部的濾液收集池、晾曬區(qū)、儲(chǔ)藏室、篩分及球磨車間處風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較高，最大風(fēng)險(xiǎn)水平為1.2×10-5，這些區(qū)域均屬于選礦工藝的主要操作區(qū)，原礦石中的砷在堆存、破碎、浮選和晾曬的過程中，通過粉塵和廢水等介質(zhì)進(jìn)入土壤環(huán)境，從而累積產(chǎn)生污染，導(dǎo)致風(fēng)險(xiǎn)升高，除此之外的其他大部分地區(qū)仍處于10-5水平以下；垂直方向上，風(fēng)險(xiǎn)水平隨著土層的加深呈遞減趨勢(shì)，2～4 m土層最大風(fēng)險(xiǎn)水平降至4×10-6。

圖2 場(chǎng)地土壤砷修正后的致癌風(fēng)險(xiǎn)分布圖

3.2 修復(fù)目標(biāo)值

目前，雖然已有部分研究采用重金屬形態(tài)分析法[2,17]、多層次風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估法[18]和概率風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[19]等技術(shù)對(duì)修復(fù)目標(biāo)的合理性進(jìn)行優(yōu)化。但以標(biāo)準(zhǔn)篩選值或模型計(jì)算得到的控制值直接作為污染地塊的修復(fù)目標(biāo)值的情況仍不罕見，這就容易造成修復(fù)目標(biāo)值沒有針對(duì)性或過于保守的問題。

綜合考慮上述問題后，本研究在結(jié)合污染物的生物可給性試驗(yàn)[20-22]、區(qū)域背景值統(tǒng)計(jì)情況及國家標(biāo)準(zhǔn)值的確定依據(jù)等方面后，對(duì)比了幾種方案下的修復(fù)目標(biāo)值(表3)。由表3可知，僅通過模型參數(shù)修正可使致癌風(fēng)險(xiǎn)控制值擴(kuò)大4.1倍，而在此基礎(chǔ)上再引入生物可給性數(shù)值(按試驗(yàn)結(jié)果上限取整為30%)則可使致癌風(fēng)險(xiǎn)控制值擴(kuò)大13.7倍。在修復(fù)目標(biāo)值的確定上，按照“在修復(fù)目標(biāo)值不小于區(qū)域平均的土壤背景值，不大于區(qū)域背景值95%分位數(shù)的1.3倍的前提下，優(yōu)先選擇較大值作為土壤修復(fù)目標(biāo)值”[23]的原則，本研究最終確定修復(fù)目標(biāo)值為21.1 mg·kg-1。

表3 不同方案下修復(fù)目標(biāo)參考值的比較

當(dāng)分別以1.54、6.32、21.1和60 mg·kg-1作為修復(fù)目標(biāo)值的情況下，按照污染物濃度等值線圖劃定修復(fù)區(qū)域并對(duì)比其對(duì)應(yīng)的修復(fù)工程量(表4)后發(fā)現(xiàn)，對(duì)于砷而言，采用模型參數(shù)修正的方式可縮減35.6%的修復(fù)土方量，但此方案在風(fēng)險(xiǎn)可控的情況下，仍存在過度修復(fù)，易造成修復(fù)成本的額外支出，因此，并不是平衡風(fēng)險(xiǎn)水平和修復(fù)工程量的最佳方案；以標(biāo)準(zhǔn)篩選值直接作為修復(fù)目標(biāo)的工程量雖然小，但其存在的健康風(fēng)險(xiǎn)卻相對(duì)較高；比較之下，在修正模型參數(shù)的基礎(chǔ)上引入生物可給性的評(píng)估方式，能在控制風(fēng)險(xiǎn)的情況下使修復(fù)工程量縮減98.3%，從我國行業(yè)現(xiàn)狀和項(xiàng)目實(shí)施的角度來看具有較高的可行性。

表4 不同修復(fù)目標(biāo)值下的修復(fù)工程量

綜上所述，本研究結(jié)果表明：

(1)該場(chǎng)地是以砷為特征污染物的單一重金屬污染，以一類用地篩選值(20 mg·kg-1)為標(biāo)準(zhǔn)，點(diǎn)位超標(biāo)率為22.2%，最大超標(biāo)倍數(shù)為2.66倍。

(2)通過對(duì)C-RAG模型受體暴露途徑、土壤攝入量、暴露頻率和PM10的修正，該場(chǎng)地致癌風(fēng)險(xiǎn)水平普遍降低了一個(gè)數(shù)量級(jí)，多分布于10-6～10-5水平，高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域與重金屬超標(biāo)區(qū)域基本一致，垂直方向風(fēng)險(xiǎn)程度隨土層厚度的增加而減小。

(3)綜合考慮區(qū)域背景值、應(yīng)用可行性及風(fēng)險(xiǎn)水平與修復(fù)投入之間的平衡關(guān)系后，確定以引入生物可給性的致癌效應(yīng)風(fēng)險(xiǎn)控制值21.1 mg·kg-1為最終修復(fù)目標(biāo)值。