袁 貝，杜 平，李艾陽，張 昊，陳 娟，張云慧，王海燕*

1. 中國環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)研究所，北京 100012

2. 生態(tài)環(huán)境部土壤與農(nóng)業(yè)農(nóng)村生態(tài)環(huán)境監(jiān)管技術(shù)中心，北京 100012

隨著我國工業(yè)化和城市化進(jìn)程持續(xù)推進(jìn)，關(guān)?；蜣D(zhuǎn)移高污染行業(yè)企業(yè)產(chǎn)生的大量污染地塊已成為制約土地資源安全再利用、威脅居民健康安全的重要問題[1]. 污染地塊數(shù)量大、類型多、修復(fù)周期長且成本高，很多國家在管理實踐中已充分認(rèn)識到對其進(jìn)行無差別的絕對修復(fù)難以實現(xiàn)且無必要[2]. 而基于風(fēng)險的管控策略綜合考慮環(huán)境、經(jīng)濟(jì)等因素，通過采取工程措施或管理措施控制污染風(fēng)險在人體和環(huán)境可接受范圍內(nèi)，實現(xiàn)了污染地塊有效管理和資源合理利用[3-4]. 污染地塊調(diào)查、風(fēng)險評估、修復(fù)管理（如工程處置、制度控制、長期監(jiān)測等）是風(fēng)險管控的主要流程和內(nèi)容[5]. 其中，風(fēng)險評估是風(fēng)險管控的核心環(huán)節(jié)，主要圍繞危害識別、毒性評估、暴露評估及風(fēng)險表征4個步驟開展[6].

由于對風(fēng)險評估涉及各種理化過程認(rèn)知的限制和實測數(shù)據(jù)的匱乏，污染地塊人體健康風(fēng)險評估過程中的不確定性不可避免[7]. 20世紀(jì)90年代，美國環(huán)境保護(hù)局（United States Environmental Protection Agency，US EPA）頒布了一系列管理文件強(qiáng)調(diào)風(fēng)險評估過程的不確定性[8-9]. 這種不確定性貫穿風(fēng)險評估全過程，如危害識別階段地塊污染調(diào)查不精準(zhǔn)；暴露評估階段暴露情景、模型和參數(shù)選用不適宜；毒性評估階段毒理數(shù)據(jù)推算不準(zhǔn)確；風(fēng)險表征階段多種污染物風(fēng)險疊加計算不合理等[10]. 研究[11]表明，暴露評估過程是不確定性的主要來源. 風(fēng)險評估技術(shù)人員對情景、模型和參數(shù)的判斷不準(zhǔn)確可能導(dǎo)致高估或低估實際風(fēng)險，從而影響風(fēng)險管理措施的科學(xué)性和可靠性. 因此，為經(jīng)濟(jì)有效地降低風(fēng)險評估不確定性并滿足日益增加的風(fēng)險管控需求，層次化風(fēng)險評估方法得到廣泛認(rèn)可和應(yīng)用[12]. 層次化方法以迭代方式開展風(fēng)險評估，從保守假設(shè)和簡單計算開始，而后通過獲取更多地塊實測參數(shù)、構(gòu)建實際暴露情景、優(yōu)化模型及參數(shù)、應(yīng)用概率方法等復(fù)雜手段進(jìn)行評估，達(dá)到評估目的即終止計算[13]. 風(fēng)險評估層次越高，評估結(jié)果的不確定性越小、準(zhǔn)確性越高，而相應(yīng)的時間和經(jīng)濟(jì)成本也越高，層次化風(fēng)險評估方法能有效平衡結(jié)果準(zhǔn)確性和成本投入之間的矛盾[14].

層次化風(fēng)險評估聚焦暴露評估過程中的不確定性問題，通過構(gòu)建實際暴露情景、優(yōu)化暴露模型和精準(zhǔn)選擇暴露參數(shù)，實現(xiàn)更加精準(zhǔn)和科學(xué)的風(fēng)險評估[15]. 國際上已開展較多針對污染地塊層次化風(fēng)險評估技術(shù)的研究. 然而，很少有研究對層次化風(fēng)險評估的發(fā)展演變及技術(shù)方法做出系統(tǒng)梳理. 風(fēng)險評估技術(shù)處于動態(tài)發(fā)展，這就需要全面總結(jié)歸納其發(fā)展歷程和方向，以便于在后期管理中實踐應(yīng)用. 基于此，本文梳理污染地塊層次化風(fēng)險評估技術(shù)的發(fā)展歷程、研究前沿?zé)狳c及實踐應(yīng)用情況，分析其發(fā)展方向，為這一技術(shù)在污染地塊風(fēng)險管控領(lǐng)域的應(yīng)用提供科技支撐.

1 層次化風(fēng)險評估發(fā)展歷程

1.1 層次化風(fēng)險評估的提出

傳統(tǒng)風(fēng)險評估方法基于默認(rèn)參數(shù)、簡化模型和保守假設(shè)進(jìn)行評估，不能準(zhǔn)確刻畫健康風(fēng)險，由此得到風(fēng)險評估結(jié)果常常過于保守[16]. 而基于參數(shù)優(yōu)化、模型更新及概率分析等手段的層次化風(fēng)險評估方法得到的結(jié)果則更符合實際. 相較而言，層次化方法更具靈活性和適用性，在污染地塊風(fēng)險管控中發(fā)揮重要作用[17]. US EPA于1992年首先提出層次化風(fēng)險評估方法，其工作程序和內(nèi)容如圖1所示：第一層次采用默認(rèn)參數(shù)和保守原則進(jìn)行暴露計算，其結(jié)果通常存在較高不確定性，不足以支撐風(fēng)險決策，當(dāng)?shù)谝粚哟物L(fēng)險評估未達(dá)到結(jié)果準(zhǔn)確性和效益最優(yōu)化時，則需進(jìn)一步開展更高層次風(fēng)險評估；第二層次風(fēng)險評估基于污染地塊特征及暴露特性進(jìn)行；第三層次根據(jù)實際暴露途徑和受體特征對風(fēng)險評估模型進(jìn)行細(xì)化或修正，并將概率方法作為重要補(bǔ)充，獲得更貼近真實情況的風(fēng)險表征結(jié)果[18].

圖1 層次化風(fēng)險評估流程[18]Fig.1 Tiered risk assessment procedure[18]

1.2 層次化風(fēng)險評估的國際發(fā)展歷程

隨著技術(shù)人員對污染物環(huán)境行為、毒性效應(yīng)和暴露途徑等的深入研究，以及模型表征方法的開發(fā)迭代，層次化風(fēng)險評估技術(shù)逐漸發(fā)展成熟. US EPA首先提出層次化風(fēng)險評估的管理理念，并不斷發(fā)展完善相關(guān)技術(shù)體系. US EPA開展層次化風(fēng)險評估管理的歷史發(fā)展沿革如圖2所示. US EPA于1989年發(fā)布第一版《暴露參數(shù)手冊》[19]，此后持續(xù)更新完善參數(shù)取值. US EPA開發(fā)血鉛模型以準(zhǔn)確評估鉛的健康風(fēng)險，此后發(fā)布了鉛體外生物可給性測定的指導(dǎo)文件[20]. 為減少參數(shù)不確定性，US EPA推薦使用蒙特卡羅等概率分析方法，并頒布《風(fēng)險評估中的概率分析》等文件推動其應(yīng)用[9]. 此外，US EPA提出并完善蒸氣入侵概念模型以準(zhǔn)確評估揮發(fā)性有機(jī)物（Volatile Organic Compounds, VOCs）蒸氣入侵風(fēng)險，并于2015年形成技術(shù)指南文件[21].

圖2 US EPA污染地塊層次化風(fēng)險評估歷史進(jìn)程Fig.2 Historical overview of tiered risk assessment for the contaminated site in US EPA

英國、加拿大等國家同樣強(qiáng)調(diào)基于層次化思路開展污染地塊風(fēng)險評估. 英國環(huán)境保護(hù)局于2004年發(fā)布了污染地塊管理程序，為污染地塊的風(fēng)險管理提供規(guī)范指導(dǎo). 英國開展層次化風(fēng)險評估的工作程序和內(nèi)容如下：第一層次，開發(fā)形成場地概念模型；第二層次，更新地塊特征參數(shù)，推薦使用引入概率分析方法的CLEA模型計算土壤指導(dǎo)值；第三層次，結(jié)合污染物實際環(huán)境行為，開展詳細(xì)定量風(fēng)險評估（DQRA）[22].此外，為準(zhǔn)確評估VOCs污染風(fēng)險，英國環(huán)境保護(hù)局發(fā)布了針對VOCs的調(diào)查、評估和管控手冊[23]. 加拿大在1990—2000年間先后頒布了一系列政策文件，指導(dǎo)開展污染場地的風(fēng)險管理. 在初步定量風(fēng)險評估基礎(chǔ)上，加拿大于2010年提出開展化學(xué)品詳細(xì)定量風(fēng)險評估（DQRACHEM），通過獲取更全面的地塊特征數(shù)據(jù)和更具代表性的暴露信息，構(gòu)建基于污染物環(huán)境行為的暴露模型，指導(dǎo)開展風(fēng)險評估工作[24].加拿大衛(wèi)生部相繼發(fā)布文件指導(dǎo)土壤蒸氣入侵評估和經(jīng)口生物利用度測定，以完善暴露估計. 層次化風(fēng)險評估技術(shù)在世界各國的實踐應(yīng)用案例如表1所示，包括將生物標(biāo)志物（血鉛、血鎘等）、生物可給性納入風(fēng)險評估以及概率風(fēng)險評估等技術(shù)方法[25-30].

表1 污染地塊層次化風(fēng)險評估應(yīng)用案例Table 1 Application cases for tiered risk assessment of the contaminated site

1.3 國內(nèi)風(fēng)險評估研究現(xiàn)狀

根據(jù)國際已有研究成果和技術(shù)經(jīng)驗，我國引入污染地塊風(fēng)險評估，于2000年首次開展污染地塊風(fēng)險評估項目，此后不斷發(fā)展完善其技術(shù)體系[31]. 2016年國務(wù)院印發(fā)的《土壤污染防治行動計劃》強(qiáng)調(diào)風(fēng)險管控的污染地塊管理理念，同年原環(huán)境保護(hù)部頒布的《污染地塊環(huán)境管理辦法（試行）》中明確規(guī)定開展風(fēng)險評估的基本程序和內(nèi)容. 目前我國已構(gòu)建較為完善的建設(shè)用地污染土壤風(fēng)險評估技術(shù)體系，包括危害識別、暴露評估、毒性評估、風(fēng)險表征和控制值計算等工作內(nèi)容和程序. 現(xiàn)行導(dǎo)則《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險評估技術(shù)導(dǎo)則》（HJ 25.3—2019）在污染地塊風(fēng)險評估和安全再利用管理層面發(fā)揮重要作用[32]. 然而，我國污染地塊風(fēng)險評估基本采用第一層次風(fēng)險評估技術(shù)，所得結(jié)果往往過于保守，已在污染地塊管理過程中表現(xiàn)出明顯局限性[33]. 以VOCs污染地塊為例，現(xiàn)行導(dǎo)則未考慮土壤環(huán)境中石油烴類VOCs生物降解情景，從而高估其實際健康風(fēng)險[34]；對于重金屬污染地塊，現(xiàn)行導(dǎo)則（HJ 25.3—2019）基于重金屬總量評估未考慮其生物可給性，難以滿足風(fēng)險評估需求[35].此外，現(xiàn)行風(fēng)險評估模型參數(shù)多引用國外標(biāo)準(zhǔn)，盡管部分參數(shù)已初步基于國內(nèi)研究進(jìn)行調(diào)整，如暴露參數(shù)本土化并出版《中國人群暴露參數(shù)手冊(成人卷)》[36]和《中國人群暴露參數(shù)手冊(兒童卷)》[37]，以及根據(jù)實際情況調(diào)整室內(nèi)地板厚度等建筑物參數(shù)印發(fā)現(xiàn)行導(dǎo)則（HJ 25.3-2019）等. 然而土壤污染物毒理參數(shù)仍直接采用國外研究成果，導(dǎo)致評估結(jié)果不能如實反映實際風(fēng)險.

近年來，我國開始在污染地塊風(fēng)險管控實踐中應(yīng)用更加精準(zhǔn)和科學(xué)的層次化風(fēng)險評估技術(shù)，主要針對重金屬、VOCs和半揮發(fā)性有機(jī)物. 由表1可見，相關(guān)案例主要聚焦于通過改進(jìn)評估模型計算VOCs修復(fù)目標(biāo)值，基于生物可給性計算重金屬修復(fù)目標(biāo)值，以及參數(shù)精細(xì)化調(diào)整和概率評估方法等[38-44]. 同時，結(jié)合多種層次化風(fēng)險評估技術(shù)也得到研究和實踐應(yīng)用，如Zhong等[44]在風(fēng)險評估中引入鎳的生物可給性，可接受風(fēng)險水平下的計算濃度較總量方法提升近3倍，可有效降低地塊修復(fù)成本.

2 層次化風(fēng)險評估研究進(jìn)展

構(gòu)建符合實際的暴露情景和優(yōu)化評估模型，以及選取適宜的參數(shù)是精準(zhǔn)評估污染地塊人體健康風(fēng)險的前提條件. 目前層次化風(fēng)險評估技術(shù)的研究主要圍繞重金屬生物可給性、基于土壤氣評估VOCs健康風(fēng)險、概率風(fēng)險評估以及暴露參數(shù)本土化調(diào)整等方面開展[31].

2.1 暴露情景構(gòu)建

污染物在土壤和地下水中的環(huán)境行為是暴露情景構(gòu)建的重要組成部分. 層次化風(fēng)險評估需要精確刻畫揮發(fā)性有機(jī)物（VOCs）、重金屬等在環(huán)境介質(zhì)中的遷移、轉(zhuǎn)化和歸趨行為.

2.1.1揮發(fā)性有機(jī)物

VOCs廣泛存在于石油、焦化、農(nóng)藥等工業(yè)污染地塊，具有較高揮發(fā)性和遷移性. 土壤和地下水中VOCs分配進(jìn)入土壤氣，在包氣帶中擴(kuò)散遷移至上覆建筑物地基，經(jīng)對流和擴(kuò)散侵入建筑物內(nèi)部，由呼吸途徑對暴露人群造成危害，上述過程稱為蒸氣入侵[45].研究[46]表明，蒸氣入侵是人體接觸污染地塊VOCs的重要途徑. 常規(guī)假設(shè)土壤和地下水中的VOCs經(jīng)線性分配完全進(jìn)入土壤氣，遷移至地基過程無損耗，實際情況與之存在較大偏差，可能導(dǎo)致過高估計VOCs健康風(fēng)險[47].

如：The weather in Beijng is colder than that in Guangzhou in winter.

土壤質(zhì)地、土壤含水率、生物降解等因素對VOCs遷移轉(zhuǎn)化起到不可忽視的作用. 一般而言，土壤滲透性低時VOCs衰減速率較高[48]. 土壤水分會阻礙VOCs蒸氣向上擴(kuò)散，特別是在降水量大或灌溉區(qū)域影響顯著[49]. 研究[50-52]表明，VOCs蒸氣可在包氣帶和毛細(xì)帶中發(fā)生有氧生物降解，導(dǎo)致其在土壤氣中的濃度降低，侵入建筑物的可能性受到限制. 另外，VOCs蒸氣從地基附近遷移至室內(nèi)的路徑還與建筑材料、建筑結(jié)構(gòu)等相關(guān). 電纜管道、污水管線等優(yōu)先通道是蒸氣入侵的重要傳輸路徑，可能導(dǎo)致未污染區(qū)建筑物內(nèi)發(fā)生蒸氣入侵[53]. 綜上，VOCs在污染土壤和地下水中遷移擴(kuò)散受諸多因素影響，需根據(jù)實際情況進(jìn)行多證據(jù)綜合分析方能得到較為精確的暴露情景.

2.1.2重金屬

重金屬在土壤環(huán)境中經(jīng)吸附、解吸附、絡(luò)合、氧化還原等理化反應(yīng)，表現(xiàn)出不同的形態(tài)特征和環(huán)境行為[54-55]. 重金屬在地下水中的自然衰減過程亦可降低其濃度、改變其化學(xué)形態(tài)[56]. pH、有機(jī)質(zhì)等土壤性質(zhì)是土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的重要影響因素，pH通過改變重金屬的吸附位、存在形態(tài)及吸附表面穩(wěn)定性等影響土壤重金屬的環(huán)境行為，土壤有機(jī)質(zhì)通過提高pH、吸附固定重金屬、參與離子交換反應(yīng)等過程來改變土壤重金屬的遷移性和有效性[57]. 土壤重金屬的賦存形態(tài)與其生物毒性密切相關(guān)，研究[58-59]表明，水溶態(tài)和交換態(tài)的土壤重金屬具有更大的遷移性和生物可利用性. 因此，基于重金屬的總量而不考慮土壤性質(zhì)的影響，所得風(fēng)險評估結(jié)果通常與實際情況不符.

準(zhǔn)確評估土壤重金屬健康風(fēng)險應(yīng)將重金屬吸附、解吸等環(huán)境行為，以及其生物可給性納入考慮.生物可給性是指人體攝入土壤中重金屬胃腸溶解量占總量的百分比，是決定土壤重金屬對暴露人群健康效應(yīng)的關(guān)鍵因素，常通過體外模擬方法估計[60]. 結(jié)合生物可給性和生物標(biāo)志物分析重金屬遷移轉(zhuǎn)化、評估健康效應(yīng)是當(dāng)前的主要研究方向. 例如，鉛易在人體內(nèi)蓄積，且遷移轉(zhuǎn)化過程復(fù)雜多變，其風(fēng)險評估多結(jié)合敏感生物標(biāo)志物-血鉛進(jìn)行[61].研究[27]表明，在評估人群鎘健康風(fēng)險時需考慮血鎘和尿鎘指標(biāo)，以生物可給性和生物標(biāo)志物替代總量，更能反映重金屬實際健康風(fēng)險.

2.2 模型優(yōu)化表征

目前常用的風(fēng)險管理模型有美國材料與試驗協(xié)會提出的RBCA模型、英國環(huán)境保護(hù)局推薦的CLEA模型以及荷蘭國家公共衛(wèi)生及環(huán)境研究院構(gòu)建的CSOIL模型[62]. 上述模型雖依據(jù)類似原理和算法，但在污染物環(huán)境行為、暴露途徑等方面有明顯差異. RBCA和CLEA模型應(yīng)用Johnson-Ettinger（J&E）模型計算蒸氣遷移，而CSOIL模型應(yīng)用Volasoil模型計算VOCs污染土壤的風(fēng)險. 另外，RBCA模型未考慮飲食途徑，CLEA模型未考慮飲水途徑，而CSOIL模型對暴露途徑和暴露期的考慮更為精細(xì)化[63-64]. 目前，層次化風(fēng)險評估技術(shù)在模型優(yōu)化方面的研究主要包括蒸氣入侵模型、血鉛模型、不確定性模型等.

2.2.1蒸氣入侵模型

Johnson-Ettinger（J&E）模型是應(yīng)用最廣泛的蒸汽入侵模型. 該模型假設(shè)VOCs蒸氣在土壤中均勻擴(kuò)散，且自釋放源進(jìn)入室內(nèi)過程無損耗，但忽略了其在土壤環(huán)境中的吸附及生物降解過程[15,31]. 隨著對VOCs環(huán)境行為的深入研究，相應(yīng)的蒸氣入侵概念模型也更加完善.

圖3展示了常規(guī)蒸汽入侵模型和基于實際暴露情景構(gòu)建模型的差異，后者考慮了VOCs可能發(fā)生的生物降解行為（如石油烴類VOCs在土壤和地下水中可生物降解）以及土壤性質(zhì)、外界條件對VOCs遷移的影響. Devaull等[65]在J&E模型基礎(chǔ)上補(bǔ)充好氧生物降解項構(gòu)建形成Bivapor模型. 鑒于一維模型無法準(zhǔn)確捕捉地基附近濃度變化，Yao等開發(fā)了PVI2D[66]和CVI2D模型[67]，PVI2D適用于可生物降解的石油烴類VOCs，CVI2D適用于難生物降解的氯代烴，兩種模型建立在污染物蒸氣在均質(zhì)土壤中擴(kuò)散的假設(shè)基礎(chǔ)上，可模擬得到二維土壤氣濃度剖面. 三維數(shù)值模型ASU模型利用數(shù)學(xué)計算精確刻畫VOCs環(huán)境行為，可輸出VOCs蒸氣濃度分布等信息，但被繁瑣的運算限制了應(yīng)用空間[47]. 改進(jìn)J&E模型進(jìn)行VOCs污染地塊風(fēng)險評估的研究是目前的研究趨勢，如Yao等[68]先后比較了J&E模型、PVI2D模型和更精細(xì)的三維模型的計算結(jié)果，結(jié)果顯示，J&E模型的結(jié)果相對保守，PVI2D模型可以是三維數(shù)值模型的簡單替代方案；張蒙蒙等[69]采用雙元平衡模型校正J&E模型計算河北某焦化廠污染地塊風(fēng)險，結(jié)果顯示，改進(jìn)模型在地塊土壤質(zhì)地偏砂性時更具優(yōu)勢.

圖3 蒸氣入侵概念模型[49,52]Fig.3 Vapor intrusion conceptual model[49,52]

2.2.2血鉛模型

US EPA開發(fā)的成人血鉛（ALM）模型及兒童鉛綜合暴露吸收生物動力學(xué)（IEUBK）模型是評估鉛健康風(fēng)險的重要手段. IEUBK模型由暴露、吸收、生物動力學(xué)及概率四部分組成，模型假設(shè)兒童血鉛水平呈正態(tài)分布，在考慮鉛在土壤中的相對生物有效性基礎(chǔ)上，通過收集不同途徑兒童鉛暴露信息相對準(zhǔn)確地預(yù)測其暴露水平及超過臨界濃度的概率[20]. 血鉛模型已在國內(nèi)外得到認(rèn)可和應(yīng)用，美國、加拿大等國家開展了大規(guī)模本土數(shù)據(jù)收集工作，以實現(xiàn)精細(xì)化的風(fēng)險評估[70].

在實際應(yīng)用中，血鉛模型因本土化參數(shù)缺乏限制其計算結(jié)果的精確性. Von-Lindern等[28]長期監(jiān)測研究區(qū)域兒童血鉛長達(dá)30年，應(yīng)用IEUBK模型評估兒童血鉛水平，結(jié)果顯示，模型默認(rèn)參數(shù)高估平均血鉛水平. 楊彥等[42]綜合實驗室檢測和問卷調(diào)查方法，本土化調(diào)整IEUBK模型參數(shù)，相對準(zhǔn)確地預(yù)測我國部分工礦區(qū)附近兒童血鉛水平. 不同國家目標(biāo)人群的暴露情景明顯不同，因此，血鉛模型及參數(shù)的本土化調(diào)整是未來研究的重點工作.

2.2.3不確定性模型

概率風(fēng)險評估（Probabilistic Risk Assessment, PRA）是定量估算風(fēng)險和不確定性的重要工具. 不同于傳統(tǒng)風(fēng)險評估得到風(fēng)險的單一估計，PRA通過輸入?yún)?shù)概率分布表征并傳遞不確定性，最終輸出風(fēng)險的概率分布[9]. PRA可得到更加完整的風(fēng)險特征信息，為環(huán)境管理者提供更可信更定量的表達(dá)和更廣泛的參考[71].

常用的PRA方法包括蒙特卡羅分析方法（Monte Carlo Analysis, MCA）、二維蒙特卡羅模擬、模糊數(shù)學(xué)理論等. 參數(shù)分布是影響PRA準(zhǔn)確性的關(guān)鍵因素，分析時需保證數(shù)據(jù)準(zhǔn)確性和假設(shè)分布可信性. 為推動PRA方法在污染地塊管理實踐中應(yīng)用，US EPA相繼頒布《超級基金風(fēng)險評估指南：卷Ⅲ-A部分，概率風(fēng)險評估過程》（Risk Assessment Guidance for Superfund:Volume Ⅲ - Part A, Process for Conducting Probabilistic Risk Assessment）等一系列指導(dǎo)文件[71]. PRA已在多國的污染地塊風(fēng)險評估工作中得到運用和推廣，Lester等[72]匯總歐美各國相關(guān)案例后認(rèn)為，PRA能夠更真實全面地反映污染土壤引起的健康風(fēng)險.

PRA在國內(nèi)污染地塊風(fēng)險管控中同樣得到重視.侯捷等[73]在海量文獻(xiàn)調(diào)研基礎(chǔ)上擬合得到我國成人居民暴露參數(shù)不確定性特征，應(yīng)用MCA開展苯污染地塊的概率健康風(fēng)險評估并識別敏感參數(shù). 楊湜煙等[74]通過文獻(xiàn)計量分析指出，PRA可作為傳統(tǒng)風(fēng)險評估的重要補(bǔ)充方法，其與生物可給性測試等技術(shù)的整合應(yīng)用也得到重點關(guān)注. Zhang等[43]綜合PRA、生物可給性測試和雙相解吸模型計算土壤修復(fù)目標(biāo)值，所得結(jié)果更具科學(xué)性和可操作性，從而提供更精準(zhǔn)的風(fēng)險管控和修復(fù)建議. 陳卓等[75]基于形態(tài)和生物可給性開展汞的概率風(fēng)險評估，相對準(zhǔn)確客觀地評估健康風(fēng)險，同時為后期地塊修復(fù)提供經(jīng)濟(jì)有效的指導(dǎo).確定性模型在污染地塊風(fēng)險管控中發(fā)揮重要作用，如賈曉洋等[39]比較傳統(tǒng)方法和概率方法在實際污染地塊的應(yīng)用，發(fā)現(xiàn)PRA既揭示健康風(fēng)險可能的分布信息，又能為后續(xù)場地修復(fù)節(jié)省成本.

2.3 參數(shù)本土化

參數(shù)本土化是開展層次化風(fēng)險評估研究的重要內(nèi)容. 風(fēng)險評估模型參數(shù)通常分為暴露參數(shù)、土壤性質(zhì)參數(shù)、建筑物參數(shù)、污染物理化性質(zhì)參數(shù)和毒理參數(shù)四類[76]. 暴露參數(shù)是影響風(fēng)險評估準(zhǔn)確性和科學(xué)性的關(guān)鍵性參數(shù)，目前已得到普遍關(guān)注.

2.3.1暴露參數(shù)

暴露參數(shù)用于描述人體暴露于環(huán)境污染物的特征和行為模式，包括體質(zhì)量、皮膚接觸表面積、土壤攝入率等. 20世紀(jì)80年代開始，美國陸續(xù)開展暴露參數(shù)的研究，并基于調(diào)查數(shù)據(jù)形成《暴露參數(shù)手冊》，提出各類參數(shù)的獲取方法及適用性[19]，此后US EPA不斷更新暴露參數(shù). 借鑒US EPA研究框架，歐盟、加拿大等國家和地區(qū)相繼開展暴露參數(shù)本土化研究[77]，并形成各自暴露參數(shù)數(shù)據(jù)集，如歐盟ExpoFacts數(shù)據(jù)庫等.

不同年齡段人群的暴露水平顯著不同，暴露于污染環(huán)境中的兒童比成人更易受到健康影響，這是由于兒童暴露模式與成人差異較大，并且兒童時期造成的影響也可能在成年或后代中顯現(xiàn)[78]. 因此，世界各國重視兒童暴露風(fēng)險評估及參數(shù)體系構(gòu)建，如US EPA發(fā) 布 了《Child-Specific Exposure Factors Handbook(Final Report)》[79]；韓國將18歲以下兒童劃分為10個年齡組分組調(diào)查兒童行為特征，并形成兒童參數(shù)數(shù)據(jù)集等[80]. 我國也進(jìn)行了暴露參數(shù)本土化的探索，形成《中國人群暴露參數(shù)手冊(成人卷)》[36]和《中國人群暴露參數(shù)手冊(兒童卷)》[37]，以指導(dǎo)開展精細(xì)化的風(fēng)險評估. 暴露參數(shù)具有區(qū)域化特征，不同區(qū)域目標(biāo)人群的暴露行為，如身高、體質(zhì)量、壽命、飲食特征等存在地區(qū)差異. 人群特征及活動模式隨生活水平提升發(fā)生了顯著變化，因此，暴露參數(shù)本土化研究需要不斷完善和發(fā)展.

2.3.2其他參數(shù)

此外，土壤性質(zhì)參數(shù)、建筑物參數(shù)以及污染物理化性質(zhì)和毒理參數(shù)也會影響風(fēng)險評估準(zhǔn)確性. 土壤有機(jī)質(zhì)含量、含水率、滲透系數(shù)等土壤性質(zhì)參數(shù)是計算土壤污染物暴露風(fēng)險的關(guān)鍵參數(shù)[56-58]. 土壤性質(zhì)影響污染物的環(huán)境行為和健康效應(yīng)，從而為暴露評估風(fēng)險帶來不確定性[81]. 目標(biāo)人群的室內(nèi)暴露情景與建筑物特性相關(guān)，建筑物參數(shù)是計算暴露量的基本參數(shù). 污染物的毒理參數(shù)直接影響健康風(fēng)險的計算[82]. 因此，合理選用上述參數(shù)是準(zhǔn)確開展健康風(fēng)險評估的基礎(chǔ).污染物毒理參數(shù)的研究和更新是研究的熱點內(nèi)容之一[83]. 如US EPA構(gòu)建毒理參數(shù)數(shù)據(jù)庫（綜合風(fēng)險信息系統(tǒng)，IRIS），并推進(jìn)無機(jī)砷等污染物毒理參數(shù)更新工作；歐洲化學(xué)品管理局建立化學(xué)物質(zhì)信息管理系統(tǒng)（CHEM），收錄了污染物毒理參數(shù)及其環(huán)境歸趨信息. 美國國家科學(xué)院于2007年促成毒性測試由定性終點的體內(nèi)測試過渡到體外毒性測定，為毒理參數(shù)獲取提供了新思路，如Petit等[84]結(jié)合多介質(zhì)暴露方程和概率模擬方法，基于藥代動力學(xué)外推污染物體外毒性，從生物內(nèi)暴露水平探究土壤砷的健康風(fēng)險.

3 結(jié)論與展望

a） 歐美國家通常采用層次化風(fēng)險評估策略以提高結(jié)果準(zhǔn)確性，目前我國污染地塊風(fēng)險評估工作大多進(jìn)行到第二層次，即采用實測地塊特征參數(shù)開展評估. 為降低評估結(jié)果的不確定性，避免過度修復(fù)，宜考慮提高風(fēng)險評估層次，實現(xiàn)層次化和精細(xì)化的土壤風(fēng)險管控和修復(fù)措施.

b） 層次化風(fēng)險評估包括情景構(gòu)建、模型表征和參數(shù)選用等方面的精細(xì)化技術(shù). 風(fēng)險評估是不斷發(fā)展和完善的技術(shù)，不同污染物在多環(huán)境介質(zhì)中環(huán)境行為模擬和毒性效應(yīng)預(yù)測、模型參數(shù)本土化、概率方法的適用性和準(zhǔn)確性評估等方面仍需要開展深入探討和研究. 現(xiàn)階段實踐中考慮蒸氣入侵模型修正、污染物生物可給性，引入概率風(fēng)險評估方法可提升風(fēng)險評估結(jié)果的準(zhǔn)確性.

c） 污染地塊土壤污染修復(fù)目標(biāo)值計算過程中，應(yīng)加強(qiáng)層次化風(fēng)險評估工作，加強(qiáng)暴露參數(shù)調(diào)整、揮發(fā)通量、生物可給性等研究，提高評估精準(zhǔn)性，同時推動層次化方法在風(fēng)險評估、土壤修復(fù)目標(biāo)值確定以及修復(fù)治理工程中的應(yīng)用. 如何科學(xué)有效地將層次化風(fēng)險評估技術(shù)應(yīng)用到實際污染地塊管理工作中，是未來指導(dǎo)、規(guī)范開展層次化風(fēng)險評估的重點工作.