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(fēng)險(xiǎn)的重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)后評(píng)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(xué)水科學(xué)研究院，北京100875 2.環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，北京100012 3.北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院，北京100124

系統(tǒng)總結(jié)了國(guó)內(nèi)外用于評(píng)估重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)效果的方法及存在的問(wèn)題。目前國(guó)內(nèi)外土壤穩(wěn)定化效果評(píng)估多采用模擬填埋和酸雨情景下的毒性浸出方法，但該評(píng)估方法不能完全模擬基于填埋、綠化、路基和河岸護(hù)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(shí)際復(fù)雜多變環(huán)境的長(zhǎng)期作用下重金屬釋放的風(fēng)險(xiǎn)。提出應(yīng)基于土壤穩(wěn)定化修復(fù)后的不同用途和去向，建立相應(yīng)的浸出方法，評(píng)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(shí)建立穩(wěn)定化土壤的健康和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法以評(píng)價(jià)其存在的潛在風(fēng)險(xiǎn)，嘗試構(gòu)建穩(wěn)定化土壤的浸出和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法體系。

土壤；重金屬；穩(wěn)定化；用途；浸出評(píng)估

張琢，李發(fā)生，王梅，等.基于用途和風(fēng)險(xiǎn)的重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)后評(píng)估體系探討［J］.環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào)，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(chǎng)地中的有毒有害污染物不僅會(huì)導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量和品質(zhì)下降，還會(huì)通過(guò)食物鏈進(jìn)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(fù)也成為世界性的難題［4-5］。在常用的重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)中，固化穩(wěn)定化（S/S）技術(shù)具有快速、高效、經(jīng)濟(jì)、適用范圍廣等優(yōu)勢(shì)，美國(guó)國(guó)家環(huán)境保護(hù)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(chǎng)地修復(fù)技術(shù)年度報(bào)告，1982—2005年間美國(guó)超級(jí)基金共對(duì)977個(gè)場(chǎng)地進(jìn)行修復(fù)或擬修復(fù)，其中有217個(gè)場(chǎng)地修復(fù)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(jìn)行應(yīng)用，主要因?yàn)檫@2種技術(shù)涉及到的反應(yīng)和過(guò)程互為交叉，而實(shí)際修復(fù)工程中，會(huì)結(jié)合修復(fù)處理后污染土壤的用途和去向，以及2種技術(shù)的細(xì)微差別進(jìn)行有選擇性應(yīng)用。固定化技術(shù)是通過(guò)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(lái)減少污染物的淋濾面積以達(dá)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(guò)程不一定涉及化學(xué)反應(yīng)，是將廢物通過(guò)膠結(jié)作用形成一個(gè)整體，污染物的浸出毒性會(huì)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(guò)發(fā)生化學(xué)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(guó)重金屬污染場(chǎng)地土壤修復(fù)最主要的技術(shù)。據(jù)不完全統(tǒng)計(jì)，2005年至今，全國(guó)范圍內(nèi)實(shí)施的污染場(chǎng)地土壤穩(wěn)定化修復(fù)工程已超過(guò)100項(xiàng)［13］，典型的穩(wěn)定化修復(fù)工程包括世博會(huì)場(chǎng)地、鉻鹽廠場(chǎng)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(fù)技術(shù)不是污染削減技術(shù)，而是一種風(fēng)險(xiǎn)控制技術(shù)，所以污染土壤經(jīng)穩(wěn)定化修復(fù)后，重金屬的長(zhǎng)期穩(wěn)定性會(huì)影響對(duì)該技術(shù)的認(rèn)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(guò)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(fù)過(guò)程中利益相關(guān)方會(huì)更加關(guān)注穩(wěn)定化修復(fù)后污染土壤的去向及其效果的評(píng)估。目前在穩(wěn)定化修復(fù)后的重金屬污染土壤常采用浸出毒性評(píng)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(fù)雜多變環(huán)境下的長(zhǎng)期風(fēng)險(xiǎn)，這種修復(fù)后評(píng)估體系的缺乏也影響到穩(wěn)定化修復(fù)技術(shù)的選擇和安全應(yīng)用［16-18］，建立科學(xué)系統(tǒng)的重金屬污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)后的評(píng)估方法體系尤為迫切。筆者通過(guò)總結(jié)國(guó)內(nèi)現(xiàn)有的浸出評(píng)估方法，并借鑒USEPA已有的評(píng)估技術(shù)，提出基于不同用途和風(fēng)險(xiǎn)的穩(wěn)定化修復(fù)后評(píng)估體系構(gòu)建思路，旨在為污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)技術(shù)的安全應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。

1　國(guó)內(nèi)浸出評(píng)估現(xiàn)狀及存在問(wèn)題

1.1浸出評(píng)估方法及標(biāo)準(zhǔn)

經(jīng)穩(wěn)定化修復(fù)后的土壤需評(píng)估重金屬在環(huán)境中的釋放能力，以及對(duì)環(huán)境中物種、水體和其他環(huán)境介質(zhì)造成的風(fēng)險(xiǎn)。目前國(guó)內(nèi)修復(fù)工程的評(píng)估和驗(yàn)收常采用浸出評(píng)估方法來(lái)評(píng)價(jià)重金屬的釋放能力。常用的浸出方法有2種：1）以保護(hù)地下水為目標(biāo)的HJ/T 300—2007《固體廢物 浸出毒性評(píng)價(jià)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(jìn)入填埋場(chǎng)后，其中有害組分在垃圾滲濾液的影響下對(duì)地下水的危害；2）以保護(hù)地表水和地下水為目標(biāo)的HJ/T 299—2007《固體廢物浸出毒性評(píng)價(jià)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(duì)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(biāo)準(zhǔn)中對(duì)應(yīng)不同的限值，如表1所示。

表1　不同浸出標(biāo)準(zhǔn)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(píng)估方法存在的問(wèn)題

（1）難以滿足多用途情境下的釋放評(píng)估

國(guó)內(nèi)對(duì)污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)評(píng)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(duì)而言，硫酸硝酸法能更好地模擬酸雨淋溶的情景［23］。事實(shí)上修復(fù)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(píng)估方法也應(yīng)有差異，但現(xiàn)有的浸出評(píng)估方法單一，沒有很好地與實(shí)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(fù)雜情境下的長(zhǎng)期釋放

現(xiàn)有的評(píng)估方法難以表征復(fù)雜環(huán)境下重金屬離子的長(zhǎng)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(guò)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(huì)縮小，引起土壤結(jié)構(gòu)的破壞。凍融作用會(huì)影響土壤的理化性質(zhì)，如破壞土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性，黏土礦物與有機(jī)質(zhì)之間的物理保護(hù)作用破壞后，會(huì)促進(jìn)有機(jī)質(zhì)從水穩(wěn)性聚集體的釋放，增強(qiáng)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(fù)后是一個(gè)多孔體，內(nèi)部存在大小不同的毛細(xì)管、孔隙、氣泡等，環(huán)境中的CO2會(huì)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(xì)管中的液相，由于固化膠結(jié)材料多呈堿性，所以會(huì)在固化體的氣相、液相和固相中進(jìn)行復(fù)雜的多相物理化學(xué)連續(xù)過(guò)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(zhǎng)期的碳化作用會(huì)降低土壤孔隙液的pH，所以不可忽略CO2對(duì)穩(wěn)定化土壤長(zhǎng)期性能的影響［29-30］。凍融、干濕循環(huán)、碳化等環(huán)境作用對(duì)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(huì)對(duì)土壤的物理結(jié)構(gòu)產(chǎn)生破壞，進(jìn)而影響土壤溶液的遷移通道，對(duì)污染物的浸出產(chǎn)生影響；由于CO2長(zhǎng)期滲入引起的碳化作用，會(huì)導(dǎo)致土壤酸化，也會(huì)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(jìn)行評(píng)估。

（3）缺乏土壤浸出評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)限值

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

2　國(guó)外浸出評(píng)估方法概述

目前國(guó)外專門針對(duì)污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)的浸出評(píng)價(jià)方法有很多，如美國(guó)、荷蘭、日本、英國(guó)等都有相應(yīng)的浸出毒性評(píng)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(píng)估方法中，US EPA發(fā)布的標(biāo)準(zhǔn)浸出方法多且應(yīng)用廣泛，這些代表性浸出評(píng)估方法的優(yōu)缺點(diǎn)可作為我國(guó)穩(wěn)定化修復(fù)污染土壤后評(píng)估方法體系構(gòu)建的重要參考。

2.1典型浸出評(píng)估方法

US EPA發(fā)布的模擬填埋場(chǎng)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(chǎng)經(jīng)多次酸雨沖蝕的 MEP（multiple extraction procedure，Method 1320）多級(jí)浸出方法是穩(wěn)定化效果評(píng)估中常用的浸出方法（圖1）。

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

TCLP方法（Method 1311）于1984年制定，用來(lái)執(zhí)行美國(guó)資源保護(hù)和再生法（RCRA）對(duì)危險(xiǎn)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(píng)估方法，在污染土壤穩(wěn)定化修復(fù)效果評(píng)估的研究中應(yīng)用最為廣泛。TCLP針對(duì)工業(yè)固體廢物在城市生活垃圾填埋場(chǎng)與腐爛分解的垃圾組分共處置的情景而設(shè)計(jì)，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?yàn)榇姿崾巧罾鴿B濾液的代表性組分，通過(guò)該毒性浸出程序，可評(píng)估危險(xiǎn)廢物或污染土壤是否達(dá)到填埋場(chǎng)入場(chǎng)要求。該方法以地下水為保護(hù)目標(biāo)，當(dāng)浸提液中某種金屬元素含量大于等于美國(guó)聯(lián)邦法規(guī)（40 CFR 261.24）規(guī)定的限值，則該廢物不能達(dá)到填埋場(chǎng)的入場(chǎng)要求，并可能對(duì)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(duì)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(wú)機(jī)廢物在簡(jiǎn)單填埋場(chǎng)的處置和廢物堆積等。該方法以地表水和地下水為保護(hù)目標(biāo)，對(duì)由降水而導(dǎo)致的重金屬浸出可以給出更為實(shí)際的評(píng)價(jià)［35］。

MEP方法（Method 1320）可模擬簡(jiǎn)易衛(wèi)生填埋場(chǎng)經(jīng)多次酸雨沖蝕后廢物的浸出狀況，通過(guò)連續(xù)10次、長(zhǎng)達(dá)7 d的重復(fù)提取得出填埋場(chǎng)廢物可浸出組分的最高濃度。MEP試驗(yàn)也可用于廢物的長(zhǎng)期浸出性測(cè)試［36］。

上述浸出方法以填埋作為對(duì)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(guò)程，這些方法應(yīng)用頻次雖高，但對(duì)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(píng)估方法還需進(jìn)一步優(yōu)化，以符合特定用途風(fēng)險(xiǎn)控制的后評(píng)估需求。

2.2新型浸出評(píng)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(shí)管理不當(dāng)情景下的毒性浸出，這種不利情景的模擬對(duì)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(guó)國(guó)家環(huán)境保護(hù)局和固體廢物管理局等部門為便于對(duì)固體廢物的統(tǒng)一管理，2008年提出要進(jìn)一步完善固體廢物浸出方法，形成一個(gè)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(guó)范德堡大學(xué)聯(lián)合荷蘭能源研究中心等單位提出了新的浸出評(píng)估方法體系（leaching environmental assessment framework，LEAF），并在2013年得到USEPA的認(rèn)可。

LEAF由4個(gè)浸出測(cè)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(dòng)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(gè)方法可單獨(dú)或聯(lián)合使用，該方法體系最初主要是用于燃煤殘?jiān)鎏匦栽u(píng)估，現(xiàn)在也被擴(kuò)展到固體廢物處置、再利用以及處理效果評(píng)估等領(lǐng)域，尤其是對(duì)污染土壤固化/穩(wěn)定化修復(fù)效果評(píng)價(jià)。

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(cè)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(duì)浸出效果的影響；該方法可更敏感識(shí)別微小pH變化對(duì)浸出量變化的影響，也可以用于酸中和能力計(jì)算，同時(shí)可用于地球化學(xué)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(cè)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(dǎo)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(duì)最終固液分配的影響；該方法主要反應(yīng)固體物質(zhì)的動(dòng)態(tài)浸出性能，通常更接近于實(shí)際情形的長(zhǎng)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(qiáng)的固體廢物浸出評(píng)估（圖3（a）），在低滲透性固體廢物（如黏土等）（圖3（b））的浸出測(cè)試方面存在一定局限性。

半動(dòng)態(tài)槽浸出方法（Method 1315）中，測(cè)試樣品通過(guò)澆筑或擠壓形成標(biāo)準(zhǔn)尺寸的圓柱體，在半動(dòng)態(tài)流通槽中分別在2、25和48 h，7、14、28、42、49及63 d進(jìn)行浸出性能測(cè)試，計(jì)算長(zhǎng)期浸出速率和累計(jì)浸出量。浸出數(shù)據(jù)可以反映塊狀體通過(guò)表面釋放至浸出液中的速率和累計(jì)量，該方法更適合于低滲透性物質(zhì)的浸出測(cè)試，因?yàn)閷?duì)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(cè)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(jìn)行短期混合翻轉(zhuǎn)振蕩測(cè)試，通過(guò)最終浸出液的pH、電導(dǎo)率和污染物濃度測(cè)試，判斷液固比對(duì)動(dòng)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(diǎn)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(shí)際管理過(guò)程中遇到的各種環(huán)境條件。缺點(diǎn)是一方面對(duì)填埋等釋放情景較少的處置情況的評(píng)估，采用LEAF方法體系會(huì)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(shí)際過(guò)程中可能存在的碳化、凍融等長(zhǎng)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(shí)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(fēng)險(xiǎn)的穩(wěn)定化修復(fù)浸出評(píng)估體系的思考

通過(guò)對(duì)上述國(guó)內(nèi)外評(píng)估方法的梳理可以發(fā)現(xiàn)，國(guó)內(nèi)的浸出方法以及美國(guó)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(guò)程，對(duì)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(guó)新型LEAF方法體系建立的出發(fā)點(diǎn)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(duì)于一些外界環(huán)境的長(zhǎng)期作用并未考慮到，如碳化和凍融等環(huán)境影響，而且對(duì)于填埋等暴露情景較為簡(jiǎn)單的處置，該方法體系會(huì)顯得過(guò)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(fēng)險(xiǎn)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(fēng)險(xiǎn)的評(píng)估體系，能更好地指導(dǎo)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(fù)后土壤可能的用途和去向

穩(wěn)定化修復(fù)后的污染土壤可根據(jù)土壤污染程度及場(chǎng)地周邊的實(shí)際條件進(jìn)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(hù)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(duì)人體、動(dòng)物和植物的直接影響；經(jīng)穩(wěn)定化修復(fù)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(fù)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(chǎng)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(shí)，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(guò)的地下水進(jìn)入土壤后造成污染物溶出；經(jīng)穩(wěn)定化修復(fù)后的高濃度污染土壤可進(jìn)行安全填埋，填埋場(chǎng)需滿足底層和側(cè)壁防滲、頂部防淋等要求。總的來(lái)講，穩(wěn)定化修復(fù)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(hù)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(fù)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(biāo)準(zhǔn)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(fēng)險(xiǎn)的差異主要表現(xiàn)在所受外界脅迫條件的不同，導(dǎo)致污染物在釋放、遷移和轉(zhuǎn)化過(guò)程中產(chǎn)生差別，其存在的潛在風(fēng)險(xiǎn)可通過(guò)模擬不同釋放情景的浸出方法進(jìn)行評(píng)估，同時(shí)需要確定可能受體的標(biāo)準(zhǔn)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(jìn)行填埋處置，滲濾液的浸泡或入滲可能會(huì)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(duì)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(huì)使得路基面破壞產(chǎn)生裂隙，地表降水的不斷入滲會(huì)使得壓實(shí)的土壤顆粒產(chǎn)生裂隙，浸出液會(huì)在較小的塊狀固體表面產(chǎn)生繞流或經(jīng)優(yōu)勢(shì)孔隙快速流過(guò)，則可選用Method 1315半動(dòng)態(tài)的塊狀浸出試驗(yàn)進(jìn)行評(píng)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(píng)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(shí)別和風(fēng)險(xiǎn)表征

經(jīng)穩(wěn)定化修復(fù)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(qiáng)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(dǎo)致污染物的溶出或釋放，進(jìn)而直接或間接對(duì)人體健康和生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生危害。因此需要對(duì)穩(wěn)定化處置后土壤可能的暴露途徑和風(fēng)險(xiǎn)受體進(jìn)行識(shí)別和表征。

3.3.1健康風(fēng)險(xiǎn)表征

穩(wěn)定化修復(fù)后污染土壤通對(duì)人體健康產(chǎn)生的風(fēng)險(xiǎn)，可通過(guò)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估進(jìn)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(fù)后的污染土壤一般不會(huì)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(guò)地表水/地下水遷移的離場(chǎng)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(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)特性［45-46］，對(duì)應(yīng)的人體健康風(fēng)險(xiǎn)可分別按照式（1）～（2）計(jì)算得到［47］。

風(fēng)險(xiǎn)計(jì)算過(guò)程中涉及到的暴露參數(shù)可選用HJ25.3—2014《污染場(chǎng)地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則》中的推薦值［48］或根據(jù)周邊人群進(jìn)行實(shí)際調(diào)查確定參數(shù)。對(duì)于某種污染物總的致癌風(fēng)險(xiǎn)和非致癌風(fēng)險(xiǎn)，分別將不同暴露途徑的風(fēng)險(xiǎn)相加得到。計(jì)算出的污染物總致癌風(fēng)險(xiǎn)應(yīng)低于可接受風(fēng)險(xiǎn)水平10-6，非致癌風(fēng)險(xiǎn)應(yīng)低于1。

3.3.2生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)表征

穩(wěn)定化修復(fù)后再次溶出的重金屬可能會(huì)遷移至地表水體，從而對(duì)水生生物產(chǎn)生直接影響［49］，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)定量表征可以進(jìn)一步評(píng)估穩(wěn)定化修復(fù)技術(shù)的效果及目標(biāo)用途的合理性。風(fēng)險(xiǎn)商（RQ）值法是表征生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度的最常用方法，RQ為重金屬的暴露水平（MEC）與生物無(wú)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(guò)樣品檢測(cè)獲得。PNEC是表征污染物對(duì)環(huán)境生物無(wú)影響的濃度閾值，可通過(guò)毒理學(xué)數(shù)據(jù)外推得出（毒性數(shù)據(jù)可通過(guò)USEPA建立的ECOTOX數(shù)據(jù)庫(kù)查詢［50］，也可通過(guò)毒理實(shí)驗(yàn)獲得）。若RQ≥1則表明污染物對(duì)水環(huán)境中的生物存在高風(fēng)險(xiǎn)；若RQ＜1則表明污染物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)低［51］。水體中同時(shí)存在多種重金屬，可將多種重金屬的風(fēng)險(xiǎn)商值相加。

若穩(wěn)定化修復(fù)后的污染土壤存在潛在風(fēng)險(xiǎn)，可以通過(guò)優(yōu)化藥劑和處理過(guò)程參數(shù)進(jìn)一步提高穩(wěn)定化效果，同時(shí)也可以有針對(duì)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(fēng)險(xiǎn)。

4　研究展望

穩(wěn)定化修復(fù)技術(shù)在重金屬污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用與疑問(wèn)并行，因此，以實(shí)際工程問(wèn)題為導(dǎo)向的科學(xué)問(wèn)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(zhǎng)期釋放風(fēng)險(xiǎn)的浸出方法相結(jié)合，進(jìn)一步評(píng)估和優(yōu)化試驗(yàn)參數(shù)設(shè)置，基于pH、粒徑、浸出時(shí)間、土壤巖性等方面設(shè)計(jì)及對(duì)比保守和常規(guī)情景下的系列浸出方法，才具備對(duì)穩(wěn)定化修復(fù)后重金屬長(zhǎng)期釋放進(jìn)行預(yù)測(cè)的基礎(chǔ)。

（2）浸出標(biāo)準(zhǔn)限值的缺失會(huì)導(dǎo)致穩(wěn)定化修復(fù)后土壤驗(yàn)收的不確定和不統(tǒng)一，現(xiàn)行以地下水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)為基準(zhǔn)的方法，可能會(huì)過(guò)嚴(yán)而造成過(guò)度修復(fù)，因?yàn)閳?chǎng)地條件和周邊的環(huán)境特征造成遷移至地下水的過(guò)程中會(huì)有衰減稀釋作用，進(jìn)而高估了穩(wěn)定化修復(fù)后污染土壤的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，因此，結(jié)合特定用途條件下水文地質(zhì)特征的評(píng)估是長(zhǎng)期釋放預(yù)測(cè)的重要補(bǔ)充和參考。

（3）經(jīng)過(guò)穩(wěn)定化修復(fù)后的污染土壤無(wú)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(cè)重金屬長(zhǎng)期釋放評(píng)估模型，是后評(píng)估體系體現(xiàn)用途和風(fēng)險(xiǎn)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(guó)家高技術(shù)研究發(fā)展計(jì)劃（863計(jì)劃）項(xiàng)目（2013AA06A206）

張琢（1985—），女，博士研究生，主要從事重金屬污染土壤修復(fù)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