C-RAG模型在砷污染场地中的修正及应用研究

雷城英，李玉进，王梦珂，沈锋,3,*，张振师

1. 西安锦华生态技术有限公司，西咸新区 712000

2. 中国电建集团西北勘测设计研究院有限公司，西安 710065

3. 西北农林科技大学资源环境学院，杨凌 712100

2000年我国首次引入场地风险评估技术，在广泛吸取国外经验的同时，我国也在该领域形成了诸多研究成果。2014年我国正式颁布了《污染场地风险评估技术导则》，这是我国场地及地下水风险评估领域发展历程中的一座里程碑，也标志着一套本土化的场地风险评估模式在我国初步形成[1-3]。

在提高城市转型升级、加快跨越式发展的大环境下，因工矿企业关闭、搬迁或生产过程中造成的疑似污染地块，其调查和风险评估工作的科学性和可行性便成为指导场地后期开发利用的关键环节。自20世纪70年代发达国家广泛关注环境风险评估的前提下，我国从20世纪80年代以来，逐步形成了多元且完善的环境风险评估体系。针对建设用地的风险评估，国内外较为成熟的评估模型包括英国的CLEA模型(Contaminated Land Environmental Assessment)、美国的RBCA模型(Risk-Based Corrective Action)、荷兰的RISC-Human模型，以及中国借鉴发达国家经验编制的一种以风险管理为核心理念的评估模型(Chinese Risk Assessment Guide, C-RAG)[4]。虽然C-RAG模型现已发展成为我国场地风险评估方法中的主流，但直接套用模型推荐值进行计算的评估思维还普遍存在[5-6]。而砷作为污染土壤中常见的重金属元素，由于其保守的毒理学参数和多样化的赋存形态，使之在不结合场地实际参数的情况下得到的评估结果针对性和适用性较差，也可能造成高估风险继而增加修复工程量[6-8]。因此，如何根据场地实际情况，合理评估风险并妥善制定修复目标便成为该领域的研究热点和重点。

笔者以青海一处铜金选矿厂旧厂址为研究对象，以C-RAG模型为基础，结合场地污染特点、环境条件及其后期规划用途，针对性地评估了该场地的风险情况，给出以控制健康风险和控制修复成本为双目标的场地修复目标值。旨在为污染场地的风险评估和管控工作提供科学依据，为厂址后期的开发利用提供参考。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 研究区域概况

研究区铜金矿选矿厂始建于1997年，主要进行铜、金、银、硫和铁等产品的初加工，2003年停产前生产规模为日处理矿石150 t，主要设备有破碎系统、球磨系统、浮选系统、浓缩系统、重选系统和尾矿处理等，占地面积12 655 m2。根据规划，该场地后期将用于建设广场及地面停车场。

1.2 样品采集与分析

该选矿厂以磁铁矿为原料，采用先浮选后磁选的工艺分别回收金与铁。生产过程中原生矿石和选矿废水携带的重金属类物质，以及浮选剂次生的氰化物，可能经雨水冲刷、地表径流以及大气干湿沉降等作用对土壤环境造成影响。因此，本次地块调查工作中的重点关注因子确定为重金属和氰化物。

根据该场地的规划用途和功能区域，采用系统随机布点结合分区布点的方法，布设17个土壤调查点位(并在地块上风向1 km的农田中设置1处对照点位)和4个地下水调查点位，土壤取样时以不同的岩性特征和土质依据，分层采集至初见地下水(约6.5 m)为止(图1)。最终采集并检测土壤调查样品51个，地下水调查样品4个。样品检测指标为8项重点关注因子，即7种重金属(砷、六价铬、铜、铅、镍、镉和汞)和氰化物。所有指标的测定均按照《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 36600—2018)[9]推荐的标准方法进行，并采用平行样和有证标样的质控方式，保证检测结果准确无误。

图1 采样点位示意图

1.3 评估模型与研究方法

本研究在场地调查的数据基础上，以《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(HJ25.3—2019)[10](以下简称《导则》)中的C-RAG评估模型为主，通过对场地关注污染物的筛选、暴露途径和毒性参数的分析，最终以该场地可能引发危害人体健康事件发生的概率来表征场地风险的大小。

2 场地污染状况及模型分析(Site pollution and model analysis)

2.1 场地污染特征分析

经统计发现，调查区域土壤pH值处于7.39～9.81范围内，属于偏碱性土壤栗钙土，土壤中除砷以外的其他污染物及区域地下水中各污染物含量都处于较低水平。以一类用地筛选值(20 mg·kg-1)为标准，该场地17个土壤调查点位中砷的含量范围为0.73～73.2 mg·kg-1，点位超标率为22.2%，样品超标率为11.3%，最大超标倍数为2.66倍。

由于土壤砷选用的是总量分析方法，但土壤中的重金属并不能完全解吸进入胃液及肠液而被人体吸收[11]。因此，本研究采用相对保守的统一生物可给性测试方法(unified bioaccessibility method, UBM)[12]得到了研究场地土壤中砷污染物在肠胃阶段的生物可给性，其中，胃阶段的生物可给性为6.54%～22.87%，肠阶段的生物可给性为3.67%～19.35%。

2.2 场地概念模型及参数修正

该场地主要污染物为重金属砷，其具有难降解、难挥发、易积累和毒性大等特点，且地下水调查结果显示水质良好。因此，考虑人体在该场地中的暴露途径时，主要从经口摄入、皮肤接触和吸入颗粒物(分为室内颗粒物及室外颗粒物)3个方面建立概念模型。由于地块规划用途属于第二类用地，根据模型特点，评估受体对象仅考虑成人。

C-RAG模型中所给参数，是在借鉴各国风险评估理论的基础上，基于全国范围内人群特征及环境条件的总体水平而给出的推荐值。而实际应用中则需结合区域特点，针对性地修正对评估结果影响较大的3项首要参数(风险可接受水平、土壤摄入量和暴露频率)及环境空气质量参数[4,13]，以使评估结果更加合理。

2.2.1 风险可接受水平

由于风险可接受水平对风险评估的结果影响显著，在保证风险可控的前提下，应在修正模型其他参数与修正风险可接受水平中择一而用，否则可能造成低估风险的情况发生。因此，本研究将在修正模型其他参数的情况下，继续沿用10-6作为单一污染物的可接受风险水平。

2.2.2 土壤摄入量

相比于英国、美国、日本和韩国(儿童摄入量：英国和美国100 mg·kg-1，日本43.5 mg·kg-1，韩国118 mg·kg-1)等国家，C-RAG模型中土壤摄入量的推荐值(儿童摄入量：200 mg·kg-1)较高[14]。因此，在对比参考各国土壤摄入量推荐值与自然人文环境间的关系后，结合场地所在区域的人均土壤占有量、城市地面硬化率等因素后，儿童土壤摄入量参考取值较大的韩国推荐值118 mg·kg-1，经整化为120 mg·kg-1，成人土壤摄入量则按模型规律，取儿童摄入量的1/2，即60 mg·kg-1。

2.2.3 暴露频率

相关统计数据显示[15]，我国居民在各环境中的活动时长如表1所示。在研究地块的规划用途下，受体人群室内活动时长应按工作活动取值为工作日6.1 h，休息日0 h；室外活动时长取值为工作日3.3 h，休息日8 h。按照我国一年工作日为250 d，休息日为115 d，并沿用C-RAG模型理念，假设居民室外活动中，有1/2的时间在场地附近，1/2的时间远离场地，则修正后得到的成人暴露参数为：成人暴露频率92.2 d·a-1，其中，室内暴露频率63.5 d·a-1，室外暴露频率28.7 d·a-1(表2)。

表1 中国居民不同环境中的活动时间

表2 本研究场地评估模型修正参数及过程参数汇总

2.2.4 PM10

C-RAG模型中PM10推荐值是全国总体水平的指导值。本场地在参考《2019年青海省生态环境状况公报》[16]中当地2018年和2019年的环境空气质量平均水平后，修正PM10的值为0.073 mg·m-3。

将土壤样品检测浓度和上述模型参数值应用于C-RAG模型中进行计算，得到该场地的致癌风险及危害商结果，并基于模型反推得到该场地的风险控制值。

3 结果与讨论(Results and discussion)

3.1 场地风险水平

修正后的C-RAG模型相比于原模型，其致癌风险水平普遍降低为原来的1/4，从而使风险等级显著降低，修正前后致癌风险大于10-5的比例从29.4%减少到了3.92%，致癌风险小于10-6的比例从11.8%提升至35.3%，这进一步说明了C-RAG模型在不同场地环境中应用时，确实可能造成高估风险的情况。将修正后计算得到的致癌风险值以Surfer软件的克里金插值法作图，得到不同土层中砷的致癌风险分布图(图2)。由图2可知，水平方向上，位于场地中部的滤液收集池、晾晒区、储藏室、筛分及球磨车间处风险相对较高，最大风险水平为1.2×10-5，这些区域均属于选矿工艺的主要操作区，原矿石中的砷在堆存、破碎、浮选和晾晒的过程中，通过粉尘和废水等介质进入土壤环境，从而累积产生污染，导致风险升高，除此之外的其他大部分地区仍处于10-5水平以下；垂直方向上，风险水平随着土层的加深呈递减趋势，2～4 m土层最大风险水平降至4×10-6。

图2 场地土壤砷修正后的致癌风险分布图

3.2 修复目标值

目前，虽然已有部分研究采用重金属形态分析法[2,17]、多层次风险评估法[18]和概率风险评估[19]等技术对修复目标的合理性进行优化。但以标准筛选值或模型计算得到的控制值直接作为污染地块的修复目标值的情况仍不罕见，这就容易造成修复目标值没有针对性或过于保守的问题。

综合考虑上述问题后，本研究在结合污染物的生物可给性试验[20-22]、区域背景值统计情况及国家标准值的确定依据等方面后，对比了几种方案下的修复目标值(表3)。由表3可知，仅通过模型参数修正可使致癌风险控制值扩大4.1倍，而在此基础上再引入生物可给性数值(按试验结果上限取整为30%)则可使致癌风险控制值扩大13.7倍。在修复目标值的确定上，按照“在修复目标值不小于区域平均的土壤背景值，不大于区域背景值95%分位数的1.3倍的前提下，优先选择较大值作为土壤修复目标值”[23]的原则，本研究最终确定修复目标值为21.1 mg·kg-1。

表3 不同方案下修复目标参考值的比较

当分别以1.54、6.32、21.1和60 mg·kg-1作为修复目标值的情况下，按照污染物浓度等值线图划定修复区域并对比其对应的修复工程量(表4)后发现，对于砷而言，采用模型参数修正的方式可缩减35.6%的修复土方量，但此方案在风险可控的情况下，仍存在过度修复，易造成修复成本的额外支出，因此，并不是平衡风险水平和修复工程量的最佳方案；以标准筛选值直接作为修复目标的工程量虽然小，但其存在的健康风险却相对较高；比较之下，在修正模型参数的基础上引入生物可给性的评估方式，能在控制风险的情况下使修复工程量缩减98.3%，从我国行业现状和项目实施的角度来看具有较高的可行性。

表4 不同修复目标值下的修复工程量

综上所述，本研究结果表明：

(1)该场地是以砷为特征污染物的单一重金属污染，以一类用地筛选值(20 mg·kg-1)为标准，点位超标率为22.2%，最大超标倍数为2.66倍。

(2)通过对C-RAG模型受体暴露途径、土壤摄入量、暴露频率和PM10的修正，该场地致癌风险水平普遍降低了一个数量级，多分布于10-6～10-5水平，高风险区域与重金属超标区域基本一致，垂直方向风险程度随土层厚度的增加而减小。

(3)综合考虑区域背景值、应用可行性及风险水平与修复投入之间的平衡关系后，确定以引入生物可给性的致癌效应风险控制值21.1 mg·kg-1为最终修复目标值。