典型有机化工厂污染地块氯代烃分布特征及基于蒙特卡洛模拟的风险评估

周礼洋

1.上海申环环境工程有限公司

2.上海建工环境科技有限公司

2010 年以来，随着产业政策调整及行业整合加速，大多数农药、石油、化工等企业相继关停搬迁，重工业企业因长期生产经营和管理不当逐渐变成污染地块[1-2]。氯代烃（chlorinated hydrocarbons，CAHs）引起的土壤和地下水污染问题是污染地块中的常见类型[3]，CAHs 作为一种重要的有机溶剂和产品中间体，广泛应用于汽车零部件、电子元件、工业清洗以及印刷行业[4]，大多数CAHs 属于重非水相液体（dense non-aqueous phase liquids，DNAPLs），密度比水大且具有致癌、致畸和致突变的毒性效应[5]，对公众健康和环境安全造成极大威胁[6]。鉴于CAHs 污染地块的广泛性以及CAHs 污染物对环境的危害性，诸多学者针对污染地块CAHs 的污染状况展开调查与分析，大多研究仅涉及土壤或地下水，CAHs 种类单一，如牛真茹等[7]通过地质勘查、监测采样与分析等手段探查某污染场地中CAHs 污染物的空间分布与污染成因，结果表明，超标的CAHs 类包括三氯甲烷、1,1-二氯乙烷、1,2-二氯乙烷、四氯化碳、氯乙烯，污染物浓度整体上先随深度增加逐渐升至峰值，后随深度增加而大幅降低，最大污染深度7.0 m；高尚等[8]综述了DNAPLs 在地下水环境中的分布特点，迁移特征以及最新判定技术；陆强等[9]选取上海浦东某化工污染场地，调查地下水中三氯乙烷污染物种类和浓度分布情况，并通过GMS 软件描绘出场地地下水中CAHs 污染羽分布及迁移规律；朱瑞利[10]针对某CAHs 污染场地长期进行地下水监测，分析三氯乙烷的污染浓度、范围和迁移转化途径；李佳斌等[11-12]以华北地区CAHs 污染地块为对象，采用现行调查方法和基于膜界面探针技术相结合，快速且高效地表征地块挥发性有机物污染空间分布特征，结果显示特征污染物以1,1,2-三氯乙烷、三氯乙烯、四氯乙烯等为主，最大污染深度13 m。调查结果能否精确刻画污染物在地块中的污染特征和空间分布影响后续风险评估及修复等环节，明确有机化工类污染地块深层土壤和地下水中多种CAHs 的污染分布特征以及空间规律，对后续风险评估、管控以及土壤地下水协同修复等地块管理环节至关重要。

目前，我国的土壤风险评估工作仍处于不断完善阶段，健康风险评估工作中涉及较多的评估参数和模型，包括人体暴露参数、建筑物参数、场地土壤理化参数等[13]，主要参照HJ 25.3—2019《建设用地土壤污染风险评估技术导则》[14]中推荐的模型和美国国家环境保护局（US EPA）健康风险评价模型等。传统的健康风险评价主要关注确定性健康风险，大多数采用参数最大值或者均值计算风险值，导致过高或者过低的评估结果，确定性风险评估难识别出风险高的污染物[15]。近年来，概率风险评估秉持表征不确定性和变异性的理念，为土壤污染健康风险评估带来全新视角[16]，蒙特卡洛模拟作为常用的概率分析方法现广泛应用于健康风险评估，具有降低参数不确定性的优势，不仅可以分析污染物对人体健康的影响，还可分析模型中各指标的不确定因素对预测结果的影响[17-18]。目前国内研究大多数针对多环芳烃和重金属类污染地块运用蒙特卡洛方法进行风险评估模拟，关于CAHs 污染地块的健康风险评估则相对较少。

鉴于此，选择某典型有机化工污染地块为研究对象，探明CAHs 在土壤地下水环境中污染程度以及空间分布特征，结合蒙特卡洛模拟方法分析土壤和地下水中多种CAHs 健康风险，探究不同暴露途径的风险贡献率和关键参数的敏感性，以期为CAHs 污染地块风险评估工作提供参考和借鉴，同时为CAHs 污染地块实现精准风险管控和土壤地下水协同修复治理提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 地块概况

研究地块为长三角某关闭搬迁的化工厂生产用地，占地面积91 781.2 m2，该厂从1958 年开始生产和销售化工类产品，生产周期长达50 多年，主要生产聚氯乙烯、三氯乙烯、液氯、匀染剂等产品，原料涉及烧碱、氯乙烯、三氯乙烯、氯乙酸、氯化苯等。2005 年该厂氯甲烷装置液氯工段液氯泵管道发生过泄漏，2012 年开始该厂拆除搬迁，地块逐渐变为空地，地形较为平整，未来规划为科研用地和商业用地。

1.2 地块地层结构

研究地块勘探深度为30 m，勘探深度内为第四系冲积层，属冲湖积平原地貌单元，根据地质勘探情况，结合土质岩性、埋深分布等将其分为6 个主要工程地质层，自上而下分别为：第①层，杂填土层，深度0～4.3 m，包气带介质以杂填土为主，渗透系数为4.77×10−5cm/s，渗透性良好；第②层，淤泥质粉质黏土夹砂层，深度4.3～5.5 m，渗透系数为8.25×10−6cm/s；第③层，粉质黏土层，深度5.5～7.5 m，渗透系数为4.84×10−7cm/s；第④层，黏质粉土层，深度7.5～12.0 m，渗透系数为4.39×10−6cm/s；第⑤层，淤泥质粉质黏土层，层底埋深12.0～18.0 m，渗透系数为7.74×10−6cm/s；第⑥层，粉质黏土层，层底埋深18.0～25.0 m，渗透系数为4.81×10−8cm/s，渗透性差，属于隔水层。

本地块地下水类型属第四系松散层潜水，主要赋存形式：第①层的杂填土层，受地表水及大气降水补给；第④层的黏质粉土层，属微承压水，补给来源主要为径向补给及上部少量越流补给，微承压水水位为1.96 m，地下水流向大致为自东北向西南。各土层特征参数见表1。

表1 地块各土层特征参数Table 1 Characteristic parameters of each soil layer in the researched site

1.3 样品采集与分析

根据HJ 25.1—2019《建设用地土壤污染状况调查技术导则》和《建设用地土壤环境调查评估技术指南》，结合现场踏勘和地块历史使用情况，初步调查阶段采用系统布点法结合专业判断法，按照1 600 m2（40 m×40 m）网格进行点位设置；详细调查阶段，根据初步调查筛选的涉嫌污染的区域，土壤采样点位数每400 m2不少于1 个，地下水采样点位数每6 400 m2不少于1 个，钻探取样深度最大为28 m，布设土壤采样点位115 个(图1)，初步调查阶段土壤采样按照3 m 内间隔0.5 m 采1 个样品，3～6 m 间隔1 m采1 个样品，详细调查阶段6 m以下间隔2 m 采集1 个样品，依据PID 筛查结果异常优先进行采样；布设地下水监测井27 个，监测井直径50 mm，筛孔宽0.25 mm，初步调查开筛深度5.0～5.5 m，详细调查阶段设置关联井对地下水进行分层采样，关联井开筛深度11.0～24.5 m，现场共采集651 个土壤样品和30 个地下水样品，均送往实验室分析测试。

图1 土壤和地下水采样点位分布Fig.1 Distribution of soil and groundwater sampling points in the researched site

根据地块涉及的生产工艺、原辅材料、产品种类等情况，分析地块可能存在的土壤和地下水特征染物，包括氯乙烯、二氯乙烯、三氯乙烯、四氯乙烯、三氯乙烷、苯乙烯和石油烃等。土壤监测项目包括GB 36600—2018《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》基本项目中的7 项重金属和无机物、27 项挥发性有机物、11 项半挥发性有机物，选测项目中的石油烃(C10～C40)以及 pH。地下水监测项目和土壤监测项目保持一致。土壤样品测定方法参照GB 36600—2018 和HJ/T 166—2004《土壤环境监测技术规范》，地下水样品分析方法参照GB/T 14848—2017《地下水质量标准》和HJ/T 164—2020《地下水环境监测技术规范》，样品分析检测工作委托上海实朴检测技术服务有限公司完成。

1.4 暴露评估及风险表征

研究地块未来规划为科研用地和商业用地，在此暴露情境下，成人可能会长期在地块内活动，地块关注污染物为土壤和地下水中超标CAHs，长时间暴露可能会对成人产生致癌风险或非致癌危害。因此，以成人期暴露来评估污染物的致癌风险和非致癌危害慢性暴露效应。

暴露途径是指人体暴露于地块土壤和地下水污染物的途径[19]，地块周边居民不饮用地下水，对于以挥发性有机物为污染的地块，主要暴露途径是吸入土壤中挥发至室内或室外的有机物蒸气[20-21]，参照HJ 25.3—2019 和前人研究报道[22-23]，根据地块污染源特征、水文地质条件以及暴露途径，构建研究地块暴露概念模型，结果如图2 所示。土壤有6 种潜在暴露途径，分别为经口摄入土壤、皮肤接触土壤、吸入土壤颗粒物、吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物、吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染物和吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物。地下水有2 种潜在暴露途径，分别为吸入室外空气中来自地下水的气态污染物和吸入室内空气中来自地下水的气态污染物。

图2 地块暴露途径模型Fig.2 Exposure pathway model in the researched site

土壤和地下水中单一污染物各暴露途径的致癌风险和危害商按照HJ 25.3—2019 中的公式进行计算，非致癌总危害商（HI）为各暴露途径危害商（HQ）的算术和，总致癌风险（TR）为各暴露途径致癌风险（CR）的算术和，公式如下：

式中：HI土和HI水分别为土壤和地下水中污染物的总危害商；HIn为污染物n的危害商；CRn为污染物n的致癌风险；iiv1 为吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物途径；iiv2 为吸入室内空气中来自地下水的气态污染物途径；ois 为经口摄入土壤途径；iov2为吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染物途径；iov3 为吸入室外空气中来自地下水的气态污染物途径；iov1 为吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物途径；pis 为吸入土壤颗粒物途径；dcs 为皮肤接触土壤途径。

鉴于暴露评估和风险表征时选取的参数、分析得出的数据具有不确定性[18]，为降低风险评价的不确定性，采用蒙特卡洛方法对本地块土壤和地下水进行风险评估模拟[24-25]。评估参数取值对评价结果影响较大[26]，蒙特卡洛人体健康概率风险评估输入参数如表2 所示，各超标CAHs 的毒性参数和理化性质参数直接参考HJ 25.3—2019 中的推荐值。

表2 蒙特卡洛人体健康概率风险评估输入参数Table 2 Input parameters of Monte Carlo human health probability risk assessment

1.5 数据分析

地块未来规划为科研用地和商业用地，土壤样品评价标准为GB 36600—2018 第二类用地标准值，地下水样品评价标准为GB/T 14848—2017 Ⅳ类标准值和依据HJ 25.3—2019 计算出的风险控制值。

使用Excel 2016 和SPSS 21.0 软件对检测数据进行统计分析，Earth Volumetric Studio（EVS）2019软件进行三维地质建模和污染物三维空间插值模拟，Origin 2022 软件绘制污染物浓度随深度变化图。通过Crystal Ball 11.1.2.400 软件对各超标物质的健康风险进行模拟计算和敏感性分析，设定随机模拟迭代次数为10 000 次，置信水平为95%，获得各污染物对人体健康风险的概率分布，风险评价结果采用Origin 2022 软件处理作图。

2 结果与讨论

2.1 CAHs 检测结果

根据检测结果，对比土壤和地下水筛选值，筛选出地块内CAHs 超标情况，统计结果见表3 。土壤中存在9 种CAHs 物质检出浓度超过筛选值，三氯乙烯浓度变化较大，为3.07～82 400.00 mg/kg，最大超标倍数为29 427.57 倍，超标率（超标样品数占总样品数比例）为17.63%，三氯乙烯检出浓度峰度（109.81）属于高峰态，说明三氯乙烯浓度分布容易受到外部干扰，浓度偏高点位较多[33]。极高的变异系数（6.91%）和标准偏差（7 699.14mg/kg）表明三氯乙烯污染物分布不均一，空间差异大，离散度高；氯乙烯、1,1,2-三氯乙烷和1,1-二氯乙烷3 种有机污染物的峰度大于3.00，属于高峰态，表明偏高的浓度定位较多；其他5 种CAHs 物质浓度变化不大，峰度均小于3.00，属于低峰态，说明浓度偏高的点位较少。李安娜等[34]针对爆炸化工污染地块的研究表明，1,1,2-三氯乙 烷、氯苯及 1,4-二氯苯3 种有机污染物的峰度均大于 3，属于高峰态，与本研究存在一定差异，可能与地块历史使用情况有关。9 种CAHs 物质的偏度均大于 0，属于正偏斜，表明土壤中污染物浓度分布受到外界干扰程度大[35]。地下水中存在7 种CAHs 物质超标，三氯乙烯、顺-1,2-二氯乙烯、氯乙烯和反-1,2-二氯乙烯峰度和偏度较大，离散程度高，三氯乙烯、顺-1,2-二氯乙烯、氯乙烯和反-1,2-二氯乙烯最大浓度分别为456.00、63.70、11.30 和31.00 mg/L，地下水中其余5 种CAHs 物质离散程度低，分布均一。

表3 土壤和地下水中CAHs 检测结果Table 3 Statistics of chlorinated hydrocarbon detection results in soil and groundwater

土壤和地下水中CAHs 物质的浓度箱线图如图3 所示。土壤中氯乙烯浓度中位数偏上且大于均值，土壤中其余CAHs 物质浓度均值大于中位数，三氯乙烯浓度呈右偏态分布，离散程度高，存在异常值点，异常点位主要位于三氯乙烯生产车间表层土壤，且分布集中，推测受历史生产情况影响，这与李书迪等[36]研究结果类似。土壤中其余CAHs 物质浓度呈偏正态分布，浓度分布相对集中，无显著异常值出现，浓度箱线图显示的数据分布与表3 检测结果统计相似。地下水中三氯乙烯箱体较长，浓度中位数偏上且大于均值，呈偏正态分布，地下水中其余CAHs 物质浓度中位数偏下，数据分布均匀。苏安琪等[37]研究华北某市搬迁化工污染场地发现地下水存在6 种CAHs 污染物，污染物对应的箱体均较长，中位数大多位于箱体一侧，污染物浓度呈非正态分布，范围差异很大，与本研究结果相似。

图3 土壤和地下水中CAHs 类污染物浓度箱线图Fig.3 Concentration box diagram of chlorinated hydrocarbon pollutants in soil and groundwater

2.2 CAHs 分布特征

结合污染物的种类、污染特征和土层结构，分析地块CAHs 污染物在垂向上的分布特征（图4）。由图4 可见，土壤中的CAHs 污染在垂向分布上具有一定的连续性，除三氯乙烯和顺-1,2-二氯乙烷浓度随着深度增加逐渐降低，其他CAHs 污染物浓度随深度无明显变化规律。牛真茹等[7]报道某典型污染场地中CAHs 类污染浓度整体上先随深度增加而逐渐升高，后随深度增加而逐渐降低，与本研究结果存在显著差异，可能与土层岩性分布和理化性质不同有关[38]。该地块历史上液氯泵管道发生过泄漏情况，主要位于液氯生产车间附近，造成第①层杂填土层各CAHs 浓度最高，填土层的渗透系数为4.77×10−5cm/s，渗透性良好，有利于污染物扩散迁移。污染物在土壤中的累积与不同土层土壤渗透系数密切相关[39]，CAHs 进入土壤后以自由态形式存在，随着时间的推移，在雨水淋溶、重力和长时间高浓度污染共同作用下向深层土壤迁移[40]。原厂生产周期达50 年，长期污染导致CAHs 已穿透第③层粉质黏土层和第④层黏土层，进入承压含水层，土壤中最大污染深度达到25.0 m，最大污染深度中存在三氯乙烯、1,1,2,2-四氯乙烷和1,1,2-三氯乙烷3 种物质，浓度分别为149、17.6 和6.3 mg/kg，18.0～25.0 m 为粉质黏土层，渗透系数为4.81×10−8cm/s，渗透性差，属于隔水层，较好地阻隔了污染物进一步垂向迁移。

图4 CAHs 污染物超标浓度的垂向分布Fig.4 Vertical distribution of excessive concentrations of CAHs pollutants

图4 显示地下水中污染物超标浓度分布不连续，在粉质黏土和黏质粉土层中出现超标，与内梅罗综合污染指数结果相一致，粉质黏土层是地块在隔水层顶板以上分布最多的土层（表1），有机污染物在雨水淋溶和重力作用下不断纵向迁移，容易富集在有机质含量高的黏土层[41]，粉质黏土层有机质浓度为2.1～2.3 g/kg。调查地块杂填土层和淤泥质粉质黏土夹砂层渗透性相对较好，渗透系数分别为4.77×10−5和8.25×10−6cm/s，CAHs 穿透填土层和淤泥质粉质黏土层向下迁移，在迁移过程中未残留在非饱和带土壤中，向下迁移过程速度逐渐放缓最终到达隔水层顶板[42]。CAHs 主要聚集于饱和带含水层以及隔水层顶板，地下水最大污染深度为25.0 m，最大污染深度存在三氯乙烯和顺-1,2-二氯乙烯2 种物质，浓度分别为4.36 和1.33 mg/L，土壤和地下水中不同CAHs 污染深度存在一定差异，可能由于土壤不均一性造成，水位以下污染物的迁移主要受地下水流和地层特性影响[8]。

土壤和地下水中CAHs 按照筛选值插值得出污染三维空间分布（图5），结果表明地块各CAHs 污染物垂向分布规律具有一定的相似性，与Pearson 相关性分析结果相对应。从污染羽分布得出土壤中CAHs 主要集中在地块西南部和西北部。西南部地块CAHs 浓度较高，污染最严重，其历史上主要为三氯乙烯和液氯生产车间以及污水处理站，可能为污染源，污染物主要集中在污染源附近，呈现出局部富集现象，与某搬迁地块土壤中污染物空间分布特征相似[43]。地块其他区域未发现CAHs 超标，土壤下层污染羽范围逐渐增大，而地下水下层污染羽逐渐减小，因下层黏土层渗透系数低，污染物迁移速率低，导致CAHs污染物在水平方向上迁移有限[44]。同时插值计算得到污染土壤体积为317 387.34 m3，污染地下水体积为581 781.68 m3，土壤污染范围的中心在−9.27 m（绝对标高），地下水污染范围中心在−11.05 m（绝对标高）。张婉莹[45]基于EVS 模拟某化工污染场地中1,4-二氯苯的空间分布，结合不同土层结构计算污染土壤和地下水体积，针对不同地层条件和污染程度提出修复技术策略提供数据支撑。以上研究表明三维建模及可视化分析能较好反映污染空间分布特征，为后续地块风险管控和土壤修复提供技术支持[46-48]。

图5 地块CAHs 污染范围三维模型Fig.5 Three-dimensional spatial concentration interpolation distribution of chlorinated hydrocarbon pollution

2.3 风险表征

2.3.1 概率健康风险评价结果

根据HJ 25.3—2019 规定，关注污染物的致癌风险大于10−6或非致癌危害商大于1 时，污染物健康风险水平不可接受，需开展风险管控或者修复。基于蒙特卡洛模拟计算的土壤和地下水累计健康风险分布如图6 所示。结果表明，土壤中有7 种CAHs在一定概率范围内致癌风险不可接受，致癌风险均符合对数正态分布，在95%置信水平下，蒙特卡洛模拟结果得出7 种CAHs 致癌风险差异较大，排序大小依次为三氯乙烯＞氯乙烯＞1,1,2,2-四氯乙烯＞1,1,2-三氯乙烷＞氯仿＞1,1-二氯乙烷＞四氯乙烯，主要由污染物浓度、毒性参数和理化性质不同造成。污染物健康风险大小与浓度分布基本趋于一致，其中三氯乙烯致癌风险大于10−6的概率为87.2%，致癌风险最大值为5.85×10−4，95%分位数为4.03×10−4，四氯乙烯致癌风险大于10−6的概率为35.4%，致癌风险最大值为4.46×10−6，95%分位数为3.34×10−6。土壤中三氯乙烯、氯乙烯、四氯乙烯和1,1,2-三氯乙烷的非致癌风险在一定概率范围下不可接受，非致癌危害商大于1 的概率分别为71.76%、9.75%、15.26%和4.34%，其中三氯乙烯非致癌危害商的95%分位数为121.58，最大值163 远超可接受阈值。花思雨[49]分析某CAHs 场地中三氯乙烯的非致癌危害商最大值为121，与本研究结果基本一致，说明三氯乙烯是非致癌风险的主要贡献物质。以上结果表明，土壤中CAHs 针对潜在暴露人群的致癌和非致癌风险超过可接受范围，须开展污染风险管控或者修复治理工作；地块污染严重且深度较深，在修复技术选择上建议采用原位修复[50]。

图6 基于 Monte Carlo 模拟的健康风险指数分布Fig.6 Distribution of health risk index based on Monte Carlo simulation

地下水中四氯乙烯、氯乙烯、1,1,2,2-四氯乙烷和氯仿致癌风险大于10−6的概率为0，表明对成人无致癌风险。三氯乙烯致癌风险大于10−6的概率为42.86%，95%分位数为8.45×10−6，致癌风险最大值为1.38×10−5。氯乙烯、顺1,2-二氯乙烯、四氯乙烯和反1,2-二氯乙烯无非致癌风险，危害商均小于1。三氯乙烯和氯仿非致癌危害商大于1 的概率分别为55.19%和81.28%，95%分位数分别为16.25 和257.54，健康风险高，对人体健康可能造成损害，氯仿的非致癌危害商远大于可接受值，表明氯仿是非致癌风险的主要贡献物质。Liu 等[51]评价某废弃化工厂周边地下水中CAHs 致癌和非致癌风险时，发现氯仿和1,1,2-三氯乙烷是风险的主要贡献因子，非致癌危害商最大值分别为 932 和512，远大于1。针对地块内三氯乙烯和氯仿超风险范围，建议采用合适的修复技术进行经济有效的修复，如抽出处理技术、化学氧化技术、可渗透反应墙技术等[37]。

2.3.2 敏感性分析

为探究污染物浓度和暴露参数对风险评估的影响，基于蒙特卡洛模型进行敏感性分析，识别健康风险的主要影响因子。敏感性分析所得敏感度为正，表示与风险结果呈正相关，敏感度为负，则与风险结果负相关，数值越大，其对风险值影响越大[24]。如图7所示，从CAHs 物质角度分析，氯乙烯、1,1,2,2-四氯乙烯、三氯乙烯对土壤致癌风险的影响较大，敏感度分别为41.9%、11.8%和12.8%，顺-1,2-二氯乙烯和三氯乙烯对土壤非致癌危害商的影响较大，敏感度分别为6.8%和45.2%。三氯乙烯和顺1,2-二氯乙烯对地下水致癌风险的影响较大，敏感度分别为5.6%和12.1%，三氯乙烯和氯仿对地下水非致癌危害商的影响较大，敏感度分别为26.7%和45.5%，其他CAHs 物质对土壤和地下水的风险敏感度均较低。以上结果表明，CAHs 浓度是进行健康风险评价较为敏感的参数。

图7 致癌风险和非致癌危害商的敏感性分析Fig.7 Sensitivity analysis of carcinogenic risk and hazard quotient

从人体暴露参数角度分析，对于土壤中CAHs的致癌风险，每日土壤摄入量的敏感性最大，敏感度为31.9%，每日土壤摄入量与土壤致癌风险呈正相关，即每日土壤摄入量越大，致癌风险越高。每日土壤摄入量和暴露期对非致癌危害商的影响较大，敏感度分别为34.6%和11.8%，其他暴露参数敏感度均低于1%。皮肤表面黏性系数、室内暴露频率、每日空气呼吸量和致癌平均时间与地下水致癌风险呈正相关，其敏感度分别为16.9%、12.4%、8.7%和8.6%，每日土壤摄入量、室内暴露频率和体重对致癌风险的敏感度分别为−6.3%、−1.8%和−7.8%。程全国等[52]分析体重具有负敏感性，说明体重越小的人群，污染物对其造成的健康风险水平越高。皮肤表面黏性系数和每日空气呼吸量对地下水非致癌危害商的敏感度分别为23%和2.2%，其他暴露参数的敏感度均较低。以上结果表明，人群的生活方式对环境污染的健康风险有较大影响，选择不同暴露参数进行风险评估时，造成评价结果产生显著差异[53]。基于蒙特卡洛方法模拟的健康风险可信度高，有助于提高土壤和地下水CAHs 风险评价的准确性，不仅能得出致癌风险和非致癌危害商，而且能有效降低参数选取、数据波动带来的不确定性[18]。

2.3.3 暴露风险贡献率分析

在土壤致癌和非致癌的风险中，吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物是最主要的暴露途径，贡献率分别高达97.8%和92.4%，其次为吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物途径。陈莉娜等[54]对典型有机化工遗留场地进行风险评估，表明吸入室内空气中来自土壤的气态污染物是主要暴露途径，与本研究结果基本一致。在土壤修复过程中注意减少通过吸入室内空气中来自下层土壤暴露途径对人群健康的危害，减少人体与土壤的直接接触。在地下水致癌和非致癌的风险中，吸入室内空气中来自地下水的气态污染物途径是最主要的暴露途径，贡献率分别高达93.7%和94.2%，其次为吸入室外空气中来自地下水的气态污染物途径。Han 等[55]评估某废弃化工厂地下水中10 种挥发性有机物对人体健康风险，结果表明氯仿的致癌风险较高，吸入室内蒸汽是主要暴露途径。CAHs 有机物的挥发作用是影响健康风险的重要原因，在后期修复过程中应避免长期暴露在室内。

3 结论

（1）土壤中三氯乙烯污染程度最严重，空间差异大，离散度高，地下水中三氯乙烯和顺-1,2-二氯乙烯峰度和偏度较大，离散程度高，CAHs 物质浓度整体呈偏正态分布。

（2）污染指数结果表明，淤泥质粉质黏土层污染最严重，地下水中污染物浓度分布不连续；在粉质黏土和黏质粉土层中出现超标，土壤中CAHs 浓度随着深度增加整体逐渐降低，最大污染深度达25.0 m；EVS 插值结果显示，污染羽主要集中在地块西南部和西北部，土壤下层污染羽范围逐渐增大，而地下水下层污染羽逐渐减小。

（3）概率健康风险评价结果表明，土壤和地下水中部分CAHs 针对潜在暴露人群的致癌和非致癌风险超过可接受范围，土壤和地下水的非致癌风险主要贡献物质分别为三氯乙烯和氯仿，每日土壤摄入量对土壤致癌风险的敏感性最大，敏感度为31.9%，每日土壤摄入量和暴露期对非致癌危害商的影响较大，敏感度分别为34.6%和11.8%，皮肤表面黏性系数对地下水致癌风险和非致癌危害商的敏感度最大，分别为16.9 和23%。

（4）在土壤致癌和非致癌的风险中，吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物是最主要的暴露途径，贡献率分别高达97.8%和92.4%，在地下水致癌和非致癌的风险中，吸入室内空气中来自地下水的气态污染物途径是最主要的暴露途径，贡献率分别高达93.7%和94.2%。