揮發(fā)性有機(jī)污染土壤開挖異味風(fēng)險(xiǎn)評估及控制對策

張施陽，李青青，楊 潔

上海市環(huán)境科學(xué)研究院，上海 200233

隨著城市綜合整治的實(shí)施推進(jìn)，重污染企業(yè)關(guān)停搬遷工作滾動(dòng)實(shí)施，遺留了大量亟需修復(fù)的污染地塊，其中多數(shù)地塊均涉及揮發(fā)/半揮發(fā)性有機(jī)物(VOCs/SVOCs)污染. 由于城市建設(shè)用地需求迫切，針對污染土壤目前多采用簡便高效的異位修復(fù)技術(shù)開展治理. 當(dāng)污染土壤被挖掘和擾動(dòng)時(shí)短時(shí)間內(nèi)易形成有機(jī)污染物的高濃度釋放，在導(dǎo)致健康危害的同時(shí)也易產(chǎn)生異味影響. 甘平等通過采集修復(fù)場地的氣體樣品以分析挖掘過程中VOCs 的散逸規(guī)律，并基于健康風(fēng)險(xiǎn)制定了污染土壤修復(fù)施工安全作業(yè)區(qū)，以保障施工人員健康安全. 國外發(fā)達(dá)國家針對污染地塊修復(fù)階段的大氣二次污染已制定了較為嚴(yán)格的管理政策，如荷蘭規(guī)定了修復(fù)施工中近50 種大氣污染物的控制目標(biāo). 然而目前在我國針對土壤修復(fù)過程中的異味風(fēng)險(xiǎn)問題仍未引起足夠重視，以致異味投訴現(xiàn)象屢見不鮮，嚴(yán)重制約著土壤修復(fù)行業(yè)的規(guī)范化發(fā)展. 目前，較多研究集中于分析土壤挖掘擾動(dòng)對大氣VOCs 空間分布的影響，針對污染土壤開挖情景下VOCs 散逸模擬預(yù)測及異味風(fēng)險(xiǎn)評估等方面的研究較為鮮見. 因此，研究土壤開挖過程中的異味風(fēng)險(xiǎn)評估方法，用于指導(dǎo)土壤修復(fù)作業(yè)的實(shí)施，以應(yīng)對修復(fù)過程中日益頻發(fā)的大氣二次污染問題，具有十分重要的意義.

修復(fù)施工人員可落實(shí)個(gè)人防護(hù)措施以避免異味侵害，因此該研究主要探討開挖施工過程對周邊環(huán)境的異味影響. 長期富集于地表下的有機(jī)污染物受開挖擾動(dòng)后解析擴(kuò)散至場地大氣中，隨后在風(fēng)力作用下遷移至周邊區(qū)域從而被人體嗅覺感知. 這包含3 個(gè)主要過程：①開挖階段的VOCs 釋放. 美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)已發(fā)布了污染土開挖過程VOCs 釋放速率的計(jì)算公式，分別考慮了土壤孔隙氣的釋放速率以及暴露土壤VOCs 的擴(kuò)散速率. US EPA 發(fā)布的VOCs釋放速率計(jì)算公式推導(dǎo)主要依據(jù)拉烏爾定律，而已有研究表明其對于土壤氣的預(yù)測結(jié)果存在較大誤差；另外，諸如我國上海等南方地區(qū)的地下水位通常埋深較淺，土壤開挖過程中淺層地下水將匯聚于基坑內(nèi)，因此評估中也應(yīng)將暴露后地下水與大氣的物質(zhì)交換納入考慮. ②VOCs 的污染遷移擴(kuò)散. 可運(yùn)用大氣擴(kuò)散模型進(jìn)行描述，計(jì)算得到下風(fēng)向的VOCs 濃度.③定量評估人體對污染物大氣濃度的嗅覺感官效應(yīng)，多個(gè)國內(nèi)外機(jī)構(gòu)已基于人工嗅辨測定了異味物質(zhì)的嗅閾值以探討其能激起嗅覺感知的最低濃度，并進(jìn)一步通過臭氣濃度、臭氣強(qiáng)度等方式來表征異味污染物對人體的嗅覺刺激程度.

該文首先通過構(gòu)建土壤開挖活動(dòng)對周邊活動(dòng)人群的異味暴露概念模型，運(yùn)用數(shù)學(xué)模型模擬土壤開挖過程中VOCs 污染的散逸過程，并應(yīng)用臭氣強(qiáng)度作為VOCs 異味風(fēng)險(xiǎn)的表征手段，預(yù)測得到周邊環(huán)境中的VOCs 大氣濃度及其對人體的嗅覺感官效應(yīng)；其次，以某退役化工地塊為例，采用該方法預(yù)測修復(fù)開挖過程中VOCs 對周邊敏感受體的異味風(fēng)險(xiǎn)；最后，從異味控制的角度出發(fā)，在對模型進(jìn)行參數(shù)敏感性分析的基礎(chǔ)上探索土壤修復(fù)作業(yè)的優(yōu)化方法，以期為污染土壤修復(fù)施工異味評估及安全防控提供借鑒和參考.

1 污染土壤開挖對周邊受體的異味風(fēng)險(xiǎn)評估模型構(gòu)建

1.1 概念模型構(gòu)建

土壤開挖過程中污染土壤以一定速率從基坑內(nèi)被挖出，隨后在周邊臨時(shí)堆存，可建立“基坑開挖-VOCs 散逸-大氣遷移-嗅覺效應(yīng)”的異味暴露概念模型(見圖1). 挖掘過程中VOCs 主要來源于3 個(gè)方面：①土壤受到機(jī)械擾動(dòng)，土壤孔隙氣體與大氣產(chǎn)生物質(zhì)交換；②開挖后裸露土壤面積增加，污染物三相平衡關(guān)系重新建立，基坑裸露土壤及周邊暫存土堆中賦存污染物進(jìn)一步解析并釋放于大氣環(huán)境中；③在地下水水位埋深較淺的情況下，開挖后其將暴露于大氣環(huán)境中，產(chǎn)生地下水蒸發(fā)及VOCs 溶質(zhì)揮發(fā)兩個(gè)過程. 開挖過程中VOCs 大量釋放，局部空間中污染物濃度急劇上升，在氣流和風(fēng)力作用下，VOCs 擴(kuò)散并遷移至周邊環(huán)境，周邊活動(dòng)人群吸入后將對其產(chǎn)生嗅覺刺激.

圖1 污染土壤開挖情景下周邊受體異味暴露概念模型Fig.1 The conceptual model of odor exposure to surrounding receptor based on the soil excavation scenario

1.2 土壤開挖過程中VOCs 的揮發(fā)速率

目前，VOCs 在土壤氣中的分配過程一般采用線性分配模型來進(jìn)行描述，我國現(xiàn)行的《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》(HJ 25.3-2019)中也應(yīng)用該模型計(jì)算土壤氣體濃度以進(jìn)一步評估VOCs 蒸氣入侵風(fēng)險(xiǎn). 該模型假設(shè)VOCs 在三相中平衡完全可逆且瞬間達(dá)到平衡狀態(tài)，計(jì)算方法如(1)所示. 除此以外，還需明確土壤氣與大氣的交換量，從最不利的情況來說，挖鏟挖出污染土直至堆放于暫存土堆的過程中土壤氣中VOCs 將完全擴(kuò)散至大氣環(huán)境. 進(jìn)一步引入土壤開挖速率()修正式(1)，以表征土壤孔隙氣體中VOCs 的釋放速率.

式中：為開挖區(qū)土壤氣中VOCs 濃度，mg/m；ER為土壤孔隙氣體中VOCs 揮發(fā)速率，mg/s；為開挖區(qū)土壤VOCs 濃度，mg/kg；為亨利常數(shù)；為土壤有機(jī)碳/孔隙水分配系數(shù)，cm/g；為土壤開挖速率，m/s；為土壤容重，g/cm；為土壤孔隙水體積比；為土壤孔隙空氣體積比；為土壤有機(jī)質(zhì)含量，g/kg.

開挖后裸露土壤面積增加，污染物三相平衡關(guān)系重新建立，土壤固相及液相中賦存污染物進(jìn)一步解析并釋放于大氣環(huán)境. 假定開挖過程中單位時(shí)間內(nèi)暴露面積保持不變且污染物揮發(fā)速率恒定，US EPA 發(fā)布的EPA-450/1-92-004 文件中建立了一套裸露土壤VOCs 揮發(fā)速率的計(jì)算方法：

式中：ER為暴露土壤表層污染擴(kuò)散速率，mg/s；SA 為暴露土壤表面積，m；為平衡系數(shù)；為污染物的飽和蒸汽壓，mmHg；MW 為污染物的物質(zhì)的量，g/(g·mol)；為理想氣體狀態(tài)常數(shù)；為絕對溫度，取值為298 K；為空氣有效擴(kuò)散系數(shù)，cm/s；為VOCs 在空氣中的擴(kuò)散系數(shù)，cm/s；為VOCs 的揮發(fā)時(shí)間，研究表明土壤中有機(jī)物在一開始會(huì)有較高的釋放速率，故取推薦值60 s；為土壤總孔隙體積比.

將開挖后裸露的淺層地下水視作敞開水面，則在水-氣界面上將產(chǎn)生地下水蒸發(fā)及溶質(zhì)VOCs 揮發(fā)兩種物質(zhì)交換過程. 地下水蒸發(fā)過程，即敞開水面散濕量的估算一般可采用經(jīng)驗(yàn)公式計(jì)算得到單位時(shí)間水面下降高度. 考慮到土壤開挖工期較短，地下水蒸發(fā)過程在一般情況下可忽略不計(jì).

對于地下水中VOCs 的揮發(fā)過程，首先可假定水相中VOCs 與水面處大氣中的VOCs 達(dá)到分配平衡，滿足熱力學(xué)平衡條件，則采用亨利定律建立二者的關(guān)系：

式中：為水面處的VOCs 大氣濃度，mg/m；為地下水中VOCs 濃度，mg/L.

水相中揮發(fā)的VOCs 通過分子擴(kuò)散作用從地下水面向地表處運(yùn)移，假設(shè)該層內(nèi)的平均風(fēng)速為零，則根據(jù)Fick 穩(wěn)態(tài)擴(kuò)散定律，VOCs 污染物在該階段的擴(kuò)散通量可表示為

式中：為地下水VOCs 的揮發(fā)通量，mg/(m·s)；為大 氣 混 合 區(qū)的VOCs 濃 度，mg/m；為 地 下 水 埋深，m.

地表上方為大氣混合區(qū)，VOCs 進(jìn)入該區(qū)后將與空氣混合，根據(jù)氣體箱式模型，假設(shè)呼吸區(qū)內(nèi)污染物與空氣充分混合且濃度均勻，污染物在該階段的揮發(fā)通量可表示為

根據(jù)通量連續(xù)性原則，兩個(gè)階段的揮發(fā)通量應(yīng)一致，將式(6)～(8)進(jìn)行聯(lián)立，建立VOCs 揮發(fā)通量與地下水濃度的關(guān)系：

為進(jìn)一步得到地下水中VOCs 的揮發(fā)速率，增加敞開地下水水面面積對式(9)進(jìn)行修正：

式中：ER為地下水中VOCs 溶質(zhì)的揮發(fā)速率，mg/s；為大氣風(fēng)速，m/s；為混合區(qū)高度，m；為敞開地下水水面面積，m；為沿風(fēng)向的污染源區(qū)寬度，m.

將1.2.1～1.2.3 節(jié)中所述過程的VOCs 釋放速率進(jìn)行累加，得到開挖過程中VOCs 的總釋放速率.

式中，ER 為通過土壤孔隙氣擴(kuò)散、暴露土壤VOCs揮發(fā)以及地下水VOCs 揮發(fā)3 個(gè)過程的VOCs 揮發(fā)總速率，mg/s.

1.3 大氣遷移擴(kuò)散模型

應(yīng)用于污染氣體遷移擴(kuò)散的數(shù)學(xué)模型有多種，包括 高 斯 擴(kuò) 散 模型 (Gaussian-dispersion-model)、AERMOD 模型、ADMS 模型等. 其中，高斯擴(kuò)散模型計(jì)算較為簡便，已被大量試驗(yàn)數(shù)據(jù)所驗(yàn)證，在模擬異味污染擴(kuò)散方面，也是目前運(yùn)用最為普遍的. 該模型假設(shè)大氣污染物在污染源釋放的煙羽中心線附近呈高斯分布，且污染源的源強(qiáng)均勻、連續(xù)，在擴(kuò)散過程中質(zhì)量守恒，計(jì)算方法如下：

式中：為污染物在距污染源區(qū)一定距離處的空氣濃度，mg/m；為單位時(shí)間內(nèi)污染物的排放量，mg/s；為大氣橫向擴(kuò)散系數(shù)，m；為大氣垂向擴(kuò)散系數(shù)，m；為至大氣污染羽中心線的側(cè)向距離，m；為呼吸區(qū)高度，m.

1.4 異味活度分析及臭氣強(qiáng)度模型

異味活度值(OAV)被廣泛應(yīng)用于表征異味物質(zhì)的污染程度，結(jié)合嗅覺閾值及質(zhì)量濃度可得到單個(gè)污染組分的OAV，以識別混合污染物中的關(guān)鍵致嗅組分〔見式(13)〕.

式中：OAV為混合氣體中污染物的OAV；C為污染物的質(zhì)量濃度，mg/m；為污染物的嗅閾值，mg/m.

臭氣強(qiáng)度指標(biāo)是人體對于異味污染最直觀的反映，可以簡單直觀地反映異味對人體嗅覺感官的刺激程度. 針對單一組分，已建立了許多模型(如韋伯-費(fèi)希納定律、冪律模型及線性模型等)用于預(yù)測臭氣強(qiáng)度，其中韋伯-費(fèi)希納定律由于預(yù)測精準(zhǔn)度較高而被廣泛應(yīng)用，該定律認(rèn)為臭味給人的感覺量與對人體嗅覺的刺激量的對數(shù)成正比〔見式(14)〕. 對于臭氣強(qiáng)度的分級，目前我國采用日本的6 階段分級法，相應(yīng)的感官描述見表1. 對于異味特征明顯的污染物，均已通過大量嗅辨實(shí)驗(yàn)得到了臭氣強(qiáng)度模型的擬合參數(shù)，且擬合性較好.

表1 臭氣強(qiáng)度的分級表示[26]Table 1 Classification of odor intensity[26]

式中，OI 為臭氣強(qiáng)度，和為模型擬合參數(shù).

2 研究區(qū)概況及參數(shù)取值

2.1 研究區(qū)污染概況

選取某退役化工廠原儲罐區(qū)域開展研究，該地塊占地面積約1.5×10m. 地塊內(nèi)儲罐已于2009 年拆除，原主要用于苯系物等化工原料的儲存，曾因異味問題被附近居民多次投訴. 目前，距離地塊最近的敏感目標(biāo)為東側(cè)的居民區(qū)，與地塊東部圍墻距離約20 m.

依據(jù)現(xiàn)行技術(shù)規(guī)定開展了污染地塊調(diào)查評估，結(jié)果顯示，土壤中存在的污染物超過人體健康風(fēng)險(xiǎn)可接受水平，土壤修復(fù)范圍如圖2 所示. 待修復(fù)的土壤面積為2 800 m，修復(fù)深度為3 m，總方量為8 400 m，擬采用開挖后異位修復(fù)的方式開展治理. 開挖區(qū)域內(nèi)存在檢出的有機(jī)物包括苯系物、多環(huán)芳烴及總石油烴，對比中國、日本、美國等建立的異味物質(zhì)清單篩選得到土壤和地下水中的異味污染物，包括苯、甲苯、乙苯等9 種苯系物. 由于模型基于均勻污染源的假設(shè)，故對VOCs 濃度進(jìn)行均值化處理，結(jié)果見表2.

表2 開挖區(qū)域土壤及地下水異味污染物濃度Table 2 Odorant concentration of soil and groundwater in the excavation scope

圖2 研究區(qū)域及土壤開挖范圍示意Fig.2 Study area and excavation scope of soil

2.2 模型參數(shù)設(shè)置

此次污染土壤開挖施工擬投入1 臺挖機(jī)開展挖掘工作，挖出后的土壤1 h 清運(yùn)一次. 假設(shè)挖機(jī)挖斗一次從基坑內(nèi)移出2 m的土方堆至周邊暫存區(qū)，1 h挖取75 次，則其開挖效率為150 m/h，完成所有土方開挖需56 h. 經(jīng)1 h 工作后會(huì)形成一個(gè)10 m×5 m×3 m的基坑，其內(nèi)距地面1 m 以下為地下水，另外基坑周邊將形成一個(gè)10 m×5 m×3 m 的暫存土堆. 經(jīng)計(jì)算可知，單位時(shí)間內(nèi)裸露土壤表面積為170 m，裸露地下水表面積為50 m，基坑內(nèi)地下水總體積為100 m.

乙苯、苯、甲苯等污染物的性質(zhì)參數(shù)包括理化性質(zhì)參數(shù)以及嗅閾值參數(shù)，其中理化性質(zhì)參數(shù)參照《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》(HJ 25.3-2019)，嗅閾值引用中國國家環(huán)境保護(hù)惡臭污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室、日本氣味環(huán)境協(xié)會(huì)以及US EPA的研究成果(見表3).

表3 污染物的理化參數(shù)及嗅覺參數(shù)取值Table 3 Values of pollutant characteristic and odor parameters

研究區(qū)的特征參數(shù)取值來自土壤土工試驗(yàn)結(jié)果及《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》(HJ 25.3-2019)推薦參數(shù)(見表4).

表4 研究區(qū)特征參數(shù)取值Table 4 Values of characteristic parameters in study area

3 結(jié)果與討論

3.1 土壤開挖過程臭氣強(qiáng)度預(yù)測

根據(jù)表2 所示各VOCs 在土壤和地下水中的平均濃度，通過1.2.1～1.2.3 節(jié)所述公式分別對土壤孔隙氣擴(kuò)散、暴露土壤揮發(fā)、地下水溶質(zhì)揮發(fā)等3 個(gè)過程中涉及的VOCs 釋放速率進(jìn)行計(jì)算，結(jié)果見表5. 其中，氯苯、苯、乙苯、甲苯這4 個(gè)組分的揮發(fā)速率(ER)較高，分別為1 546.2、530.9、303、191.8 mg/s，與這幾種VOCs 在土壤和地下水中濃度較高有關(guān). 從不同的VOCs 揮發(fā)過程來看，來源于土壤孔隙氣體中的VOCs 揮發(fā)占揮發(fā)總量的70%以上，可見土壤孔隙氣擴(kuò)散是開挖過程中最主要的二次污染來源. 土壤孔隙氣擴(kuò)散過程的模型假設(shè)中基于最不利的情況進(jìn)行考量，假設(shè)孔隙氣中VOCs 將全部進(jìn)入大氣環(huán)境，故這部分的揮發(fā)速率會(huì)較高；在暴露土壤揮發(fā)方面，污染物從吸附態(tài)及溶解態(tài)解析后通過土壤孔隙空氣釋放于大氣中，而研究區(qū)土壤孔隙中的飽和度較高，孔隙空氣通道較少，故該部分VOCs 的釋放速率較小，張焱鑫等研究也表明，賦存于土壤顆粒及土壤水中的VOCs 向外的釋放能力取決于污染物濃度梯度推動(dòng)力及土壤孔隙率.

表5 周邊居民區(qū)VOCs 大氣濃度及異味活度值Table 5 Odor concentration and OAV of VOCs in the surrounding residential area

研究表明，污染土壤挖掘過程中VOCs 在空氣中的擴(kuò)散規(guī)律符合高斯模型，且VOCs 在開挖點(diǎn)瞬間釋放并隨風(fēng)遷移，故將開挖行為造成的VOCs 釋放視作點(diǎn)源污染，即將各污染物的ER 計(jì)算值代入式(12)，計(jì)算得到周邊居民區(qū)環(huán)境大氣中各項(xiàng)VOCs 濃度(見表5). 混合氣體組分濃度表現(xiàn)為氯苯（6.86 mg/m）＞苯（2.35 mg/m）＞乙苯（1.56 mg/m）＞甲苯（0.85 mg/m）＞間/對-二甲苯（0.3 mg/m）＞鄰-二甲苯（0.17 mg/m）＞1,3,5-三甲苯（0.11 mg/m）＞1,2,4-三甲苯（0.071 mg/m）＞苯乙烯（0.043 mg/m）. 為進(jìn)一步識別混合氣體的異味特征，該研究采用OAV 對VOCs 組分進(jìn)行分析，其中乙苯、甲苯、氯苯的OAV 分別為18.35、2.11 和2.01，而其余VOCs 的OAV 均小于1，說明其無法被人體嗅覺感知. 顏魯春等研究表明，當(dāng)混合組分中某物質(zhì)的ln(OAV)占混合物總量的比例小于20%時(shí)，其對混合物臭氣強(qiáng)度的貢獻(xiàn)可忽略. 經(jīng)計(jì)算，乙苯、甲苯、氯苯的ln(OAV)占混合物總量的比例分別為66.8%、17.1%、16%，可見甲苯和氯苯對異味強(qiáng)度的貢獻(xiàn)較小，且對其他組分的相互作用(如協(xié)同效應(yīng))也有限. 因此，乙苯為該三元混合體系中的關(guān)鍵致嗅物質(zhì)，故以該組分來表征混合氣體的氣味特性.根據(jù)臭氣強(qiáng)度模型〔見式(14)〕，其中擬合參數(shù)和分別取值2.05 和0.5，推導(dǎo)的臭氣強(qiáng)度等級達(dá)3.09，意味著在模型預(yù)測下地塊開挖作業(yè)時(shí)周邊居民會(huì)感到明顯臭味. 乙苯嗅閾值較低，低濃度下就可引起嗅覺刺激，而已有研究也表明，污染地塊中的VOCs易遷移到周邊環(huán)境空氣中，在較低濃度下就可以形成異味污染.

3.2 土壤開挖過程異味控制對策

參考文獻(xiàn)[19,33]的方法對評估模型進(jìn)行分析，以確定影響預(yù)測結(jié)果的關(guān)鍵參數(shù)，據(jù)此提出針對性的異味控制對策. 2.2 節(jié)所述模型涉及的3 類參數(shù)中，污染物的性質(zhì)參數(shù)取值固定，均由查閱相關(guān)資料獲得，故主要針對研究區(qū)特征參數(shù)(、、、、、、、)以及開挖施工參數(shù)(SA、)進(jìn)行分析. 對需進(jìn)行分析的參數(shù)取值進(jìn)行5%和10%的上調(diào)，其余參數(shù)仍以2.2 節(jié)中的取值為準(zhǔn)，代入1.2.1～1.2.3 節(jié)所述公式計(jì)算乙苯臭氣強(qiáng)度等級，最終確定各研究參數(shù)的敏感性比例. 結(jié)果(見圖3)顯示，土壤容重()的取值對臭氣強(qiáng)度的計(jì)算結(jié)果基本沒有影響；暴露土壤表面積(SA)、地下水埋深()和地下水污染濃度()的取值對結(jié)果的影響相似，敏感性比例為5%～10%，總體來看影響較小. 其余參數(shù)取值對預(yù)測結(jié)果均有較明顯的影響，其中當(dāng)敏感目標(biāo)距離()取值上調(diào)5%時(shí)，敏感性比例達(dá)到了38.8%；其次是土壤污染物濃度()、土壤開挖速率()、大氣風(fēng)速()、土壤空氣體積比()，在小幅度(+5%)的調(diào)整下，敏感性比例均在25%左右；土壤有機(jī)質(zhì)含量()對結(jié)果的影響也達(dá)到了20%.

圖3 各參數(shù)分別上調(diào)5%及10%時(shí)對應(yīng)的敏感性比例Fig.3 Sensitivity proportion of parameters with an adjustment of 5% and 10%

控制修復(fù)過程中VOCs 對周邊環(huán)境異味影響的關(guān)鍵在于減少挖掘過程中VOCs 的產(chǎn)生及遷移. 根據(jù)影響因素及參數(shù)分析結(jié)果，優(yōu)化土壤修復(fù)工藝、控制區(qū)域土壤狀況以及減小氣象影響應(yīng)是降低開挖作業(yè)對周邊異味影響的有效方法.

優(yōu)化修復(fù)工藝：理想情況下土壤開挖修復(fù)作業(yè)應(yīng)完全在密閉大棚內(nèi)進(jìn)行，散逸VOCs 通過廢氣處理設(shè)施統(tǒng)一收集處理后進(jìn)行有組織排放. 挖掘清理是VOCs 散逸風(fēng)險(xiǎn)最主要的環(huán)節(jié)，但由于實(shí)際場地局限性，施工中密閉大棚無法覆蓋所有清挖區(qū)域. 故從其他角度來說，一方面可限制土壤開挖速率()，以降低土壤孔隙VOCs 的散逸速率；另一方面可先針對高濃度污染土進(jìn)行原位處理，降低土壤污染濃度()，再結(jié)合開挖進(jìn)行深度修復(fù). 同樣，在考慮開挖基坑距敏感目標(biāo)的距離()方面，可在現(xiàn)場合理劃定異味控制區(qū)開展分區(qū)修復(fù)，異味安全區(qū)范圍內(nèi)可進(jìn)行開挖，范圍外的應(yīng)以原位修復(fù)為主.

控制區(qū)域土壤狀況：通過提高土壤含水率的方式來減小空氣體積比()以控制臭氣散逸，可采用的方式包括噴灑氣味抑制劑以及加大灑水量和頻次，保持土壤含水率；土壤有機(jī)碳含量()越高則越易“鎖定”污染物，同時(shí)它也是衡量土壤肥力高低的指標(biāo)，一般可通過增施有機(jī)肥提高其含量，但肥料本身就存在異味，故應(yīng)進(jìn)一步探索適合建設(shè)用地的土壤有機(jī)質(zhì)提高方式.

減小氣象影響：由3.2.1 節(jié)可知，臭氣強(qiáng)度預(yù)測結(jié)果與風(fēng)速()呈負(fù)相關(guān)，與燕云仲等對污染場地修復(fù)過程中實(shí)測的農(nóng)藥類污染物濃度與風(fēng)速的關(guān)系研究結(jié)果相一致，風(fēng)速越大，單位時(shí)間內(nèi)VOCs 遷移的距離增加，并與大量清潔空氣混合，從而降低了大氣中污染物濃度. 雖然評估模型中未建立揮發(fā)速率與環(huán)境溫度的關(guān)系，但高溫情況下將有利于VOCs 的揮發(fā)，因此在對VOCs 污染土壤修復(fù)過程中，應(yīng)避免在氣溫較高時(shí)開挖，并且在對周邊敏感目標(biāo)不利的風(fēng)力條件下也應(yīng)暫緩開挖.

各項(xiàng)措施對異味影響的優(yōu)化作用的定量計(jì)算結(jié)果如圖4 所示. 在限制挖機(jī)工作效率的優(yōu)化方式下〔見圖4(a)〕，土壤開挖速率()由150 m/h 降至50 m/h，居民區(qū)空氣中的乙苯濃度可降至0.7 mg/m，濃度削減率為55.13%，此時(shí)的臭氣強(qiáng)度為2.38，比對表1可知，居民仍可在開挖過程中感到微弱臭味. 類似地，當(dāng)采用原位修復(fù)模式將區(qū)域土壤污染濃度()處理至8 mg/kg 后，開挖時(shí)周邊居民區(qū)大氣污染物的臭氣強(qiáng)度為2.31〔見圖4(b)〕. 在控制區(qū)域土壤狀況方面，空氣體積比()和土壤有機(jī)碳含量()由原參數(shù)分別調(diào)整到0.006 和0.8%后，居民區(qū)大氣中乙苯濃度分別可削減57.08%和53.85%，臭氣強(qiáng)度可降至2.40左右〔見圖4(d)(e)〕. 風(fēng)速()從2 m/s 升至7 m/s 時(shí)，乙苯濃度由1.56 mg/m降至0.45 mg/m，臭氣強(qiáng)度可降至1.98，此時(shí)風(fēng)力已達(dá)4 級，從氣象統(tǒng)計(jì)上來看發(fā)生的概率不大〔見圖4(f)〕. 改變敏感目標(biāo)距離()對結(jié)果的影響最為顯著，當(dāng)其提升至60 m 時(shí)，乙苯大幅度削減，臭氣強(qiáng)度降至1.44〔見圖4(c)〕. 尹勤等以臭氣強(qiáng)度1.5 級作為臭氣強(qiáng)度標(biāo)準(zhǔn)值來推導(dǎo)污水處理設(shè)施的公眾安全防護(hù)距離，可見，距離敏感目標(biāo)大于60 m 的土壤修復(fù)區(qū)域可劃定為異味安全區(qū)，可實(shí)施開挖修復(fù). 部分優(yōu)化措施在實(shí)施上可能會(huì)延長修復(fù)工期，因此可根據(jù)實(shí)際情況采用多種措施優(yōu)化組合的方式來實(shí)施修復(fù)，以保障污染土壤開挖修復(fù)過程中的時(shí)效性及安全性.

圖4 不同優(yōu)化措施下居民區(qū)乙苯濃度及臭氣強(qiáng)度的變化情況Fig.4 Variation of ethylbenzene concentration and odor intensity in the residential area under different optimization measures

4 結(jié)論