戴 翔，程 城，陸效磊，趙文愷

（江蘇省環(huán)境科學(xué)研究院，江蘇 南京 210036）

0 引言

中國是工業(yè)大國，2021 年規(guī)模以上的工業(yè)企業(yè)有441 517 家，產(chǎn)生了397 006 萬t 一般工業(yè)固體廢物[1]。由于工業(yè)固體廢物的產(chǎn)生量大、處置能力相對不足，且部分企業(yè)環(huán)保意識薄弱，導(dǎo)致非法傾倒、填埋工業(yè)固體廢物的事件在各地屢次發(fā)生[2]。工業(yè)固體廢物在非法傾倒、填埋到場地后，其中的污染物可能在重力沉降、降雨淋溶等作用下，擴散到土壤、地下水等環(huán)境介質(zhì)中，對場地區(qū)域的生態(tài)環(huán)境安全造成負(fù)面影響[3]。對此，需開展生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估工作，量化受污染場地土壤和地下水的損害價值，依法追究生態(tài)環(huán)境損害賠償責(zé)任。

與發(fā)達國家相比，我國在環(huán)境損害評估方面的工作起步較晚。2011 年，環(huán)境保護部出臺了《關(guān)于開展環(huán)境污染損害評估工作的若干意見》和《環(huán)境污染損害數(shù)額計算推薦方法（第Ⅰ版）》，開始啟動環(huán)境損害評估工作[4-5]。2016 年，環(huán)境保護部發(fā)布《生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術(shù)指南總綱》等技術(shù)文件，進一步完善了生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術(shù)體系和流程。2020 年，生態(tài)環(huán)境部發(fā)布《生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術(shù)指南 總綱和關(guān)鍵環(huán)節(jié) 第1 部分：總綱》等國家標(biāo)準(zhǔn)，成體系地構(gòu)建了生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)，使得生態(tài)環(huán)境損害價值量化方法有了可靠依據(jù)。

根據(jù)現(xiàn)行技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)，在生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估過程中，對土壤損害價值進行量化時，如果現(xiàn)狀污染水平超過了基線水平但不需要開展修復(fù)，則需要對現(xiàn)狀污染水平與基線水平之間的損害進行計算。在現(xiàn)狀污染水平與基線水平對應(yīng)的土地利用類型相同的情況下，可以基于理論治理成本法和土壤資源價值法來進行評估計算。因此，本文以江蘇省某工業(yè)固廢傾倒案件為例，比較研究了基于理論治理成本和土壤資源價值的方式評估出的土壤環(huán)境損害數(shù)值的差異性，以期為其他環(huán)境損害鑒定評估工作中的方法選取提供一定參考。

1 案件情況

2022 年，某地政府部門接到舉報，稱有人在當(dāng)?shù)胤欠▋A倒工業(yè)固體廢物。經(jīng)調(diào)查核實后，地方政府部門迅速對場地進行了清理，并將清理出的固體廢物運送至倉庫進行暫存。隨后地方政府委托第三方機構(gòu)對場地土壤開展生態(tài)環(huán)境損害評估工作。評估的范圍即為固體廢物傾倒區(qū)域，其面積約為150.25 m2。在傾倒區(qū)域內(nèi)布設(shè)土壤采樣點位4 個，編號T1，T2，T3，T4，點位布設(shè)見圖1。

圖1 傾倒區(qū)域土壤樣品點位布置

每個土壤采樣點采集土壤樣品4 份，采樣深度分別為0～0.5，0.5～2，2～3.5，3.5～5 m，共采集土壤樣品16 份。結(jié)合固體廢物的污染物檢測情況，對傾倒區(qū)域土壤樣品進行檢測分析，土壤的主要污染物見表1。在傾倒區(qū)域周邊布設(shè)土壤對照點位6 個，分別編號BJT1，BJT2，BJT3，BJT4，BJT5 和BJT6，采樣深度與傾倒區(qū)域土壤點位對應(yīng)，為0～0.5，0.5～2，2～3.5，3.5～5 m，共采集土壤對照點樣品24 份。經(jīng)檢測分析，對照點土壤的主要污染物見表2。

表1 傾倒區(qū)域土壤的主要污染物

表2 對照點土壤的主要污染物

采用Kolmogorov-Smirnov 檢驗（K-S 檢驗）方法驗證同一采樣深度的6 個對照點土壤樣品的數(shù)據(jù)是否符合正態(tài)分布。經(jīng)分析，3.5～5.0 m 對照點土壤樣品的鋅檢出數(shù)據(jù)不符合正態(tài)分布，采用數(shù)據(jù)的第90百分位數(shù)作為基線；其他對照點土壤樣品的數(shù)據(jù)均符合正態(tài)分布，采用數(shù)據(jù)的90%參考值上限（算術(shù)平均數(shù)+ 1.65 標(biāo)準(zhǔn)差）作為基線。計算得到的評估區(qū)域土壤基線見表3。

表3 土壤基線

結(jié)合傾倒區(qū)域土壤樣品污染物的數(shù)據(jù)，計算每個點位土壤中污染物濃度的超基線倍數(shù)，計算公式為：

式中：Ki為某點位土壤中特征污染物的超基線倍數(shù)；Ti為某點位土壤中特征污染物的濃度；Bi為土壤中特征污染物濃度的基線水平。傾倒區(qū)域土壤超基線倍數(shù)情況見表4。

表4 傾倒區(qū)域土壤超基線倍數(shù)

通過泰森多邊形法計算采樣點位代表的土壤面積，模擬情況見圖2。計算采樣點位T1，T2，T3，T4 代表的區(qū)域面積分別為50.25，51.2，11.24，37.58 m2。按布點面積乘以采樣深度計算可得受污染土壤體積。經(jīng)計算，受污染土壤體積為351.49 m3，按照1.0 g/cm3作為土壤的容重，則受污染土壤重量為351.49 t。

圖2 受污染土壤面積泰森多邊形模擬

分析比較HJ 25.3—2019 《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險評估技術(shù)導(dǎo)則》 計算的土壤風(fēng)險控制值、GB 36600—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》規(guī)定的管制值，確定了土壤中砷、鋅、鎳的修復(fù)目標(biāo)值分別為140，135 000，2 000 mg/kg。土壤中砷、鋅、鎳濃度超過基線，但未超過修復(fù)目標(biāo)值，故對土壤現(xiàn)狀污染水平與基線水平之間的損害進行計算土壤損害價值。在本案中，現(xiàn)狀污染水平與基線水平對應(yīng)的土地利用類型相同，可基于理論治理成本法、土壤資源價值法量化評估土壤環(huán)境損害。

2 土壤損害價值量化

2.1 理論治理成本

計算土壤現(xiàn)狀污染水平與基線水平之間的損害時，若能夠獲取理論治理成本，則優(yōu)先以理論治理成本計算損害價值。理論治理成本是通過治理成本函數(shù)計算得到的治理成本。而治理成本函數(shù)是以治理費用為因變量，以處理技術(shù)、處理規(guī)模、污染物去除效率等因素為自變量構(gòu)建的函數(shù)模型。

目前對于環(huán)境損害評估中土壤治理成本函數(shù)的研究比較少，技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)和指南中并無可直接引用的函數(shù)模型。在實際評估工作中，多使用一種簡化方法計算理論治理成本，計算公式如下：

式中：T 為土壤治理費用，元；c 為某種處理技術(shù)的單位土壤治理費用，元/t 或元/m3；Q 為需要處理的土壤量，t 或m3。

查閱技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)，綜合考慮土壤污染物種類及濃度、傾倒地土壤性質(zhì)，可以采用水泥窯協(xié)同處置和植物修復(fù)2 種修復(fù)技術(shù)。

2.1.1 水泥窯協(xié)同處置技術(shù)

土壤的水泥窯協(xié)同處置技術(shù)是指將滿足入窯要求的受污染土壤投入水泥窯，在進行水泥熟料生產(chǎn)的同時，實現(xiàn)受污染土壤無害化處置的過程。在此過程中，土壤中重金屬被固化在水泥熟料的晶格中，土壤中有機物在窯內(nèi)的高溫作用下被分解成CO2和H2O[6]。與其他土壤恢復(fù)技術(shù)相比，水泥窯協(xié)同處置技術(shù)效率高、二次污染少，符合污染防治 “資源化、無害化、減量化” 的原則，是一種低環(huán)境風(fēng)險的土壤治理技術(shù)。

水泥生產(chǎn)的原料主要是石灰質(zhì)原料、黏土質(zhì)原料。受污染土壤的主要成分與黏土質(zhì)原料相似，在水泥生產(chǎn)中可以作為部分替代原料。采用水泥窯協(xié)同處置技術(shù)處理受污染土壤時，土壤的成分與添加比例可能對水泥產(chǎn)品質(zhì)量造成一定的影響[7]。李衛(wèi)斌[8]采用水泥窯協(xié)同處置技術(shù)修復(fù)砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.66×103～1.06×103mg/kg 的污染土壤，對含砷土壤進行預(yù)處理后按照1%～3%的比例與生料進行配料，產(chǎn)生成品水泥。丁歡[9]研究了水泥窯協(xié)同處置含鎳（319 mg/kg）、含鋅（273 mg/kg）的污染土壤對水泥熟料的影響，發(fā)現(xiàn)4%的重金屬污染土壤添加比例不會改變熟料的礦物組成，但會略微降低水泥熟料的強度。CHANG 等[10]研究了重金屬污染土壤摻雜比例對水泥產(chǎn)品質(zhì)量的影響，發(fā)現(xiàn)摻雜比例為3%時，水泥產(chǎn)品可以滿足標(biāo)準(zhǔn)要求；摻雜比例為7.6%時，水泥的重金屬浸出超標(biāo)。

根據(jù)GB/T 39792.1—2020 《生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術(shù)指南環(huán)境要素第1 部分：土壤和地下水》附錄B，水泥窯協(xié)同處置技術(shù)在國內(nèi)的應(yīng)用成本為800～1 000 元/m3?？紤]到案例中土壤的污染物濃度較低，不需要實際開展修復(fù)工程，建議取應(yīng)用成本的下限，按照800 元/m3的費用計算土壤的理論治理成本。根據(jù)公式（2）計算，水泥窯協(xié)同處置技術(shù)的理論治理成本為281 192 元。

2.1.2 植物修復(fù)技術(shù)

土壤的植物修復(fù)技術(shù)是一種利用植物或與植物共存的微生物來清除或降低土壤中污染物的技術(shù)[11]。植物修復(fù)技術(shù)成本低廉、對土壤環(huán)境的擾動較小，但存在修復(fù)效率不高的問題，是一項具有很高潛力的土壤修復(fù)技術(shù)[12]。根據(jù)其作用方式，植物修復(fù)技術(shù)可以分為植物降解、植物揮發(fā)、植物提取、根際圈生物降解、植物固定這5 種類型。植物降解是利用植物根部分泌物和酶對土壤中有機污染物進行降解；植物揮發(fā)是指植物將土壤中重金屬吸收后轉(zhuǎn)變?yōu)闅鈶B(tài)釋放到空氣中；植物提取是指通過超富集植物對土壤中重金屬的吸收積累來減少土壤中重金屬污染；根際圈生物降解是通過植物根部微生物轉(zhuǎn)化分解土壤中有機污染物；植物固定是利用植物根部特殊物質(zhì)的螯合作用來固定土壤中的重金屬[13]。其中，植物提取是最有發(fā)展前景、研究較為廣泛的植物修復(fù)方式。

中科院采用蜈蚣草對湖南省雄黃礦區(qū)及周邊的砷污染土壤進行提取修復(fù)，2 年時間將土壤中砷含量降低了13.6%[14]；程薛霖等[15]以狼尾草作為超富集植物應(yīng)用于鉻、鎳復(fù)合型污染土壤修復(fù)，研究發(fā)現(xiàn)狼尾草對土壤中鎳的吸收率為5.84%～18.22%；黃月群等[16]研究了大葉落地生根對土壤中重金屬鉛鋅的富集能力，發(fā)現(xiàn)大葉落地生根對土壤中鋅的提取效率最高可達68.68%。由此可見，采用植物修復(fù)技術(shù)修復(fù)土壤中砷、鋅、鎳，從技術(shù)上是可行的。

根據(jù)GB/T 39792.1—2020 《生態(tài)環(huán)境損害鑒定評估技術(shù)指南環(huán)境要素第1 部分：土壤和地下水》附錄B，植物修復(fù)技術(shù)在國內(nèi)的工程應(yīng)用成本約為100～400 元/t。同樣考慮到案例中土壤的污染物濃度較低，不需要實際開展修復(fù)工程，建議取應(yīng)用成本的下限，按照100 元/t 的費用計算土壤的理論治理成本。根據(jù)公式（2）計算，植物修復(fù)技術(shù)的理論治理成本為35 149 元。

2.2 土壤資源價值

當(dāng)既無法獲取受污染土壤的理論治理成本，也無法基于污染物排放量計算受污染土壤的虛擬治理成本時，可計算受污染土壤資源價值作為土壤環(huán)境的損害價值。計算公式如下：

式中：Vr為受污染土壤資源價值；Vb為土壤資源非使用基準(zhǔn)價值；γ 為調(diào)整系數(shù)，取值見表5，該案例土壤中污染物濃度最大超基線倍數(shù)未超過200 倍，γ取0.2。

表5 土壤資源非使用基準(zhǔn)價值調(diào)整系數(shù)

土壤資源非使用基準(zhǔn)價值優(yōu)先采用實際購置單價，無法獲取實際購置單價時取25 元/t。根據(jù)能否獲取土壤實際購置單價，土壤資源價值的計算存在兩種可能結(jié)果：

（1）對附近土建公司進行電話詢價，了解到類型相同、質(zhì)量相當(dāng)?shù)耐寥缹嶋H購置單價為15 元/t（不包括運輸、人工等費用），通過公式（3）計算得土壤資源價值為1 054.47 元。

（2）按照25 元/t 作為土壤資源非使用基準(zhǔn)價值，通過公式（3）計算得土壤資源價值為1 757.45 元。

3 理論治理成本與土壤資源價值對比

在案例中，土壤的砷、鋅、鎳濃度超過基線，但未超過修復(fù)目標(biāo)值，故采用了理論治理成本和土壤資源價值方式來量化評估土壤環(huán)境損害價值。理論治理成本中采用水泥窯協(xié)同處置技術(shù)和植物修復(fù)技術(shù)進行計算，量化結(jié)果分別為281 192 元和35 149 元；土壤資源價值中依據(jù)能否獲得土壤實際購置單價進行計算，量化結(jié)果分別為1 054.47 元和1 757.45 元?；诶碚撝卫沓杀痉ㄅc土壤資源價值法的4 種量化結(jié)果對比情況見表6。

表6 土壤損害價值量化結(jié)果的比較

4 種量化結(jié)果存在巨大的差異，總體而言，采用理論治理成本法量化的土壤損害價值遠大于土壤資源價值法量化的土壤損害價值。理論治理成本中，水泥窯協(xié)同處置技術(shù)量化的土壤損害價值是植物修復(fù)技術(shù)的8 倍，這種差距是2 種處理技術(shù)的單位土壤治理費不同造成的。水泥窯協(xié)同處置技術(shù)量化的土壤損害價值也是所有結(jié)果中最高的，約是最低損害價值的266 倍。

土壤環(huán)境損害評估中，土壤超過基線但無需修復(fù)時，應(yīng)當(dāng)優(yōu)先采用理論治理成本方式進行損害價值量化；無法獲取受污染土壤的理論治理成本和虛擬治理成本時，可計算受污染土壤資源價值作為土壤環(huán)境的損害價值。在實際工作中，計算出恰當(dāng)?shù)睦碚撝卫沓杀拘枰獦?gòu)建科學(xué)合理的治理成本函數(shù)模型，這對技術(shù)人員的能力和經(jīng)驗有極高的要求。且治理成本函數(shù)模型的構(gòu)建目前尚無統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)，受技術(shù)人員主觀意見的影響較大，這與環(huán)境損害賠償案件辦案人員和當(dāng)事人對于評估結(jié)果客觀性、權(quán)威性的訴求又是相悖的。一方面是技術(shù)能力有限，另一方面是為了保證評估過程有可靠的依據(jù)、避免個人主觀因素的影響；所以評估工作中理論治理成本計算常采用一種由受損土壤量和單位土壤治理成本2 個自變量構(gòu)成的簡化公式，而這種簡化公式計算出的損害價值往往會遠高于土壤資源價值量化出的損害價值。

4 結(jié)論

根據(jù)現(xiàn)有的技術(shù)標(biāo)準(zhǔn)，理論治理成本法和土壤資源價值法均適用于本案例，但其計算的損害價值存在較大差異。理論治理成本法中，采用水泥窯協(xié)同處置技術(shù)和植物修復(fù)技術(shù)進行計算，損害價值量化結(jié)果分別為281 192 元和35 149 元；土壤資源價值法中，以土壤實際購置單價15 元/t 和不能獲取實際購置單價的情況進行計算，損害價值量化結(jié)果分別為1 054.47 元和1 757.45 元?？傮w而言，理論治理成本法計算的土壤損害價值遠大于土壤資源價值法，最高的損害價值量化結(jié)果是最低的266 倍。

現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)雖然明確了優(yōu)先采用理論治理成本法，但標(biāo)準(zhǔn)指南對于不采用理論治理成本法的情形描述比較籠統(tǒng)，技術(shù)人員有較大的自主空間選擇評估方法，損害價值量化結(jié)果受技術(shù)人員主觀影響較大。環(huán)境損害鑒定評估結(jié)果是環(huán)境損害賠償磋商和訴訟的重要依據(jù)，對于同一個案件，采取不同的評估方式，評估出的土壤損害價值存在巨大差異，可能會引起環(huán)境損害賠償責(zé)任人的懷疑和不滿，傷害環(huán)境損害鑒定的權(quán)威性和客觀性。在現(xiàn)行的標(biāo)準(zhǔn)指南下，遇到土壤超過基線但無需修復(fù)的情況時，建議優(yōu)先用土壤資源價值方法來量化計算土壤損害價值，這種方法的計算公式與數(shù)據(jù)均有標(biāo)準(zhǔn)文件作為依據(jù)，計算結(jié)果相對客觀，較易為環(huán)境損害賠償當(dāng)事人所接受。