氰渣豁免处置情景下的地下水污染与健康风险

能昌信,邱盼盼,徐 亚,赖凯伦,常景润

氰渣豁免处置情景下的地下水污染与健康风险

能昌信1,2,邱盼盼1,徐 亚2*,赖凯伦1,常景润1

(1.山东工商学院信息与电子工程学院,山东 烟台 264005；2.中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室,中国环境科学研究院固体废物污染控制技术研究所,北京 100012)

以典型危险废物-氰渣为例,选择华北地区9座处置氰渣的一般工业固废填埋场(NISWL)作为研究对象,通过系统采样、浸出特征分析和过程模型模拟等方法预测了氰渣在NISWL豁免处置条件下的地下水污染特征和健康风险及长期演化规律.结果表明,除NISWL A和NISWL B外,其余7座NISWL由于填埋工程材料老化长期渗漏导致的暴露浓度分别超过地下水III类水质限值0.64～29倍;健康风险主要来自 As 的致癌危害、T-CN的非致癌危害,分别超过风险可接受水平31～270倍和17.2～305.5倍.究其原因主要是氰渣中氰化物降解慢，导致残留毒性较大、浸出浓度较高,HDPE膜劣化后渗漏后污染严重,健康风险较高.基于风险管控的入场浸出毒性控制研究表明,不同NISWL的T-CN入场浓度控制限值存在差异,分布在1.15～3.25mg/L之间,且均严格于《黄金行业氰渣污染控制技术规范》(HJ 943-2018)规定限值(5mg/L).说明入场浸出浓度限值制定应考虑填埋场工程材料老化导致的长期风险,制定更严格的入场浓度控制限值;风险大小受场地规模、区域气象水文及地质等因素影响,因此入场浸出浓度控制限值还应综合考虑上述差异,分区分类确定.

豁免处置；浸出毒性；健康风险；风险管控；分区分级

氰化法[1-2]是贵金属冶炼的主要方法.其生产过程中,尤其是利用氰化物进行黄金生产过程中产生了大量的有毒有害固体废物,是许多国家固体废物环境管理的重点之一[3].根据生产工艺的不同,黄金行业金矿石氰化、金精矿氰化[4-5]等工艺产生的固体废物中氰化物含量较低,被认为是低害或无害.反之,作为历史上的主要生产工艺,氰化堆浸工艺[6]产生的氰渣(CTLP)含有氰化物以及砷、铅等有毒重金属,依据2016年版《国家危险废物名录》[7]要求按照危险废物管理.然而,在此之前,每年数以千万吨的CTLP被当作一般固体废物,并按照一般工业固体废物的标准填埋处置.2018年制定并实施的《黄金行业氰渣污染控制技术规范》[8]中也提出了氰渣浸出浓度满足一定限值可在防渗能力等效于一般工业固体废物填埋场(NISWL)的尾矿库或填埋场处置.尽管该标准提出的浸出浓度限值较危险废物填埋的浸出浓度限值更为严格[9],有助于其地下水污染风险控制,但仍有必要进一步了解CTLP在NISWL豁免处置条件下有毒有害组分的长期浸出行为及其对生态环境和人类健康的长期影响.

近年来,诸多学者开展了固体废物填埋处置条件下的环境污染(主要是地下水)和人类健康风险评估.如基于填埋场周边环境介质的监测数据,康天放等[10]、徐魁伟等[11]评估了填埋场附近地下水中毒性物质的浓度及健康风险;陈璐等[12]、肖作义等[13]研究了填埋场周边土壤重金属污染程度并基于污染指数和风险评估模型评估了其环境、健康风险;李亚静等[14]研究了非正规垃圾填埋场(IMSWL)周边土壤和地下水重金属的含量特征和健康风险; Adelopo等[15]基于重金属污染指数法对生活垃圾填埋场(MSWL)潜在人体健康风险进行了评估;Chai等[16]基于毒性试验进一步揭示了MSWL中重金属的特性、分布和迁移率等现状,评估了人体健康风险.上述研究对于固体废物填埋的风险评估和基于风险的管理决策发挥了重要作用.

然而,上述风险评估研究主要集中于特定类别废物置于相应填埋设施的环境风险,如危险废物在危险废物填埋场(HSWL)中、一般工业固体废物在NISWL中,以及生活垃圾在MSWL中的环境污染和环境风险.但危险废物在豁免条件下置于NISWL时有毒物质的长期泄露及其对周边环境介质和人体健康的影响却鲜有探讨.武志明等[17]评估了作为危险废物的生活垃圾焚烧飞灰在MSWL处置的环境风险,但由于飞灰与氰渣的特征有害组分及其含量等的差异、MSWL与NISWL在渗滤液特性(如PH值、有机质含量等)和污染阻隔工程屏障等方面的差异[18],导致两者环境风险产生差异.

为识别并量化评估CTLP在NISWL中处置的环境影响,本文选择华北9座处置CTLP的NISWL为研究对象,采集CTLP样品进行含量检测和毒性分析,然后,采用HELP耦合LANDSIM模型预测其渗漏和地下水污染风险,并基于Monte Carlo方法评估参数不确定性对风险结果的影响.此外,针对风险较大的情景论文构建了NISWL豁免处置情景下风险管控限值推导方法学,基于该方法学开展应用研究,阐明氰渣豁免处置的风险管控要求,旨在为NISWL豁免处置CTLP等危险废物提供参考.

1 材料和方法

1.1 填埋场概况

表1 9座NISWL基本情况

研究对象为中国华北地区9座豁免处置CTLP的NISWL场地,该地区自20世纪80年代初至20世纪末从事黄金生产,在生产过程中一直采用氰化提金的方法,因此产生了大量CTLP.为降低CTLP的危害性,入场填埋前,采用氯碱法[19]进行了降氰处理. 研究对象为中国华北地区9座豁免处置CTLP的NISWL场地,该地区自20世纪80年代初至20世纪末从事黄金生产,在生产过程中一直采用氰化提金的方法,因此产生了大量CTLP.为降低CTLP的危害性,入场填埋前,采用氯碱法[19]进行了降氰处理.9座CTLP填埋场库底均采用相同的单层复合衬层防渗设计,复合衬层由一层压实的灰土和上铺的单层人工合成衬层HDPE膜组成.2005年按照《一般工业固体废物贮存、处置场污染控制标准》(GB18599- 2001)[20]进行封场覆盖,表1为9座NISWL基本情况.

1.2 样品采集与毒性分析

1.2.1 样品采集 为了解各NISWL豁免处置的CTLP中有毒有害物质的降解和残留情况,对每个填埋场分别进行布点采样.水平方向上按照网格布点原则,网格间距20m;垂直深度上,考虑CTLP埋深越大,越不易降解,因此垂向布点从上往下逐步加密,采样深度分别为0.5,3.0,5.0,6.0,7.0m处.最小份样量根据《危险废物鉴别技术规范》(HJ/T 298-2007)[21]确定为500g,9座NISWL一共采集到387个样品.各NISWL的CTLP采样数量、垂直采样层位和深度参见表2.

表2 9座NISWL的CTLP样品采集

1.2.2 浸出特性和毒性含量采集到的CTLP样品,按照硫酸硝酸法[22]进行预处理和浸出后,分别采用电感耦合等离子体质谱法[23]和分光光度法[24]对浸出液中的重金属和总氰化物(T-CN)进行测定,表征其浸出特性.对样品中残留的毒性物质,按照毒性物质含量鉴别方法(GB5085.6-2007)[25]进行预处理后,按照HJ745-2015[26]标准进行消解,消解液中重金属As的浓度采用原子荧光法[23]测定,除As以外的其他重金属采用电感耦合等离子发射光谱法(ICP- MS)[27]测定;T-CN的浓度采用分光光度计法[24]测定.最后测得的消解液中各污染物浓度换算为样品中各污染物含量.

1.3 豁免处置条件下的地下水污染预测

依据国家环境保护标准《污染场地风险评估技术导则》[28],场地土壤和浅层地下水中污染物迁移到达和暴露于人体的途径主要有经口摄入、皮肤接触、呼吸吸入等9种,但是对于NISWL场地,封场覆盖层的HDPE膜由于较少与渗滤液接触因此相较于库底防渗层的HDPE膜,基本不老化或者老化极慢，阻隔效果较好.基本可以忽略通过土壤吞入、接触和呼吸等“向上”的8种暴露途径[29],重点考虑人群饮用受渗滤液下渗污染地下水及由此导致的健康风险.

1.3.1 预测方法 填埋场堆存的CTLP中有毒有害物质以渗滤液形式浸出后会通过HDPE膜漏洞以对流扩散等形式进入环境介质中,污染土壤和地下水[30-31].随着填埋场长期运行,防渗层材料逐渐老化、导排层颗粒淤堵等,渗滤液渗漏量和污染风险还将不断增大.为准确模拟CTLP有毒有害物质在NISWL下的释放和渗漏对地下水水质以及人体健康的影响,利用HELP-LANDSIM模拟实际降雨-入渗条件下的渗滤液产生和渗漏及渗漏后在包气带和地下水介质中的迁移转化[32].

LANDSIM模型是一个模拟渗滤液及其组分产生、泄漏以及在包气带和地下水中迁移转化过程的模型.LANDSIM模型[33]最大特点是可以考虑导排、防渗及覆盖层材料老化对渗滤液浓度和渗漏强度的影响,用户只需输入填埋场相关的结构参数、材料老化参数、地下水渗流及污染物扩散迁移参数,就可以得到污染物在指定暴露位置的概率分布曲线.同时该软件还集成了不确定性模块,即Monte Carlo 模块,可定量表征填埋场防渗、导排单元性能等相关参数的不确定性及其不确定性对暴露点污染物浓度的影响.LANDSIM模型需要堆体入渗强度参数,该参数受降水、蒸发量、地表径流、融雪以及地表坡度、土壤特性参数和植被类型等因素和过程综合影响,本文利用HELP模型模拟上述过程并计算堆体入渗强度.需要指出,HELP模型[34]是一个瞬态、准二维的水量均衡计算模型,输出的堆体入渗量随时间变化,而LANDSIM模型假设渗滤液在堆体中的运动均为稳态,要求输入的堆体入渗量是一个常数(多年均值).因此,需将HELP模型输出的堆体入渗量求和取平均,转化为入渗强度后,再作为LANDSIM模型的输入参数[35].

1.3.2 预测模型参数 地形、土地利用参数、填埋场设计参数和水文地质参数等采用填埋场实地勘测值;暴露参数和毒性参数采用《污染场地风险评估技术导则》[28]的推荐值;降雨和气象参数在HELP模型中输入填埋场地理位置后自动生成.LANDSIM 所需的输入参数,主要包括入渗参数、填埋场及废物特性参数、防渗系统参数以及多孔介质水流和溶质运移参数等[36](表3).对于老化参数,文献[37]认为,HDPE膜从填埋场开始运行后10a开始老化,至 1000a完全老化.

表3 预测模型计算所需参数

注:N、Lt、Lu、U分别代表正态、对数三角、对数均匀和均匀分布;来源一栏,代号1的参数通过现场测定或者来自设计值,代号2通过计算得到,代号3的参数参考LANDSIM给定的缺省值.

1.4 风险量化

HELP-LANDSIM模块通过以上参数来模拟渗滤液长期渗漏后在饱和区及非饱和区的迁移和转化,得到污染物在暴露点的浓度值后,即可采用剂量-效应模型评价人群饮用被污染地下水后的健康风险.根据《超级基金风险评估指南》[38]人体健康危害分为两组:致癌和非致癌.

饮用地下水途径的非致癌风险采用公式(1)计算[39].

式中:HQcgw为饮用地下水途径的非致癌风险,无量纲;CGWERnc为为饮用受影响地下水对应的地下水的暴露量(非致癌效应)L/(kg·d);gw为受渗滤液污染的地下水污染物浓度,mg/L; RfDo为污染物的参考剂量,mg/(kg·d); WAF为暴露于地下水的参考剂量分配比例,无量纲.

饮用地下水途径的致癌风险采用公式(2)计算[39]

式中:CRcgw为饮用地下水途径的致癌风险,无量纲;CGWERca为饮用受影响地下水对应的地下水的暴露量(致癌效应),L/(kg·d);SFo为经口摄入致癌斜率因子, (kg·d)/mg.

当致癌风险值>10-6或非致癌风险值>1时,对人体健康影响较大,认为是不可接受风险,需要进行风险管控;反之,当致癌风险值<10-6或非致癌风险值<1时,认为是可接受风险.

2 结果与讨论

根据样品采集与毒性分析结果,9座豁免处置CTLP的NISWL所含有的重金属组分中,除As、Pb、Hg、Cu、Zn以外,浓度均低于地下水III类水质标准(GB/T14848-93)[29]中的限值浓度(0.05mg/L),因此认为不会对地下水造成影响;Pb、Hg仅在2座NISWL极个别样品超过限值浓度,不具代表性也不作为本论文目标污染物.另外,《污染场地风险评估技术导则》(HJ 25.3-2014)[28]中不把Cu和Zn视为有毒有害物质,因此不作为目标污染物.

As和T-CN在9座NISWL中浓度水平较高,均超过标准限值浓度10%～50%,因此将As和T-CN作为风险评价的目标污染物,分别代表难降解重金属类毒害组分和易降解类毒害组分.

2.1 毒性浸出特征

由表4可知,9座NISWL采集到的387个样品中,As的浸出浓度均低于HJ 943规定的浸出浓度限值(5mg/L)[8],平均浸出浓度为0.8mg/L,最大浸出浓度仅为4.7mg/L.其中填埋场F、G、H、I采集到的187个样品T-CN的浸出浓度都高于浸出浓度限值(5mg/L),平均浸出浓度为46.08mg/L,最大浸出浓度为139mg/L,分别高于T-CN的浸出毒性标准限值5倍、18倍.

表4 9座NISWL场地As和T-CN浸出毒性

注:As(max)和T-CN(max)分别为As和T-CN的浸出浓度最大值;As(均值)和T-CN(均值)分别为As和T-CN的平均浸出浓度;As、T-CN浸出限值为《危险废物鉴别标准》浸出毒性鉴别(GB 5085.3—2007)[23]中浸出液中危害成分浓度限值;GB 5085.3—2007中的浸出限值能表征危险废物毒性.

填埋场污染物浸出浓度的平均值存在较大差异,以T-CN为例,最大值可达46mg/L,最小值仅为0.014mg/L,相差3000倍.As的最大值为0.67mg/L,最小值为0.08mg/L,也相差近100倍.部分填埋场平均浸出浓度虽相似,但方差差异较大.如填埋场F、G其平均浸出浓度很接近,但F的T-CN方差为9.46,G的T-CN方差仅为4.这说明尽管是相同地区相同工艺产生的CTLP,但其初始污染特征可能存在差异,加之不同填埋场环境下由于封场覆盖系统完整性、废物压实程度等差异导致的氧气氛围、含水率等差异进一步导致了CTLP降解特性的差异.因此,进行风险评估时要充分考虑这个差异,合理布点采样并保证样品数量以准确表征其实际污染特征.

2.2 暴露浓度

将表4中的浸出浓度作为源强浓度,利用HELP-LANDSIM耦合计算得到填埋场长期运行条件下渗滤液渗漏导致的地下水中污染物变化.风险评估中浓度控制上限(UCL)是对污染物风险监控的重要参数.目前国际上将这一概念定义为对污染物暴露点浓度(EPC)的估计.即污染物在大量数据样本中平均浓度的保守估计,最常使用的是污染物取样样本算数平均值的95%置信上限,因此本文选取95%分位值下的暴露浓度.

图1 95%分位值As、T-CN的暴露浓度

由图1可以看出,9座NISWL采集的387个样品中,As的暴露浓度均小于国家标准地下水III类水质限值(0.05mg/L)[36],其最大暴露浓度仅为0.048mg/ L.填埋场C、D、E、F、G、H、I采集的306个样品 T-CN的暴露浓度分别超过地下水III类水质限值2、0.64、3.4、8.6、11.4、10、29倍.可以看出As对周边地下水几乎无影响,T-CN对周边地下水的影响较大.由于填埋场 A和B As和T-CN都未超标,因此仅需要对填埋场C、D、E、F、G、H、I开展进一步风险评估.

填埋场污染物的暴露浓度不仅受浸出浓度的影响,而且也受场地因素的影响.总体来看,浸出浓度和库容越大,暴露浓度越大,反之越小.如浸出浓度较低的填埋场A、B、C、E其暴露浓度低;浸出浓度较高的填埋场F、G、I 其暴露浓度较高.但也存在个别异常,如浸出毒性值达到9mg/L,约超过浸出浓度限值(5mg/L)1倍的填埋场D,由于库容较小(14.688万m3),风险仅为中水平;同样,浸出浓度较高的填埋场H因库容较小,仅为21.42万m3,其暴露浓度也较低.从填埋场D、H可以看出库容对暴露浓度有一定的影响,因此在相同防渗设计、填埋方式下,较小库容的填埋场导致的污染物暴露水平较低.

参数不确定性引起的暴露浓度不确定性用不确定系数表示[40],根据计算公式(3)得到9座NISWL AS的暴露浓度不确定性如图2所示.不同填埋场的不确定性存在差异.综合来看,填埋场A、B、C、D、F、H、I评估结果不确定性较小,在3～6范围内;填埋场E、G评估结果不确定性较大,超过30.其中填埋场A的不确定性最小仅为3.6,相比不确定性最大的填埋场E、G风险结果的不确定性相差近10倍.

式中:和分别为95%分位值暴露浓度和5%分位值暴露浓度.

2.3 健康风险

表5 风险等级划分依据

注:国家标准污染场地风险评估技术导则[28](HJ 25.3—2014).

图3显示了As和T-CN的健康风险.总体上来看,9座NISWL非致癌风险在HQ³100水平,平均值是101;致癌风险在10-5£RISK<10-4水平,平均值是9.8´10-5;综合致癌与非致癌风险共有7座NISWL超过国际通用的健康风险标准;依据表5的标准对9座NISWL进行了风险等级划分.具体来看,A、B均属于可接受风险水平(HQ<1、Risk<10-6);D、E的HQ分别为99.8、43.6,Risk分别为3.1´10-5、3.3´10-5属于中风险水平(10£HQ<100、10-5£RISK<10-4);C、F、G、H、I的HQ分别为17.2、100.1、125.7、225.3、305.5,Risk分别为2.7´10-4、7.4´10-5、2.1´10-4、1.8´10-4、8.4´10-5属于高风险水平(HQ³100、RISK³10-4).分析造成风险差异的原因,浸出浓度可能是主要因素,以T-CN为例,浸出浓度较高分别为21.6, 96.8,139mg/L的填埋场G、H、I均为高风险;浸出浓度较低仅为2.9mg/L的填埋场E为中风险.

图3 As和T-CN的健康风险

另外,库容可能也会影响风险,库容越大风险越大.如浸出毒性浓度达到9mg/L,约超过浸出浓度限值(5mg/L)1倍的填埋场D,由于库容较小,风险仅为中水平;浸出毒性浓度仅为2.5mg/L,约为浸出浓度限值1/2的填埋场C,由于库容较大,风险却为高水平.因此在相同防渗设计、填埋方式下,按照风险不同级别、填埋场规模应采用分级分类的管理办法,对库容较大的填埋场应给予重点关注.

库容由库底面积、库高决定.在漏洞密度(即单位面积的漏洞数量)一定的条件下,库底面积越大,漏洞数量越多,渗漏量也会越大,进而导致污染物总的渗漏量增加,地下水污染风险增大[36].另外,库高与堆体高度相关,堆体高度会影响淋溶过程的液固比,堆体越高,液固比越小,渗滤液浓度越大,渗漏的污染物总量和地下水污染风险也会越大.

2.4 风险管控值

签于多数NISWL中CTLP的有毒有害物质还未降解到环境和人体健康风险可接受水平,针对风险较大的NISWL,提出了风险管控措施.其基本思想是基于可接受暴露浓度反推出可接受的浸出浓度并将之作为CTLP风险管控限值.具体过程如下:首先假设4～5个不同浸出浓度的CTLP (如1.5、2.0、2.5、3.0、3.5和4.0mg/L);其次将上述浸出浓度数值,代入HELP-LANDSIM暴露浓度评估模型,计算出CTLP不同浸出浓度水平下的暴露浓度;然后绘制CTLP的浸出毒性与暴露浓度的关系曲线,并利用Excel拟合生成其函数关系式;最后将可接受的暴露浓度代入上述函数关系式中,反推出可接受的CTLP风险管控值-即入场浓度控制限值.

以95%分位值下的暴露浓度不超过地下水III类水质标准为目标,对9座豁免处置CTLP的NISWL进行风险管控,推导得出各填埋场的入场浓度控制限值.由图4可以看出T-CN的入场浓度控制限值从大到小依次为:D>F>I>H>E>C>G,管控限值基本上在1.15～3.25mg/L范围内.通过与国家标准《黄金行业氰渣污染控制技术规范》中提出的氰化物的浸出限值(5mg/L)比较,国家标准T-CN浸出限值比本文的管控限值偏高约1.75mg/L.说明进行风险管控时,本文的风险管控策略相比于国家标准充分考虑了填埋场工程材料老化对渗漏和长期污染的影响.经过上述比较可以看出国家标准浸出限值的制定在考虑长期风险方面还存在部分欠缺,而本文的计算方法能为国家标准浸出限值后续修订提供一定的指导,更好的结合场地实际老化情况对豁免处置CTLP的NISWL进行准确的风险评估.

另外,填埋场的库容大小对入场浓度控制限值也有一定的影响.填埋场库容越大,其值越小;库容越小,其值越大.图3中库容最低仅为14.688万m3的填埋场D,入场浓度控制限值最高,约为3.25mg/L.库容最高为84.64万m3的填埋场G,入场浓度控制限值最低,约为1.15mg/L.通过上述比较G的库容约为D的5倍,而G的入场限值仅为D的1/3.因此可以看出填埋场的库容大小影响入场浓度控制限值,两者之间成反比.这一结论同样可在填埋场E、F中得到验证.因此对于不同的填埋场不能按照国家标准设置统一的浸出限值,应考虑区域水文气象、地质及场地规模等差异分区分类确定不同管控层级的入场浓度控制限值.对于库容较大的填埋场管控应严格,设置的浸出限值低;反之,偏远山区等库容较小的填埋场管控可适当宽松,设置较高的浸出限值.

图4 T-CN风险管控值

3 结论

3.1 从浸出毒性来看,9座豁免处置CTLP的NISWL中48.3%的T-CN高于浸出浓度限值.T-CN浸出浓度不仅在同一场地方差达44.09,而且不同场地平均值也相差近100倍.说明CTLP降解特性存在差异,应合理布点采样以准确表征实际污染特征.

3.2 从暴露浓度来看,As全部低于地下水III类水质限值;79.1%的T-CN超过地下水III类水质限值0.64～29倍.相同防渗填埋方式下,污染物浸出浓度越高、场地规模越大,暴露浓度越高;反之越低.

3.3 从健康风险来看,主要来自As 的致癌风险、T-CN的非致癌风险,分别超过风险可接受水平81～ 179倍和55.32～224.3倍,其中在可接受风险(HQ<1、Risk<10-6)和中风险(10£HQ<100、10-5£RISK<10-4)各2个,高风险(HQ³100、RISK³10-4)5个.健康风险受浸出毒性、场地规模共同影响,且规模和浸出毒性越大,风险越大.

3.4 从风险管控来看,入场浓度控制限值分布在1.15～3.25mg/L之间,均严于《黄金行业氰渣污染控制技术规范》(HJ 943-2018)规定限值(5mg/L).说明国家标准浸出限值后续应考虑工程材料老化导致的长期风险以制定更严格的入场浓度控制限值,还应考虑场地规模、区域气象水文及地质等差异分区分类确定入场浓度控制限值.

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Groundwater pollution and health risks under exemption of cyanide residue disposal scenarios.

NAI Chang-xin1,2, QIU Pan-pan1, XU Ya2*, LAI Kai-lun1, CHANG Jing-run1

(1.School of Information and Electronic Engineering, Shandong Technology and Business University, Yantai 264005, China；2.State Key Laboratory of Environmental Benchmarks and Risk Assessment, Research Institute of Solid Waste Management, Chinese Research Academy of Environment Science, Beijing 100012, China)., 2022,42(2)：688～696

Exempted disposal is a means to dispose of hazardous waste using non-hazardous waste disposal facilities under risk-controlled conditions, which is of great significance to enhance the national hazardous waste hierarchical classification management and precise pollution control capability, but quantitative risk assessment studies under exempted disposal conditions are still scarce. In this paper, nine general industrial solid waste landfills (NISWL) in North China were selected as typical hazardous waste-cyanide slag as an example, and the groundwater contamination characteristics and health risks of cyanide slag under the exempted disposal conditions of NISWL were predicted by systematic sampling, leaching characteristics analysis and process model simulation. The results showed that, except for NISWL A and NISWL B, the exposure concentrations of the other seven NISWLs due to the aging and long-term leakage of landfill materials exceeded the groundwater Class III water quality limits by 0.64～29 times, and the health risks were mainly due to the carcinogenic risk of As and non-carcinogenic risk of T-CN, which exceeded the acceptable risk levels by 31～270 times and 17.2～305.5 times, respectively. The health risks mainly came from the carcinogenic hazards of As and non-carcinogenic hazards of T-CN, which exceeded the acceptable risk level by 31～270 and 17.2～305.5 times respectively. The main reason is that cyanide in cyanide residue degrades slowly, resulting in higher residual toxicity, higher leaching concentration, and higher health risk due to serious contamination of HDPE film after deterioration and leakage.The study of admission leaching toxicity control based on risk control shows that there are differences in the control limits of T-CN admission concentration of different NISWLs, which are distributed between 1.15～3.25mg/L, and all of them are strictly higher than the limit (5mg/L) specified in the Technical Specification for Cyanide Residue Pollution Control in Gold Industry (HJ 943-2018). The above research results suggest that (1) admission leaching concentration limits should be set considering the long-term risk caused by the aging of landfill engineering materials, and more stringent admission concentration control limits should be set. (2) The size of the risk is affected by the scale of the site, regional meteorology, hydrology and geology, so the entry leaching concentration control limit should also take into account the above-mentioned differences and determine the zoning classification.

exemption from disposal；leaching toxicity；health risks；risk management and control；hierarchical classification

X523

A

1000-6923(2022)02-0688-09

能昌信(1965-),男,山东临沂人,教授,博士,研究方向为环境监测技术.发表论文60余篇.

2021-07-19

国家重点研发计划项目(2020YFC1806304,2018YFC1800902);国家自然科学基金资助项目(51708529)

* 责任作者, 副研究员, xuya@craes.org.cn