复杂污染场地的风险管理挑战及应对.doc

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1、复杂污染场地的风险管理挑战及应对摘要：复杂污染场地中土壤和地下水介质的非均质性、污染物形态归趋变化的复杂性是导致复杂污染场地调查、风险评估与修复过程存在较大不确定性的主要原因. 基于侵入式采样和实验室样品分析等高成本调查技术无法理想反映复杂场地的真实污染分布，简单的定值风险评估结果则具有较大的不确定性，线性化场地管理技术体系不能适应复杂污染场地风险管理面临的不确定性挑战. 结合国内外实践经验，本文提出“二精一优”的场地风险管理技术方法体系，即：基于“有效数据理论”的定量测试与半定量实时监测技术相结合的精准调查技术；基于污染物形态归趋规律，综合采用基于生物有效性、多证据和概率分析等多种手段的精细

2、化风险评估技术；动态调整优化的非线性场地风险管理技术框架.关键词：污染场地；风险管理；不确定性；非均质性；形态归趋；多证据分析20世纪90年代以来，中国社会经济发展迅速，城市化进程加快，产业结构调整深化，许多位于城市中心区的工业企业陆续搬迁、停产和退出. 工业企业的停产搬迁遗留了大量污染土地，如重庆市20072010年调查的200多家搬迁企业中，有35.7%受到污染并需要进行治理. 北京市20072014年的搬迁场地中，有25%需要进行治理修复. 根据北京、重庆场地调查确定的污染场地比例以及参考欧美国家查明的污染场地的量，粗略估计中国污染场地总数可能为50104100104块. 由于对搬迁遗留

3、场地再利用的环境和健康风险认识不足，导致了一些公众事件的发生，如2004年北京宋家庄地铁建设过程中工人中毒，2006年武汉三江航天地产建筑工人中毒，2016年常州常隆化工污染场地，杭州某农药厂修复过程的刺鼻毒气散发对周边人群的影响等. 这些由污染场地引发的公众健康问题已成为中国城市土地开发再利用的重要环境风险问题，引起了高度的社会关注.2004年6月1日，原国家环境保护总局印发了关于切实做好企业搬迁过程中环境污染防治工作的通知(环办200447号)，要求关停或破产企业在结束原有生产经营活动、改变原土地使用性质时，必须对原址土地进行调查监测，这标志着我国污染场地环境管理工作的正式启动. 近年来，

4、我国密集颁布了相关法律法规和技术标准，建立了基于风险的场地污染调查、评估与修复管理技术体系. 该风险管理技术体系主要建立在以下两个假设：场地土壤和地下水介质是均质的；场地风险主要取决于污染物总量. 但复杂场地的土壤和地下水介质往往为非均质，场地风险不仅与污染物的浓度相关，而且与污染物在场地中的形态归趋密切相关. 该文将重点讨论复杂场地土壤和地下水介质非均质性和污染物形态归趋对场地调查、风险评估与修复的影响，在此基础上，提出了耦合精准调查、精细化风险评估和动态优化的风险管理技术体系，以期为科学合理制定我国场地环境管理技术和政策提供支撑.1 介质非均质性与污染物形态归趋复杂性对场地风险管理的影响1

5、.1场地土壤和地下水介质的非均质性1.1.1对场地调查的影响建设用地土壤污染风险管控与修复监测技术导则(HJ 25.22019)规定采样网格不大于40 m40 m，建设用地土壤环境调查评估技术指南(原环境保护部公告2017第72号)要求在污染区域采样密度为20 m20 m，其采样技术要求采用侵入式钻探手段获取土壤和地下水样品，并要求将实验室的分析数据用作调查评估的唯一依据，这些技术要求均建立在场地污染物在均质土壤和地下水中迁移的理论基础之上，即污染物释放进入场地土壤和地下水后，从源向四周或下游迁移扩散，浓度从中心逐渐向四周或下游呈有规律的梯度降低趋势，因此可以采取较少的代表性样品通过插值方法确

6、定场地污染物的空间分布. 但是，Jenkins等通过在1.22 m直径范围内以图1(a)所示位置采集7个TNT污染土壤样品，采用现场和实验室两种方式对TNT浓度进行检测，发现虽然每个样品间距不足0.7 m，但其浓度差异却达19倍见图1(b). 而且，该研究表明采样过程与测试方法导致的结果差异仅占5%，土壤有机质含量、粒径分布等的空间异质性是导致TNT浓度分布差异显著的主要原因. 相较土壤而言，即使在扩散条件更有利的地下水中，污染物浓度的分布也存在较大差异. Guilbeault等在研究New Hampshire的某PCE污染场地时发现，在垂向15 cm和水平向1 m范围内，地下水中污染物浓度变

7、化范围为0148 000 g/L. Stephen研究表明，含水层污染物浓度的差异主要是因为含水层介质渗透系数存在差异，如图1(c)所示，仅在20 cm的深度变化范围内，由于渗透系数的差异导致的污染物浓度变化就达4个数量级. 因此，由于实际场地土壤和地下水的非均质性，无论是土壤还是地下水，少量“代表性样品”难以反映场地中土壤和地下水污染分布状况.图1 非均质性对土壤污染物分布的影响Fig.1 Contaminant concentration variability by matrix heterogeneity1.1.2对风险评估的影响张大定等研究表明，介质的非均质性对风险评估有较大影响，该

8、研究以某化工污染场地为例，土壤有机质含量、土壤含水率和土壤容重变化范围分别为0.31%2.31%、12%25%和1.251.75 g/cm3. 土壤有机质含量高，导致吸附在土壤固相中的污染物质量分数较大，气相中的质量比例相对较低. 同样，土壤理化性质也将影响土壤中固-液-气之间的相分配. 假设污染物浓度不变的情况下，10 000 次蒙特卡罗模拟结果表明，在95%置信水平下，该场地苯的总致癌风险(概率值)在1.4510-52.7410-5之间，土壤有机质含量是影响苯风险不确定性的最主要因素，其对风险评价结果不确定性的贡献率高达90.2%，土壤含水率和土壤容重的贡献率分别为5.6%和4.2%. 但

9、是，建设用地土壤污染风险评估技术导则(HJ 25.32019)是建立在场地介质均匀且与风险评估相关的场地参数取值固定的基础上，忽略了场地参数取值的不确定性对风险评估结果的影响.1.1.3对修复效果的影响土壤和地下水的非均质性也直接导致了修复效果的不确定性. Chapman等对Connecticut州某存在TCE自由相(DNAPL)污染的工业场地采取封闭阻隔后的效果进行了6年跟踪监测，结果表明，DNAPL源被封闭后，前23年下游地下水污染羽中TCE浓度迅速下降，下游330 m处污染物浓度从 5 00030 000 g/L降至2002 000 g/L，但之后下降速率极其缓慢，这是由于封闭阻隔可有效

10、切断DNAPL源向下游地下水输入污染物，但阻隔区外含水层底部黏土和含水层中的不连续黏土透镜体中聚集的污染物取代DNAPL污染源，不断向地下水中缓慢释放污染物，导致TCE污染羽持续超标(5 g/L). 进一步通过模型预测表明，低渗透层污染物的缓慢持续释放可导致地下水持续超标百年以上. Mcguire等对美国235个氯代烃污染场地的常用原位修复技术效果进行评估，结果(见图2)显示，约50%的修复项目可使地下水污染物浓度降低0.52个数量级(即降低 71%99%)，但降低2个数量级以上的项目仅有25%. 235个场地中的700个监测井，仅有7%的场地所有监测井均达标，合计仅有21%的监测井达到预期修

11、复目标值(饮用水中污染物最大允许浓度，MCLs)，主要原因是场地水文地质条件的非均质性和复杂性导致场地调查与评估存在较大不确定性，以及修复技术应用效果存在局限性. 有研究认为，美国很多场地修复需要几十甚至上百年. 由此可见，一味追求污染物浓度达标并不一定切合实际，应对修复过程进行跟踪监测和评估，不断优化调整修复技术，甚至是修复目标.图2 美国235个氯代烃场地原位修复技术应用效果(以浓度降低数量级表示)Fig.2 Remediation performance of 235in-situCVOC remediation projects by the reduction of order of

12、 magnitude1.2场地土壤和地下水中污染物归趋的复杂性1.2.1对生物有效性及风险评估的影响土壤中污染物形态归趋会影响其生物有效性. 厌氧条件下，酸性土壤中As()主要以As(OH)3形式存在，而碱性土壤中的As()以阴离子AsO33-存在；好氧条件下，土壤中的砷主要以As(V)的阴离子(H2AsO4-或者HAsO42-)形式存在. 土壤中以阴离子形式存在的砷移动性强，经口摄入后更容易溶解在人体胃肠溶液中. 土壤中硫化砷及残渣态砷相较于铁砷氧化物和锰砷氧化物的生物有效性更低. 砷在肠胃系统中的溶解主要通过土壤吸附砷的再次解吸以及砷矿的溶解，并且溶解过程对粒径非常敏感，粒径小于5 m的土

13、壤中砷的溶解度最高，但砷主要分布在550 m及100200 m粒径的土壤中，这部分土壤的健康风险更高. 研究表明，砷浓度较低的尾矿及土壤中，砷的生物可给性反而更高，因此污染物浓度及土壤粒径也是影响土壤中污染物生物有效性的重要因素. 人体肠道微生物能够增加砷的生物可给性，土壤砷进入人体后还会在人体肠道微生物的作用下发生形态变化. 例如，毒性和移动性弱的As(V)还原为毒性和移动性强的As()，无机砷转化为有机砷. 针对不同场地土壤的差异性，钟茂生等等采用UBM(unified bioaccessibility model)模拟胃肠消化的方法测试了来自湖南省、广西壮族自治区和大连市的13个不同理化

14、性质的污染土壤中As的人体可给性，结果显示，模拟胃提取阶段的人体可给性范围为3.9%49.5%(平均值为19.6%)；模拟肠提取阶段的人体可给性范围为1.2%10.8%(平均值为6.0%). 可见，不同场地土壤中砷的人体可给性差异较大，目前我国建设用地土壤污染风险评估技术导则(HJ 25.32019)基于土壤中污染物总量的风险评估尚存在较大的不确定性.1.2.2对暴露途径及风险评估的影响污染物进入场地土壤和地下水环境中可能会发生一系列迁移转化过程，因此对污染物在场地土壤和地下水的复杂物理、化学和生物过程开展深入研究，有助于科学客观地建立场地污染概念模型和开展健康及环境风险评估. 现有科学认知对

15、污染物在土壤和地下水中的环境行为及其风险还存在一定局限性，对于挥发性有机物(VOCs)污染场地暴露风险而言，典型的场地概念模型如图3(a)所示：VOCs通过线性可逆相分配从土壤或地下水中进入土壤孔隙，即形成土壤气；VOCs在包气带中向上扩散至建筑物底板；VOCs以扩散或对流方式经由建筑物地板的裂隙等进入室内空间；与室内空气混合. 建设用地土壤污染状况调查技术导则(HJ 25.12019)、建设用地土壤污染风险评估技术导则(HJ 25.32019)对VOCs污染场地调查与风险评估仍然基于上述概念模型，并采用Johnson-Etterger模型预测室内外蒸气入侵风险. 实际上，很少VOCs场地污染

16、概念模型与导则中推荐的理论模型完全符合. 研究发现，Johnson-Etterger模型量化VOCs在土壤气-固-液三相间的平衡分配时，忽略了土壤有机质等对污染物的吸附锁定作用，风险结果过于保守. US EPA(United States Environmental Protection Agency)在总结近年的研究成果时认为，苯系物(BTEX)等石油烃类挥发性有机物在包气带垂向迁移过程中能迅速降解，在存在自由相的情况下，需约5 m的清洁土可基本降解BTEX，而在不存在自由相的情况下，仅需2 m的清洁土即可降解BTEX，这解释了实际石油烃污染场地很少出现蒸气入侵的现象，除非建筑物地板直接与高浓度污染源(如LNAPL区域)接触，或者与建筑物相连通的各种管道、电梯井形成了蒸气入侵的优先通道. GUO等通过一个典型案例研究了优先通道对蒸气入侵的影响，在地下水污