劉虎鵬，杜平，袁貝，張?jiān)苹?，陳娟，張?/p>

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院

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

工業(yè)化和城市化進(jìn)程持續(xù)加快遺留了大量污染地塊，威脅人居環(huán)境健康，限制土地再開發(fā)利用[1]。砷是地塊主要污染物之一，因其高蓄積性和高毒性而備受關(guān)注[2]。砷已被世界衛(wèi)生組織列入一類致癌物清單，暴露于超過安全劑量的砷污染環(huán)境中，受體人群的皮膚、呼吸系統(tǒng)和消化系統(tǒng)等均會(huì)受到不同程度的損害[3]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國省級污染地塊管控與修復(fù)名錄中，受到砷污染的地塊面積占比約47%[4]。

風(fēng)險(xiǎn)評估是污染地塊管理過程中的重要一環(huán)，也是確定地塊修復(fù)目標(biāo)值的主要方法[5-6]，我國已構(gòu)建較為系統(tǒng)和完善的建設(shè)用地風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)體系。針對砷污染地塊，現(xiàn)行的HJ 25.3—2019《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》在其風(fēng)險(xiǎn)管理實(shí)踐中表現(xiàn)出一定的局限性，采用該導(dǎo)則推算得到的污染控制值往往低于土壤砷環(huán)境背景值，難以滿足實(shí)際修復(fù)工作需要[7]。調(diào)研國內(nèi)2012—2021 年的221 個(gè)砷污染地塊，發(fā)現(xiàn)大多數(shù)（87.33%）地塊修復(fù)目標(biāo)值是依據(jù)國家或地方標(biāo)準(zhǔn)中的土壤砷環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值制定的，風(fēng)險(xiǎn)評估程序未體現(xiàn)其應(yīng)有作用。因此，優(yōu)化改進(jìn)風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)，推進(jìn)其在砷污染地塊修復(fù)管理中的應(yīng)用越來越受到重視。美國國家環(huán)境保護(hù)局（US EPA）在風(fēng)險(xiǎn)評估過程中引入砷的體外生物可給性（IVBA）測試程序，以更加精確地評估人體經(jīng)口攝入土壤砷的健康風(fēng)險(xiǎn)[8]；英國提出基于“不同介質(zhì)健康風(fēng)險(xiǎn)或允許攝入量等效”原則來推算砷的修復(fù)目標(biāo)值[9]。我國也在管理實(shí)踐中探索優(yōu)化風(fēng)險(xiǎn)評估過程在砷修復(fù)目標(biāo)值制定中的適用性，如雷城英等[10]通過修正暴露參數(shù)同時(shí)考慮生物可給性推算某砷污染礦區(qū)場地健康風(fēng)險(xiǎn)，得到更具實(shí)際應(yīng)用價(jià)值的修復(fù)目標(biāo)值；王碩等[11]通過GB/T 14848—2017《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》推導(dǎo)反算，獲取飲用地下水途徑的致癌風(fēng)險(xiǎn)，反推土壤砷修復(fù)目標(biāo)值。

筆者系統(tǒng)闡述了國內(nèi)外污染地塊土壤砷修復(fù)目標(biāo)值的確定方法，梳理分析了不同方法的內(nèi)涵和特點(diǎn)，通過學(xué)習(xí)借鑒已有相關(guān)經(jīng)驗(yàn)與教訓(xùn)，探索構(gòu)建我國污染地塊砷修復(fù)目標(biāo)值確定方法，以期為我國砷污染地塊精細(xì)化管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 我國砷污染地塊修復(fù)目標(biāo)值確定依據(jù)

本研究通過文獻(xiàn)調(diào)研、案例收集及全國污染地塊土壤環(huán)境管理信息系統(tǒng)檢索，獲取了2012—2021 年我國221 個(gè)已完成修復(fù)的砷污染地塊修復(fù)案例信息。對上述案例的土壤砷修復(fù)目標(biāo)值確定依據(jù)進(jìn)行分析，結(jié)果如圖1 所示。我國污染地塊土壤砷修復(fù)目標(biāo)值的確定，依據(jù)GB 36600—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》的共125 個(gè)地塊，占比為56.56%；依據(jù)地方標(biāo)準(zhǔn)的共49 個(gè)地塊，占比為22.17%；依據(jù)區(qū)域土壤砷環(huán)境背景值的共28 個(gè)地塊，占比為12.67%；其余19 個(gè)地塊修復(fù)目標(biāo)值確定依據(jù)為已廢止的GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》和HJ/T 350—2007《展覽會(huì)用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)（暫行）》，占比為8.60%。

圖1 我國污染地塊土壤砷修復(fù)目標(biāo)值確定依據(jù)及取值Fig.1 Values and sources for determining the target values of arsenic remediation in contaminated sites in China

依據(jù)GB 36600—2018 制定砷修復(fù)目標(biāo)值的地塊，取值分別為20 mg/kg（51.20%）、40 mg/kg（24.00%）及60 mg/kg（24.80%）；依據(jù)區(qū)域土壤砷環(huán)境背景值的地塊中，多數(shù)取值為60 和40 mg/kg（57.15%）；依據(jù)我國其他國家標(biāo)準(zhǔn)、行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)及地方標(biāo)準(zhǔn)的地塊，取值多為20 mg/kg（72.06%）?？偟膩碚f，砷修復(fù)目標(biāo)值取值為20 mg/kg 的地塊占50%以上，說明近年來我國針對砷污染地塊的監(jiān)管較為保守，也說明技術(shù)單位在制定修復(fù)目標(biāo)值過程中，除了國家和地方標(biāo)準(zhǔn)，可參考的其他數(shù)據(jù)和信息較少。

2 污染地塊土壤砷修復(fù)目標(biāo)值確定方法

2.1 以土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)為依據(jù)制定砷修復(fù)目標(biāo)值

土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)是為保護(hù)人群健康和生態(tài)安全，對土壤中的污染物容許含量所作的規(guī)定，可用于衡量土壤的污染程度和質(zhì)量狀況[12]。不同國家對土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)存在不同名稱的表達(dá)，但基本上都依據(jù)各自的法規(guī)和流程制定了相應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)并規(guī)定了其應(yīng)用情景[13]，如加拿大的土壤質(zhì)量指導(dǎo)值（soil quality guidelines,SQGs），英國的土壤指導(dǎo)值（soil guideline values,SGVs），美國的區(qū)域篩選值（reginal screening levels,RSLs），以及我國制定的建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)等[14]。土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的制定基本上采用風(fēng)險(xiǎn)評估方法，因保護(hù)目標(biāo)（居住用地、建設(shè)用地等）多樣，風(fēng)險(xiǎn)暴露情景不同，風(fēng)險(xiǎn)評估計(jì)算模型存在差異，各國土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值差異較大且應(yīng)用情景不同[15-16]。表1 為各國土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)出處、名稱及取值。各國居住用地砷土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值為0.68～160 mg/kg，工商業(yè)用地為3～640 mg/kg。美國居住用地和工商業(yè)用地取值均為最小，居住用地取值最大的是加拿大的黃刀地區(qū)（Yellowknife），工商業(yè)用地取值最大的為英國。加拿大以土壤砷背景值和10-6致癌風(fēng)險(xiǎn)水平下的人體健康風(fēng)險(xiǎn)控制值的加和作為土壤質(zhì)量指導(dǎo)值，如黃刀地區(qū)土壤砷背景值均值為150 mg/kg，90 分位值為300 mg/kg，加和人體健康風(fēng)險(xiǎn)控制目標(biāo)值后分別以160、340、220 mg/kg 作為居住用地、工業(yè)用地及公共場所用地土壤質(zhì)量指導(dǎo)值。英國通過CLEA（Contaminated Site Exposure Assessment）模型計(jì)算砷土壤指導(dǎo)值，居住用地和菜地土壤指導(dǎo)值基于0～6 歲女性兒童的暴露情景推導(dǎo)，結(jié)果分別為32 和43 mg/kg，商業(yè)用地土壤指導(dǎo)值針對17 歲女性的暴露情景推導(dǎo)，其暴露周期和頻率遠(yuǎn)低于居住用地和菜地，因此商業(yè)用地土壤指導(dǎo)值遠(yuǎn)高于其他用地類型，為640 mg/kg。

表1 不同國家土壤砷環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)出處、名稱及取值Table 1 Sources,names and values of screening values for different countries

標(biāo)準(zhǔn)取值差異除取決于保護(hù)目標(biāo)和推算方法外，還取決于其潛在內(nèi)涵與實(shí)際用途。如美國居住用地和工商業(yè)用地取值分別為0.68 和3 mg/kg，遠(yuǎn)低于其他國家，主要是因?yàn)樵撝涤米鹘ㄔO(shè)用地土壤風(fēng)險(xiǎn)篩選值，而一般不作為修復(fù)目標(biāo)值使用。荷蘭的干預(yù)值、英國的土壤指導(dǎo)值一般也不用作修復(fù)目標(biāo)值。中國、加拿大、德國、日本的砷土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)可參考用作修復(fù)目標(biāo)值，取值為20～150 mg/kg。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國221 個(gè)砷污染地塊中，采用土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值（篩選值）作為修復(fù)目標(biāo)值的地塊占比為73.76%（圖1）。

2.2 以風(fēng)險(xiǎn)評估方法確定修復(fù)目標(biāo)值

2.2.1 傳統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)評估

建設(shè)用地風(fēng)險(xiǎn)評估是指在土壤污染狀況調(diào)查的基礎(chǔ)上，分析地塊土壤和地下水中污染物對人群的主要暴露途徑，評估污染物對人體健康的致癌風(fēng)險(xiǎn)或危害水平。美國率先提出了基于土壤風(fēng)險(xiǎn)評估確定修復(fù)目標(biāo)值的方法，其他國家也相繼建立了風(fēng)險(xiǎn)評估模型，如英國的CLEA 模型、荷蘭的CSOIL 模型等，依據(jù)風(fēng)險(xiǎn)評估法的修復(fù)目標(biāo)值確定方法已得到廣泛認(rèn)可和應(yīng)用[25-26]。我國在HJ 25.3—2019《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》中提出了符合我國實(shí)際情形的土壤污染物風(fēng)險(xiǎn)評估方法模型用以推導(dǎo)土壤污染物風(fēng)險(xiǎn)控制值[7]。針對砷污染地塊，受體的暴露途徑主要包括經(jīng)口攝入、皮膚接觸和呼吸吸入土壤顆粒物。我國建設(shè)用地土壤砷致癌風(fēng)險(xiǎn)控制值計(jì)算公式如下：

式中：RCVSn為土壤致癌風(fēng)險(xiǎn)控制值，mg/kg；ACR為可接受致癌風(fēng)險(xiǎn)水平；OISERca為致癌效應(yīng)對應(yīng)的經(jīng)口攝入土壤暴露量，kg/（kg·d）；DCSERca為致癌效應(yīng)對應(yīng)的皮膚接觸土壤暴露量，kg/（kg·d）；PISERca為致癌效應(yīng)對應(yīng)的吸入土壤顆粒物暴露量，kg/（kg·d）；SFo、SFd和SFi分別為經(jīng)口攝入、皮膚接觸和呼吸吸入的致癌斜率因子，mg/（kg·d）。

采用默認(rèn)參數(shù)計(jì)算的敏感用地土壤砷風(fēng)險(xiǎn)控制值一般為0.45 mg/kg，遠(yuǎn)低于土壤砷篩選值及環(huán)境背景值，主要是因?yàn)轱L(fēng)險(xiǎn)評估模型參數(shù)過于保守，未考慮砷生物可給性影響，導(dǎo)致土壤砷健康風(fēng)險(xiǎn)被高估[13]。為更加準(zhǔn)確地評估土壤砷健康風(fēng)險(xiǎn)，各國研究者正積極開展層次化風(fēng)險(xiǎn)評估相關(guān)研究，如砷生物可給性以及精細(xì)化的毒理參數(shù)和暴露參數(shù)研究等[27-28]，將不斷更新的研究成果納入風(fēng)險(xiǎn)評估程序，以得到更加科學(xué)合理的風(fēng)險(xiǎn)控制值，為制定地塊修復(fù)目標(biāo)值提供依據(jù)。

2.2.2 層次化風(fēng)險(xiǎn)評估

為解決風(fēng)險(xiǎn)評估的保守性問題，1992 年美國在《暴露評估指南》中首先提出了層次化風(fēng)險(xiǎn)評估方法[29]。如圖2 所示，層次化風(fēng)險(xiǎn)評估由3 個(gè)層級構(gòu)成，每個(gè)層級的復(fù)雜性和細(xì)節(jié)程度不斷增加[30]。第一層級采用默認(rèn)參數(shù)和保守原則進(jìn)行計(jì)算，結(jié)果通常存在較高不確定性，不足以支撐風(fēng)險(xiǎn)決策，當(dāng)?shù)谝粚蛹夛L(fēng)險(xiǎn)評估結(jié)果未達(dá)到效益最優(yōu)時(shí)，則進(jìn)一步開展更高層次風(fēng)險(xiǎn)評估；第二層級風(fēng)險(xiǎn)評估基于污染地塊特征及暴露特性進(jìn)行，采用實(shí)測參數(shù)進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評估，若風(fēng)險(xiǎn)評估結(jié)果準(zhǔn)確性和效益仍有待優(yōu)化，則開展第三層級風(fēng)險(xiǎn)評估；第三層級根據(jù)實(shí)際暴露途徑和受體特征對風(fēng)險(xiǎn)評估模型進(jìn)行細(xì)化修正，獲得更貼近真實(shí)情況的風(fēng)險(xiǎn)評估結(jié)果。

圖2 基于層次化風(fēng)險(xiǎn)評估確定污染地塊土壤砷修復(fù)目標(biāo)值流程Fig.2 Process for determining target values for arsenic remediation in contaminated site based on tiered risk assessment

第三層級風(fēng)險(xiǎn)評估將砷的生物可給性作為重要修正內(nèi)容，土壤中的砷進(jìn)入人體后只有部分可被人體吸收利用并產(chǎn)生危害，我國采用經(jīng)口攝入吸收效率因子（ABSo）對其進(jìn)行表征，推薦值為1，美國則使用相對生物有效性因子（RBA）進(jìn)行表征。US EPA統(tǒng)計(jì)發(fā)現(xiàn)，美國超過95%的土壤樣品中砷的RBA 低于0.6，因此US EPA 推薦使用0.6 作為風(fēng)險(xiǎn)評估中RBA 的默認(rèn)值[31]。我國也逐步開展了土壤砷生物可給性的研究，如陳曉晨等[32]通過體外試驗(yàn)測定了中國典型土壤砷生物可給性，發(fā)現(xiàn)土壤砷在胃階段的生物可給性為37.2%～71.8%，在小腸階段的生物可給性為49.0%～73.3%；姚冬菊等[33]的研究表明，在風(fēng)險(xiǎn)評估過程中引入體外生物可給性可以得到更加精確的風(fēng)險(xiǎn)評估結(jié)論。

層次化風(fēng)險(xiǎn)評估針對不同污染地塊的實(shí)際情況，可以選擇恰當(dāng)?shù)膶蛹夁M(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評估。對于簡單污染地塊，可采用最少量的數(shù)據(jù)信息完成風(fēng)險(xiǎn)評估，而對于較復(fù)雜的污染地塊，則需要利用更多的數(shù)據(jù)資源將風(fēng)險(xiǎn)評估信息逐步明確，減少評估結(jié)果的不確定性。在我國砷污染地塊的風(fēng)險(xiǎn)評估與修復(fù)實(shí)踐中，大部分都進(jìn)行到第二層級，本研究統(tǒng)計(jì)的案例中有4 個(gè)地塊開展了深層次風(fēng)險(xiǎn)評估，但在確定修復(fù)目標(biāo)值時(shí)，并未直接使用風(fēng)險(xiǎn)評估推算出的風(fēng)險(xiǎn)控制值，主要是因?yàn)槲覈槍ι槲廴镜貕K的管理仍較為保守，通過深層次風(fēng)險(xiǎn)評估得到的風(fēng)險(xiǎn)評估結(jié)果可能在一定程度上更加科學(xué)，但對于管理部門和公眾的接受度仍較低。

2.2.3 等效風(fēng)險(xiǎn)評估

英國在《污染土地法律定義指南》中提出，在英國不同監(jiān)管制度下制定的標(biāo)準(zhǔn)值，如果其嚴(yán)格程度遠(yuǎn)低于其他標(biāo)準(zhǔn)的衍生值，可基于現(xiàn)有的標(biāo)準(zhǔn)指南的衍生值等價(jià)設(shè)置劑量參數(shù)值（index dose,ID）[34]?；诖擞岢隽说刃эL(fēng)險(xiǎn)評估方法。

如圖3 所示，傳統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)評估方法通過平均日攝入量（mean daily intake，MDI）推導(dǎo)劑量參數(shù)值，以成人食物和飲用水中砷的經(jīng)口攝入平均日攝入量（MDIoral）除以成人平均體重（70 kg），得到土壤砷經(jīng)口攝入劑量參數(shù)值（IDoral）〔式（2）〕。同理，以成人吸入環(huán)境空氣中砷的呼吸吸入平均日攝入量（MDIinh）除以成人平均體重（70 kg），即可得土壤砷呼吸吸入劑量參數(shù)值（IDinh）〔式（3）〕。在等效風(fēng)險(xiǎn)評估中，采用英國飲用水標(biāo)準(zhǔn)砷含量（10 μg/L）乘以成人每日飲水量（2 L）獲取每日飲用水?dāng)z入和空氣吸入砷總量值，除以成人平均體重（70 kg）即可得到英國飲用水標(biāo)準(zhǔn)對應(yīng)的等效經(jīng)口攝入劑量參數(shù)值（IDoral水）〔式（4）〕。同理，采用WHO 空氣砷含量標(biāo)準(zhǔn)（6.6 ng/m3）以及每日空氣呼吸量（20 m3）除以成人平均體重即可得到WHO 空氣砷含量標(biāo)準(zhǔn)對應(yīng)的等效劑量參數(shù)值（IDinh氣）〔式（5）〕。

圖3 等效風(fēng)險(xiǎn)參數(shù)的獲取方法Fig.3 Methods for obtaining equivalent risk parameters

式中：IDoral為經(jīng)口攝入土壤砷劑量參數(shù)值（污染物/體重），μg/(kg·d)；MIDoral為每日經(jīng)口攝入土壤砷含量，5μg/d ；BWa為成人體重，70 kg。

式中：IDinh為呼吸吸入土壤砷劑量參數(shù)值（污染物/體重），μg/(kg·d)；MIDinh為每日呼吸吸入土壤砷含量，0.014 μg/d。

式中：IDoral水為飲用水標(biāo)準(zhǔn)等效經(jīng)口攝入土壤砷劑量參數(shù)值（污染物/體重），μg/(kg·d)；As水為飲用水砷含量標(biāo)準(zhǔn)，10 μg/L；V水為人體每日飲水量，2 L/d。

式中：IDinh氣為WHO 空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)等效經(jīng)口攝入土壤砷劑量參數(shù)值（污染物/體重），μg/(kg·d)；As氣為WHO 空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)砷含量，6.6 ng/m3；V氣為人體每日呼吸消耗空氣量，2 L/d。

基于CLEA 模型開展風(fēng)險(xiǎn)評估時(shí)，模型輸出結(jié)果為劑量參數(shù)值（ID）與健康標(biāo)準(zhǔn)值（HCV）的比值，當(dāng)ID/HCV 小于1 時(shí)，可認(rèn)為土壤污染物的潛在風(fēng)險(xiǎn)可接受。如圖4 所示，對居住用地基于CLEA 模型開展傳統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)評估所得風(fēng)險(xiǎn)控制值為7.55 mg/kg，開展等效風(fēng)險(xiǎn)評估所得的風(fēng)險(xiǎn)控制值為32.3 mg/kg。

圖4 基于CLEA 模型的傳統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)評估及等效風(fēng)險(xiǎn)評估中砷濃度與ID/HCV 的濃度-效應(yīng)關(guān)系Fig.4 Concentration-effect relationships between As concentrations and ID/HCV values in conventional and equivalent risk assessments based on CLEA models

我國也已將等效風(fēng)險(xiǎn)評估應(yīng)用到實(shí)際污染地塊環(huán)境管理工作中，如北京市地方標(biāo)準(zhǔn)DB11/T 656—2019《建設(shè)用地土壤污染狀況調(diào)查與風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)導(dǎo)則》提出，關(guān)注污染物在飲用水標(biāo)準(zhǔn)或空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中已有相應(yīng)濃度限值時(shí)，可通過此限值并結(jié)合人群對應(yīng)的暴露特征，反推與飲用水、空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)等同的可接受風(fēng)險(xiǎn)水平，并以此可接受風(fēng)險(xiǎn)水平作為制定關(guān)注污染物修復(fù)目標(biāo)值的可接受風(fēng)險(xiǎn)水平[35]。

2.3 土壤背景值修正砷修復(fù)目標(biāo)值

2.3.1 基于土壤環(huán)境背景值確定修復(fù)目標(biāo)值

土壤環(huán)境背景值是指在一定時(shí)間條件下，僅受地球化學(xué)過程和非點(diǎn)源輸入影響的土壤中元素或化合物含量的統(tǒng)計(jì)值[17]，包括區(qū)域尺度土壤環(huán)境背景值和地塊尺度土壤環(huán)境背景值。區(qū)域尺度土壤環(huán)境背景值基于較大的區(qū)域所確定，反映了地塊所處區(qū)域的整體背景狀況。地塊尺度土壤環(huán)境背景值即地塊周邊未受人為活動(dòng)污染、與地塊土壤理化性質(zhì)相似的背景參考區(qū)域內(nèi)土壤污染物背景含量，能夠更加準(zhǔn)確地反映地塊背景信息[36]。

在實(shí)踐中，針對風(fēng)險(xiǎn)控制值低于砷環(huán)境背景值的地塊，一般采用土壤砷環(huán)境背景值作為修復(fù)目標(biāo)值。圖5 為我國各地區(qū)土壤砷環(huán)境背景值〔數(shù)據(jù)來源于《中國土壤元素背景值》（1990 年）[37]〕，云南、廣西、貴州等省（區(qū)）土壤砷環(huán)境背景值較高，最高為69.1 mg/kg。案例研究表明（圖1），修復(fù)目標(biāo)值確定依據(jù)為土壤環(huán)境背景值的28 個(gè)污染地塊中，有20 個(gè)分布于廣西和貴州，表明地塊管理工作中，高背景值區(qū)域多以土壤砷環(huán)境背景值來修正修復(fù)目標(biāo)值。

圖5 我國各地區(qū)土壤砷環(huán)境背景值[37]Fig.5 Background values of soil arsenic by regions in China

我國已制定了HJ 1185—2021《區(qū)域性土壤環(huán)境背景含量統(tǒng)計(jì)技術(shù)導(dǎo)則（試行）》[38]，暫未發(fā)布地塊尺度土壤環(huán)境背景值確定技術(shù)導(dǎo)則。US EPA 于1995 年提出了地塊尺度土壤背景值確定方法，并在《超級基金清理項(xiàng)目中關(guān)于背景的角色》中明確了背景值的應(yīng)用情景。超級基金地塊的修復(fù)目標(biāo)值通常不要求低于土壤背景水平，背景值優(yōu)先使用地塊尺度的土壤背景值[39]。我國需進(jìn)一步開展土壤環(huán)境背景值研究工作，明確地塊尺度土壤環(huán)境背景值確定方法，以指導(dǎo)高背景區(qū)域砷污染地塊修復(fù)目標(biāo)值的確定。

2.3.2 基于IVBA 修正土壤砷修復(fù)目標(biāo)值

由于背景土壤和污染土壤中砷的生物可給性存在差異，直接將背景土壤中的砷總量作為修復(fù)終點(diǎn)可能會(huì)導(dǎo)致修復(fù)目標(biāo)值過于保守或修復(fù)策略難以達(dá)成目標(biāo)[40]。美國加州環(huán)境保護(hù)署提出將體外生物可給性（IVBA）應(yīng)用到修復(fù)目標(biāo)值修正過程中，在修復(fù)目標(biāo)值的制定過程中，通過體外生物可給性測試評估土壤中砷的生物可利用性，確定土壤中砷的生物可利用部分的含量，并基于可被生物利用部分的砷含量進(jìn)行修復(fù)目標(biāo)值修正，得出更加科學(xué)合理的修復(fù)目標(biāo)值[41]，計(jì)算公式如下：

該方法根據(jù)土壤中砷可生物利用量來確定修復(fù)終點(diǎn)，使污染地塊土壤中砷可生物利用量達(dá)到背景土壤中砷可生物利用量，即修復(fù)目標(biāo)值×地塊土壤IVBA=土壤砷背景值×背景土壤IVBA。若根據(jù)式（6）計(jì)算所得的修復(fù)目標(biāo)值低于土壤砷背景值，則使用背景值作為修復(fù)目標(biāo)值。

如圖6 所示，HJ 25.3—2019 基于人體健康風(fēng)險(xiǎn)確定風(fēng)險(xiǎn)控制值，采用默認(rèn)場地參數(shù)開展風(fēng)險(xiǎn)評估，ABSo取0.3 時(shí)，土壤砷風(fēng)險(xiǎn)控制值為1.5 mg/kg。IVBA 方法基于土壤砷生物可給性確定修復(fù)目標(biāo)值，當(dāng)區(qū)域土壤砷背景值為20 mg/kg，地塊土壤IVBA為0.3 時(shí)，背景土壤IVBA 為0.3、0.6、0.9 時(shí)對應(yīng)的修復(fù)目標(biāo)值分別為20、40 和60 mg/kg。2 種方法確定修復(fù)目標(biāo)值的原理不同，但均可以保證人體健康風(fēng)險(xiǎn)可被接受，IVBA 方法所得修復(fù)目標(biāo)值較高，可以起到修正作用。

圖6 生物可給性對土壤砷修復(fù)目標(biāo)值的影響Fig.6 Effect of bioaccessibility on target values for soil arsenic remediation

3 結(jié)論與展望

（1）目前，我國污染地塊土壤砷修復(fù)目標(biāo)值主要依據(jù)國家、地方土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)和土壤環(huán)境背景值制定。調(diào)研的221 個(gè)砷污染地塊中，修復(fù)目標(biāo)值確定依據(jù)為現(xiàn)行國家標(biāo)準(zhǔn)和地方標(biāo)準(zhǔn)的地塊占比78%以上，確定依據(jù)為背景值的地塊占比約13%，確定依據(jù)為已廢止國家標(biāo)準(zhǔn)的地塊占比約9%。上述案例中開展了深層次風(fēng)險(xiǎn)評估的地塊較少（約2%），且未使用風(fēng)險(xiǎn)控制值作為修復(fù)目標(biāo)值，風(fēng)險(xiǎn)評估方法在砷修復(fù)目標(biāo)值制定中尚未體現(xiàn)明顯作用。

（2）國際上主要在傳統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)評估的基礎(chǔ)上應(yīng)用層次化風(fēng)險(xiǎn)評估和等效風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)來確定土壤砷修復(fù)目標(biāo)值。針對大型砷污染地塊，我國也正嘗試采用上述2 種方法開展風(fēng)險(xiǎn)評估確定修復(fù)目標(biāo)值，但針對不同場景下土壤砷的暴露情景及毒理學(xué)研究還不充分，在很多情況下難以支撐深層次風(fēng)險(xiǎn)評估的開展。我國應(yīng)加強(qiáng)不同情景下土壤中砷暴露特征及不同土壤類型中砷生物可給性研究，推進(jìn)風(fēng)險(xiǎn)評估模型參數(shù)的本土化和區(qū)域精細(xì)化，并逐步建立深層次風(fēng)險(xiǎn)評估規(guī)范化技術(shù)流程。

（3）土壤背景值是制定污染地塊砷修復(fù)目標(biāo)值的重要依據(jù)，地塊尺度土壤環(huán)境背景值更能反映污染地塊的真實(shí)背景信息。應(yīng)加快推進(jìn)地塊尺度土壤砷環(huán)境背景值的確定方法研究，建立依據(jù)土壤背景值確定修復(fù)目標(biāo)值的規(guī)范流程和應(yīng)用場景，推動(dòng)土壤環(huán)境背景值在確定和修正地塊修復(fù)目標(biāo)值中的應(yīng)用。