美国场地土壤筛选值研究及其对中国土壤环境基准研究的启示

Soil screening levels in the United States and implication for soil evaluation in China

摘要

土壤环境基准是土壤环境标准和土壤环境保护的基础。美国是世界上最早关注污染场地保护并开展土壤污染风险管控的国家之一,并形成了较为完善的体系,但我国在这方面还处于起步阶段。为此,本文以美国为例,综述其在土壤筛选值(SSLs)方面的研究,通过分析美国在土壤污染防治方面的法律法规和技术规范,系统梳理美国在SSLs方面的研究成果,从直接摄入、皮肤吸收、摄入污染地下水、吸入室外挥发物与颗粒物和蒸汽侵入5个方面阐述美国基于人体健康风险的SSLs制定的理论方法。在此基础上,为我国土壤环境基准研究提出了几点建议:进一步加强我国土壤环境基准研究工作,立足我国国情开展土壤环境基准研究,加强本土化参数研究和土壤环境基准研究规范化,以及协同开展土壤地下水环境基准研究,以期为我国土壤环境基准研究与制定提供参考。

关键词

筛选值 / 土壤环境基准 / 风险评估 / 污染场地 / 人体健康

Key words

screening levels / soil environmental criteria / risk assessment / contaminated sites / human health

0 引言

环境基准是环境安全的基石,是开展环境污染防治和制定环境标准的科学依据^[1⇓⇓-4]。科学界普遍认同的环境基准定义是:环境基准是指环境中污染物对特定保护因子(人或其他生物)不产生危害的最大剂量或浓度^[5⇓-7]。值得注意的是,该剂量或浓度不是单一值,而是基于不同保护因子与污染物浓度关系的多目标函数^[4,8-9],如卢纯惠^[10]认为基准是以多维数据表格形式呈现的。按环境介质,环境基准可分为土壤环境基准、大气环境基准、水环境基准和海洋环境基准等;其中,根据特定保护对象,土壤环境基准又可分为人体健康和生态安全土壤环境基准^[2,11⇓-13]。在污染场地评价及修复中,土壤环境基准具有重要的参考价值^[14]。

20世纪后期以来,世界各国的土壤污染形势不容乐观^[14],而率先完成工业化的国家则敏锐地察觉到了土壤环境保护的重要性^[15-16]。荷兰、英国等国家相继开展了基于风险评估的土壤环境基准研究,并逐渐形成了独具各国特色的土壤环境基准研究体系^[17-18]。美国作为世界上最早关注污染场地保护的国家之一,在污染场地保护方面已经形成了较为完善的立法体系^[19-20],并取得了许多值得世界各国借鉴与参考的相关研究成果,如用于支持美国污染场地评价的基于风险的SSLs^[17]。首先,在美国,除了美国国会可以制定环境保护法律之外,隶属于联邦政府的部、局等较为独立的行政管理机构,如美国环境署(USEPA)也可以制定与环境保护相关的法规或管理条例等^[20]。其次,早在20世纪30年代,美国就开始运用风险评估的手段进行流行病学的研究,并于20世纪80年代正式建立了健康风险评估制度,还将健康风险评估步骤概述为危害识别、剂量-效应评估、暴露评估和风险表征^[15],这为美国开展基于风险的SSLs研究奠定了基础。此外,美国推导SSLs的理论方法也在不断更新,已经逐步形成了多个基于风险评估的定量分析模型工具^[17]:基于风险的校正行动(RBCA)模型^[21]、综合暴露吸收生物动力学(IEUBK)模型^[22]、成人血铅模型(ALM)^[23]和国家污染场地优先清单(NPL)^[24]等,从而使美国在SSLs研究方面始终保持科学性和先进性^[2]。另外,美国在SSLs制定和立法过程中所体现的方法学已经被加拿大和澳大利亚等国家广泛借鉴与采用^[14,18]。

我国在土壤环境基准研究与标准制修订方面起步较晚,相关理论方法也不成熟^[17]。1995年,原国家环境保护局发布了我国首个适用于农林用地的《土壤环境质量标准》,该标准主要采用土壤地球化学法和生态环境效应法^[6,25]。进入21世纪,我国土壤环境保护工作逐渐引入了风险评估与风险管控的理念^[6]。2016年,国务院发布的《土壤污染防治行动计划》明确指出:对农用地实施分类管理,对建设用地实施准入管理;并提出“到2030年,污染地块安全利用率达到95%以上”的要求^[26]。2018年,生态环境部首次发布了体现我国现阶段以风险管控为主的土地管理模式的农用地与建设用地土壤污染风险管控标准^[27]。为规范建设用地土壤污染健康风险评估,生态环境部于2019年发布了《建设用地土壤污染风险评估技术导则》,进一步推动了我国土壤污染风险评估规范化发展^[28]。

综上,欧美国家基于风险评估的土壤环境基准研究的经验较为丰富,而我国在这方面则主要以学习借鉴为主,尚未形成完善的研究体系^[17]。因此,本文通过系统梳理美国土壤环境管理法律法规与技术规范,及其在SSLs方面的研究成果,结合我国实际,为土壤环境基准研究提出了建议,以期为我国土壤环境基准研究提供一定的参考。

1 美国土壤环境管理法律法规与技术规范概述

20世纪50年代前后,危险废物的随意倾倒和露天放置等不当管理方式导致美国成千上万的场地受到了不同程度的污染,例如矿场、制造基地、加工厂和垃圾填埋场^[24]。其中,1978年拉夫运河有毒废料倾倒事件引起了美国公众的广泛关注和政府的高度重视^[17],这直接推动美国国会在1980年制定了关于土壤污染修复与清理的法律《综合环境响应、补偿和责任法》(CERCLA),该法案中的环保超级基金主要用于治理全国范围内的闲置或被抛弃的危险废物处理场,并对危险物泄漏做出紧急响应,因而CERCLA又名为《超级基金法》^[24]。该事件也被认为是美国土壤环境保护史上超级基金计划的起源,因此,根据CERCLA,USEPA具有清理污染场地的资金和权力。以拉夫运河污染事件为起点,美国逐渐形成了一套完整的涵盖法律法规和技术规范的土壤污染防治体系^[17],此外,美国主要土壤环境管理法律法规与技术规范发展历程如图1所示。

早在1935年,美国就制定了关于土地保护的法律《土壤保护法》^[17]。随后,由于环境污染事件急剧增多,美国开始逐渐重视联邦立法。1970年,美国政府颁布了第一部国家性环境保护法规《国家环境政策法》,该法规不仅建立了环境质量委员会,还确立了环境影响评价制度,这使其具有“联邦环境宪法”的效力。同时,该法的颁布也标志着美国的环境政策与立法逐渐从污染防治阶段转变为整体生态环境保护阶段^[29]。1976年,美国国会又相继颁布了《资源保护与回收法》(RCRA)^[30]和《有毒物质控制法》(TSCA)^[31]。其中,RCRA赋予USEPA具有以环境友好的方式控制危险废物从产生到处置的权利^[30],从而节约自然资源与能源;TSCA赋予USEPA具有对可能存在不合理危害的有毒物质进行控制的权利^[31],从而保护生态环境和人体健康。1983年,USEPA创建了第一个NPL^[24]。1986年,基于《应急计划和社区知情权法案》(EPCRA),美国政府实施了有毒物质排放清单(TRI)计划,该计划旨在为政府、社区和学术界等提供有关工业和联邦设施报告的有毒物质的可靠信息^[32],从而支持TSCA和其他环境法的具体实施。为了加快NPL场地的清理速率,1991年,USEPA开展了一项为期30天的研究^[33],并建议探索制定土壤环境标准的方法。1994年,USEPA提出了土壤筛选指南审查草案^[17],并于1996年发布了《土壤筛选指南:情况说明书》^[34],随后又发布了《土壤筛选指南:用户指南》(SSG),该指南可用于计算土壤污染物基于风险的特定场地SSLs,也可用于确定在NPL场地上需要进一步调查的区域^[35]。2002年,USEPA发布了《为超级基金场地制定土壤筛选值的补充指南》,该指南以SSG为基础,增加或更新了暴露情景、暴露途径和建模数据^[36];另外,考虑到不同年龄段的未成年人对污染物的暴露程度可能存在显著差异,USEPA发布了《特定儿童暴露参数手册》,并于2008年对其进行了修订^[37]。2009年,USEPA将美国三区、六区和九区的区域环境保护值进行整合,并针对土壤、空气和自来水开发了区域筛选值(RSLs)网站,RSLs计算器和通用表格在该网站被提出^[38]。

2011年,通过整合新的暴露参数和《特定儿童暴露参数手册:2008》中的数据以及其他相关信息,USEPA发布了《暴露参数手册:2011》,该手册总结了暴露于不同污染物的人类行为与特征的数据,以及不同暴露情景下的建议值,因而《暴露参数手册:2011》被认为是暴露参数系列手册中的完整版^[37]。2017年,通过综述近年来的科学文献,USEPA更新了《暴露参数手册:2011》第五章“土壤与灰尘摄食”方面的内容,包括增加最新科研信息和更改建议值^[39]。2022年,USEPA对TRI进行了更新,增加了对全氟丁基磺酸盐等有毒物质的管理^[40]。

基于上述与土壤环境保护有关的法律法规和技术规范,美国逐步开展了富有成效的土壤污染保护工作,并形成了一套美国场地基于风险的SSLs体系^[17,35]。

2 美国土壤筛选值概述

2.1 SSLs三级筛选框架

在SSG^[35]中,USEPA正式提出了一种对NPL场地上受污染土壤进行标准化评价和清理的方法,即用于计算基于风险的特定场地土壤污染物SSLs^[35],但SSLs并不是国家规定的土壤环境清理标准。根据CERCLA,当场地污染物浓度低于SSLs时,USEPA没有必要采取进一步的调查或研究;当污染物浓度高于SSLs时,则需要采取进一步的调查研究或行动,但不一定需要清理^[17,33,35]。所以单独的SSLs不会引发响应行动,也不能定义土壤中污染物的“不可接受”水平,它是非强制性的^[33,35]。但SSLs可以快速识别场地污染物和需进一步调查的区域^[33],并为清理行动中清理水平的制定提供参考。因此,USEPA考虑以下3种SSLs^[34]:通用SSLs是通过先假设一个通用暴露情景,从而实现保护大多数场地条件下的人体健康^[35,41];在推导通用SSLs的基础之上,通过使用少量容易获得的特定场地的暴露参数(如土壤与水文等数据)取代默认值得到的SSLs被称作特定场地简单SSLs^[17,35];当场地条件比特定场地简单SSLs的场地条件更为复杂时,将最大程度地结合特定场地的暴露参数而得到的SSLs称作特定场地详细SSLs^[35,42]。

因此,在上述3种SSLs推导的方法中,由于通用SSLs需要保护大多数场地条件下的人体健康,其建模方法最为简单,所以它更为保守;相反,特定场地详细SSLs的建模方法最为严格,这使其对特定场地污染物的接纳程度较高,从而能够更加准确地反映特定场地的独特性;而在权衡准确性与资源成本之间,特定场地简单SSLs的建模方法为USEPA提供了一个合理的折中方案^[35,42]。

2.2 场地响应行动下的SSLs

根据CERCLA,当污染物浓度达到一定水平时,USEPA被授权采取两种响应行动:补救行动和清除行动^[35,43]。其中,前者是一种长期清理行动,旨在持续且显著地降低有毒物质造成的不威胁生命的危害,而后者则是一种短期清理行动,旨在稳定和清理对人体健康或环境构成迫在眉睫和重大威胁的场地^[43],如图2^[44]所示的超级基金场地补救流程图。

在开展超级基金场地补救行动时,场地管理者需要为某一场地设计补救行动方案,并确保补救行动后的残留风险是该场地可接受的。因此,场地管理者会提出或设定所谓的“目标风险”,并基于基本风险方程推导出该场地某一污染物浓度值,即所谓的基于风险的初步补救目标(PRGs)^[45]。当在补救调查和可行性研究期间出现新数据时,PRGs也会随之被修改;在选择现场补救措施之后,就会确定最终的PRGs^[44]。

2009年USEPA开发的RSLs为场地管理者开展土壤环境基准和风险评估研究提供了有利条件^[17],只是相较于SSLs,RSLs是特定场地土壤、空气和自来水中的单个污染物浓度。此外,在补救行动中,RSLs可被用于补救调查和可行性研究中测定限的选定^[46]。另外,与超级基金授权的清除行动相对应的区域清除管理值(RMLs)也是特定场地土壤、空气和自来水中的单个污染物浓度^[43],相较于RSLs,RMLs是基于风险对单个污染物更为宽松的值^[47]。

2.3 场地土壤污染物浓度与SSLs的比较

特定PRGs是指特定介质和土地利用类型的单个污染物浓度目标^[44],但PRGs是暴露区域中污染物的平均浓度(它考虑多种污染物的暴露)^[45],而且PRGs可以当作建立特定场地清洁水平(CLs)的参考基础^[47]。此外,PRGs是基于风险的浓度或满足补救行动要求下的浓度(ARARs)^[44,47],ARARs是在美国其他法规中确立的浓度限值,基于ARARs开发的“九大原则”^[44]被用于补救行动方案的筛选。其中,当后者不存在时,基于风险的PRGs推导与SSLs推导相似,即当推导SSLs的暴露假设与推导PRGs的暴露条件相似时,推导出的SSLs可以直接用作PRGs^[33]。另外,由于实际场地污染物浓度是随机的,它可能落在场地不同的SSLs范围内^[35],因此,基于风险的场地SSLs与响应行动之间的关系如图3所示。

美国场地SSLs与响应行动筛选框架的形成与美国不同土地利用类型下基于风险的SSLs推导的理论方法探索过程是同步发展的^[35-36],后者为前者的发展提供了一定的理论依据,是前者的具体方法学体现。

3 美国土壤筛选值制定

SSLs推导的基本原则是基于目标风险(致癌物)或危害商(非致癌物)反向推导土壤污染物的浓度水平^[35]。暴露于特定环境中的人体接触污染物的3种主要途径是口腔摄入(Oral Ingestion)、呼吸道吸入(Respiratory Inhalation)和皮肤吸收(Dermal Absorption)^[48]。

在SSG^[35]中,USEPA提出了人体接触土壤污染物的3种常见途径:直接摄入土壤与污染地下水、吸入室外挥发物与颗粒物和皮肤吸收污染物。其中,对于前两种暴露途径,USEPA给出了定量推导SSLs的标准方程,但没有解决第三种暴露途径下SSLs的定量推导问题^[17,35]。在SSG^[36]中,USEPA更新了与土壤筛选评估有关的两种暴露途径并开发了其SSLs推导的技术方法^[35-36];这两种暴露途径可以分别被简称为多途径暴露(Co-exposure,指人体同时通过Oral Ingestion和Dermal Adsorption接触污染物)和蒸气侵入(指污染物从地下源迁移至室内)^[36]。最终,USEPA确立了世界上较为完善的基于风险的SSLs推导技术框架。

3.1 直接摄入

许多研究表明,6岁及以下儿童无意中摄入土壤是生活中常见的现象^[49⇓-51]。对于非致癌物,由于平均时间等于暴露期,故出于筛查目的,在计算非致癌物的SSLs时,USEPA仅考虑了6年的儿童期暴露^[35-36]。对于致癌物,暴露程度和持续时间都很重要,而且持续时间很关键,因为毒性标准是基于终生平均每日剂量得出的,即不论持续时间是5年还是50年,总接受剂量都是一生70年的平均值^[35]。此外,人体对土壤的暴露程度会随着年龄的增长而降低,故USEPA使用了儿童和成人的时间加权平均土壤摄入量^[44]。在SSG(1996)中,USEPA仅考虑了居民住宅的暴露情景^[35],故住宅情景下基于目标风险和危害商推导SSLs的方程如下:

(1)SSLs_c= \frac{\mathrm{T}\mathrm{R}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\mathrm{S}{\mathrm{F}}_{\mathrm{o}}\times {10}^{-6}\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{I}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{o}\mathrm{i}\mathrm{l}/\mathrm{a}\mathrm{d}\mathrm{j}}}

(2)SSLs_n= \frac{\mathrm{T}\mathrm{H}\mathrm{Q}\times \mathrm{B}\mathrm{W}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\frac{1}{\mathrm{R}\mathrm{f}{\mathrm{D}}_{\mathrm{o}}}\times {10}^{-6}\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \mathrm{I}\mathrm{R}}

式中:SSLs_c和SSLs_n分别为基于目标风险和危害商的土壤筛选值,mg/kg;参数TR、THQ、BW、AT、ED、EF、IR、SF_o、RfD_o和IF_soil/adj的含义见表1,取值视具体情况而定。

对于致癌物,USEPA重点关注在同一住宅可能居住较长一段时间(如30年)的个人暴露,故对于I {{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{o}\mathrm{i}\mathrm{l}}}_{/\mathrm{a}\mathrm{d}\mathrm{j}},考虑了1~6岁儿童和7~31岁成人IR、ED和BW的差异,具体的计算公式如下:

(3)IF_soil/adj= \frac{\mathrm{I}{\mathrm{R}}_{1~6}\times \mathrm{E}{\mathrm{D}}_{1~6}}{\mathrm{B}{\mathrm{W}}_{1~6}}+ \frac{\mathrm{I}{\mathrm{R}}_{7~31}\times \mathrm{E}{\mathrm{D}}_{7~31}}{\mathrm{B}{\mathrm{W}}_{7~31}}

式中:IR_1~6和IR_7~31分别为儿童和成人的土壤摄入率,mg/d;E {{\mathrm{D}}_1}_{~6}和ED_7~31分别为儿童和成人的暴露期,a;BW_1~6和BW_7~31分别为儿童和成人的体重,kg。

3.2 皮肤吸收

在SSG^[35]中,USEPA已经认识到人体通过皮肤吸收接触污染物可能是人体健康风险的一个重要来源,但是由于模型数据的限制,USEPA仅给出了定性估计该途径下SSLs的方法^[36],即对于通过皮肤吸收大于10%的化合物(假定该化合物口服摄入率为100%)^[52]如五氯苯酚^[35,53],其SSLs为通过直接摄入该化合物推导的SSLs的一半^[35,54]。随后,USEPA不断加强人体皮肤吸收污染物的风险评估研究,扩大了皮肤吸收数据库,虽然还不能直接评价皮肤接触污染物的人体健康风险,但其已经开发了一种用于皮肤风险评估的口服毒性值外推方法^[36,54-55]:

(4)SF_ad= \frac{\mathrm{S}{\mathrm{F}}_{\mathrm{o}}}{\mathrm{A}\mathrm{B}{\mathrm{S}}_{\mathrm{i}}}

(5) RfD_ad=RfD_o×ABS_i

(6)SFS=( \frac{\mathrm{S}{\mathrm{A}}_{1~6}\times \mathrm{A}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{s}\mathrm{ }1~6}\times \mathrm{E}{\mathrm{D}}_{1~6}}{\mathrm{B}{\mathrm{W}}_{1~6}})×
( \frac{\mathrm{S}{\mathrm{A}}_{7~31}\times \mathrm{A}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{s}\mathrm{ }7~31}\times \mathrm{E}{\mathrm{D}}_{7~31}}{\mathrm{B}{\mathrm{W}}_{7~31}})

式中:ABS_i为肠道吸收因子,量纲1;SA_1~6和SA_7~31分别为儿童和成人的皮肤暴露面积,cm²;AF_{ss 1~6}和AF_{ss 7~31}分别为儿童和成人的土壤皮肤黏附因子,mg/(cm²·次);ED_1~6和ED_7~31分别为儿童和成人的暴露期,a;BW_1~6和BW_7~31分别为儿童和成人的体重,kg;参数SF_ad、RfD_ad和SFS的含义见表1,取值视具体情况而定。

基于此,在SSG(2002)中,USEPA公布了一项关于皮肤吸收风险研究的最新成果,即一种人体通过多途径暴露接触污染物的SSLs推导方法,同时也扩大了对商业/工业(C/I)和建筑施工(C/W)暴露情景的考虑^[36],如下系列方程所示。

式(7)~(10)中参数情况为:SSLs_Co-c和SSLs_Co-n分别为对应暴露情景下基于目标风险和危害商的SSLs,mg/kg;参数TR、AT、EF、THQ、BW、ED、IR、SF_o、RfD_o、IF_soil/adj、SF_ad、SFS、RfD_ad、EV、AF_ss、SA、ABS_d、HBL_sc和HBL_ad的含义见表1,取值视具体情况而定。

上述通过多途径暴露推导出的SSLs可以同时保护两种途径下发生的人体暴露如园艺、儿童户外玩耍等^[36]。同理,在住宅情境下,需要同时考虑致癌物对儿童和成人造成的风险,而对于非致癌物则只考虑敏感受体儿童,故综合暴露公式反映了3.1节中通过直接摄入途径的建模方法^[17,36]。然而,在C/I情景下,无需进行儿童暴露的评估,因为该情景的受体仅限于工人(包括室外和室内工人),而且基于工人高暴露风险推导的SSLs也会对商场顾客起到保护作用^[36],故该情景下基于危害商的SSLs推导方程同式(8),但基于目标风险的SSLs方程需要稍做修改。同理,由于在C/W情境下,工人是现场的唯一受体,而且对于非致癌污染物考虑的是亚慢性毒性^[36,54],故此时基于目标风险的SSLs方程同式(9),而基于危害商的SSLs方程需要使用HBL替换RfD。

上文中提及的暴露参数见表1。

住宅情景:

(7)SSLs_Co-c= \frac{\mathrm{T}\mathrm{R}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{(\mathrm{S}{\mathrm{F}}_{\mathrm{o}}\times {10}^{-6}\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{I}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{o}\mathrm{i}\mathrm{l}/\mathrm{a}\mathrm{d}\mathrm{j}})\times (\mathrm{S}{\mathrm{F}}_{\mathrm{a}\mathrm{d}}\times \mathrm{S}\mathrm{F}\mathrm{S}\times \mathrm{E}\mathrm{V}\times \mathrm{A}\mathrm{B}{\mathrm{S}}_{\mathrm{d}})}

(8)SSLs_Co-n= \frac{\mathrm{T}\mathrm{H}\mathrm{Q}\times \mathrm{B}\mathrm{W}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\left(\frac{1}{\mathrm{R}\mathrm{f}{\mathrm{D}}_{\mathrm{o}}}\times {10}^{-6}\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \mathrm{I}\mathrm{R}\right)\times \left(\frac{1}{\mathrm{R}\mathrm{f}{\mathrm{D}}_{\mathrm{a}\mathrm{d}}}\times \mathrm{A}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{s}}\times \mathrm{S}\mathrm{A}\times \mathrm{E}\mathrm{V}\times \mathrm{A}\mathrm{B}{\mathrm{S}}_{\mathrm{d}}\right)}

C/I情景:

(9)SSLs_Co-c= \frac{\mathrm{T}\mathrm{R}\times \mathrm{B}\mathrm{W}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{(\mathrm{S}{\mathrm{F}}_{\mathrm{o}}\times {10}^{-6}\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \mathrm{I}\mathrm{R})\times (\mathrm{S}{\mathrm{F}}_{\mathrm{a}\mathrm{d}}\times \mathrm{A}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{s}}\times \mathrm{S}\mathrm{A}\times \mathrm{E}\mathrm{V}\times \mathrm{A}\mathrm{B}{\mathrm{S}}_{\mathrm{d}})}

C/W情景:

(10)SSLs_Co-n= \frac{\mathrm{T}\mathrm{H}\mathrm{Q}\times \mathrm{B}\mathrm{W}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\left(\frac{1}{\mathrm{H}\mathrm{B}{\mathrm{L}}_{\mathrm{s}\mathrm{c}}}\times {10}^{-6}\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \mathrm{I}\mathrm{R}\right)\times \left(\frac{1}{\mathrm{H}\mathrm{B}{\mathrm{L}}_{\mathrm{a}\mathrm{d}}}\times \mathrm{A}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{s}}\times \mathrm{S}\mathrm{A}\times \mathrm{E}\mathrm{V}\times \mathrm{A}\mathrm{B}{\mathrm{S}}_{\mathrm{d}}\right)}

3.3 摄入污染地下水

在污染场地环境中,污染物会在土壤和地下水等环境介质中发生复杂的迁移转化^[15],为了确定土壤中污染物迁移至地下含水层对地下水造成的污染程度,需要开发土-水迁移途径下的SSLs推导方法。USEPA在开发该方法时考虑了以下两方面因素:需要保护包括居民在内远离现场的受体(居民可能会摄入污染了的地下水)和存在于C/I情景下潜在的可饮用地下水^[36]。因此,不存在该途径下的通用SSLs,而需要计算特定场地简单SSLs,同时需要对该计算作如下保守和简化的假设^[17]:可以使用简单线性土壤-水分配平衡方程和水平衡方程分别估计土壤渗滤液中污染物浓度和计算稀释因子^[36,41,55]。因此,在推导该途径下的SSLs时,需先通过式(11)计算目标土壤渗滤液浓度(C_w),然后通过分区方程(12)计算C_w对应的土壤总浓度,即SSLs(mg/kg)。

(11) C_w=AC_GW×DAF

(12)SSLs=C_w× \left[K_{\mathrm{d}}+\left(\frac{{\theta }_{\mathrm{w}}+{\theta }_{\mathrm{a}}H}{{\rho }_{\mathrm{b}}}\right)\right]

(13)SSLs= \frac{C_{\mathrm{w}}\times I\times \mathrm{E}\mathrm{D}}{{\rho }_{\mathrm{b}}\times d_{\mathrm{s}}}

式中:AC_GW为可接受地下水浓度,mg/L;DAF为稀释衰减因子;参数K_d、θ_w、θ_a、ρ_b、I、d_s和ED的含义见表2,取值视具体情况而定。

需要说明的是,AC_GW是管理者基于设定的人体可接受风险(如10^-6和危害商为1)推导的地下水残留污染物浓度水平,如非零MCLG和MCL等^[36,41]。另外,当使用无限源模型(尤其对于小源而言)推导SSLs时,可能会出现违反质量平衡的情况^[35],为了解决这个问题,USEPA开发了SSLs质量限制模型,如式(13)所示。

式(11)中的DAF为土壤渗滤液中污染物浓度与受体所在地地下水污染物浓度的比值,用于表示特定污染物浓度的降低。在推导SSLs时,USEPA给出了两个默认DAF值:当DAF=1时,说明在迁移过程中污染物浓度没有衰减;当DAF=20时,说明地下迁移过程引起了污染物浓度降低(对于面积大于0.5 acre的源,需要逐个检验)^[17,41]。

3.4 吸入室外挥发物和颗粒物

研究发现,对于特定污染物,通过呼吸吸入产生的风险要远高于摄入的风险^[17,35],因此,在推导这类污染物的SSLs时,必须考虑吸入这一关键暴露途径(包括吸入挥发物和颗粒物两种情况)。由于从空气中的污染物浓度到人体内暴露剂量的转换存在不确定性,所以需要分别评估该暴露途径下吸入不同类型污染物的人体风险^[17]。下面,以居民住宅暴露情景为例,分别讨论该暴露途径下基于目标风险和危害商的SSLs推导。

(14)VSSLs_c= \frac{\mathrm{T}\mathrm{R}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\mathrm{U}\mathrm{R}\mathrm{F}\times 1\mathrm{ }000\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \frac{1}{\mathrm{V}\mathrm{F}}}

(15)PSSLs_c= \frac{\mathrm{T}\mathrm{R}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\mathrm{U}\mathrm{R}\mathrm{F}\times 1\mathrm{ }000\times \mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \frac{1}{\mathrm{P}\mathrm{E}\mathrm{F}}}

(16)VSSLs_n= \frac{\mathrm{T}\mathrm{H}\mathrm{Q}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \frac{1}{\mathrm{V}\mathrm{F}}\times \frac{1}{\mathrm{R}\mathrm{f}\mathrm{C}}}

(17)PSSLs_n= \frac{\mathrm{T}\mathrm{H}\mathrm{Q}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365}{\mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \frac{1}{\mathrm{P}\mathrm{E}\mathrm{F}}\times \frac{1}{\mathrm{R}\mathrm{f}\mathrm{C}}}

(18)VF= \frac{Q}{C}×10^-4× \frac{\sqrt{(3.14\times T\times D_A)}}{(2\times D_{\mathrm{A}}\times {\rho }_{\mathrm{b}})}

(19)PEF= \frac{Q}{C}× \frac{3\mathrm{ }600}{0.036\times (1-V)\times (U_m/U_{\mathrm{t}}{)}^3\times f(x)}

式中:VSSLs_c和VSSLs_n分别为基于目标风险和危害商的挥发物SSLs,mg/kg;PSSLs_c和PSSLs_n分别为基于目标风险和危害商的颗粒物SSLs,mg/kg;VF为土-气挥发系数,m³/kg;PEF为颗粒物排放因子,m³/kg;Q/C为用于模拟污染物在大气中扩散的弥散模型;f(x)为关于U_m/U_t的函数,0.194;参数TR、THQ、AT、EF、ED和ρ_b以及URF、RfC、D_A、T、U_m、U_t、V的含义分别见表1、2和3,取值视具体情况而定。

其中,VF和PEF的计算方法如式(18)和(19)所示。

在C/I情境下,对于可能吸入致癌和非致癌的室外挥发物和颗粒物,推导基于目标风险和危害商的SSLs方程与居民住宅情景下的相同,只是暴露参数的默认值(EF、ED和AT)不同,如基于目标风险和危害商时的AT分别取70和25,见表1^[36,56]。

在C/W情境下,对于可能吸入的致癌和非致癌挥发物,需要考虑其亚慢性毒性^[17],故基于目标风险和危害商的挥发物SSLs的推导方程与式(14)和(16)类似,只需使用亚慢性土-气挥发系数VF_sc替换对应的VF,同时还需要使用HBL_sc替换对应的RfC^[38,57]。同理,对于可能吸入的致癌和非致癌颗粒物,一般情况下,需要使用相应的亚慢性颗粒物排放因子PEF_sc和RfC修改上述方程;然而,此时还需要考虑场外居民对颗粒物的吸入情况^[17,36],即仅需使用场外颗粒物排放因子PEF_off替换对应的PEF,从而推导基于目标风险和危害商的颗粒物SSLs。

根据USEPA对大气污染物扩散的研究^[58],Q/C被定义为在源区域的几何平均空气浓度与排放流量的比值的倒数,其标准方程如式(20)所示,此外,不同类型的Q/C及其之间的异同点被列于表4中,并且本节新增的暴露参数也列于表3中。与3.3节类似,对于面积为0.5~500 acre的场地,可以通过USEPA开发的查找表确定Q/C模型的3个常数,从而计算特定场地SSLs;而对于此区间之外的场地则需要进行筛选区分。

(20) \frac{Q}{C}=A× {\mathrm{e}}^{\left[\frac{{(\mathrm{l}\mathrm{n}A\mathrm{s}\mathrm{i}\mathrm{t}\mathrm{e}-B)}^2}{C}\right]}

式中:A,B,C为基于特定气候区的空气弥散模型常数;A_site为场地或污染的面积,acre(0.5≤A_site≤500)。

3.5 蒸气侵入

土壤或地下水中的挥发性污染物(如三氯乙烯、氯乙烯)可能通过蒸气渗入到建筑物的地下室或底层,从而产生人体呼吸暴露^[36]。为此,USEPA开发了蒸气侵入计算器以支持Johnson和Ettinger模型模拟污染物蒸气从源进入源上方建筑物的对流与扩散传输^[36,59]。该模型适用于有地下室或板式地基的建筑物,同时它将整个建筑视为一个单独房间(不考虑房间之间的通风变化)^[17]。USEPA还利用土壤和建筑物特性以及RSLs网站的特定化学数据^[60]

定义了一个浓度衰减系数(AF),AF为目标室内空气浓度(TIAC,μg/m³)与目标地下源浓度(SSLs)的比值,如式(21)所示,而且该途径下的目标地下源包括地下水和土壤气,需要分别推导SSLs^[36,61]。

首先,基于目标风险和危害商的目标室内空气浓度TIAC_c和TIAC_n的标准方程如下:

(21)AF= \frac{\mathrm{T}\mathrm{I}\mathrm{A}\mathrm{C}}{\mathrm{S}\mathrm{S}\mathrm{L}\mathrm{s}}

(22)TIAC_c= \frac{\mathrm{T}\mathrm{R}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365\times 24}{\mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \mathrm{E}\mathrm{T}\times \mathrm{U}\mathrm{R}\mathrm{F}}

(23)TIAC_n= \frac{\mathrm{T}\mathrm{H}\mathrm{Q}\times \mathrm{R}\mathrm{f}\mathrm{C}\times 1\mathrm{ }000\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365\times 24}{\mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \mathrm{E}\mathrm{T}}

式中:参数TR、THQ、AT、EF、ED和URF、RfC的含义分别见表1和3,取值视具体情况而定;ET为暴露时间,h/d。

根据RSLs用户指南^[46],对于具有诱变作用的致癌物,需要用ED_MMOA(式(24))替换式(22)中的ED,从而对TIAC_c进行更加精确的计算;对于三氯乙烯,由于其同时具有诱变和非诱变作用,需要分别使用对应的两种URF计算两种情况下的TIAC_c,最终的TIAC_c是两个TIAC_c的倒数之和的倒数^[61];对于氯乙烯,也需要对式(22)稍做修改^[46,61],如式(25)所示。

(24) ED_MMOA=(ED_0~<2×AAF_0~<2)+(ED_2~<6×AAF_2~<6)+
(ED_6~<16×AAF_6~<16)+(ED_16~30×AAF_16~30)

式中:ED_x~y为年龄从x到y的暴露期;AAF_x~y为与年龄相关的调整因子,当年龄在0~<2、2~<6、6~<16和16~30岁时,该值分别取10、3、3和1。

(25)TIAC_c= \frac{\mathrm{T}\mathrm{R}\times \mathrm{A}\mathrm{T}\times 365\times 24}{(\mathrm{E}\mathrm{F}\times \mathrm{E}\mathrm{D}\times \mathrm{E}\mathrm{T}+\mathrm{A}\mathrm{T}\times 365\times 24)\times \mathrm{U}\mathrm{R}\mathrm{F}}

式中:所有参数的含义与式(22)中的相同,取值视具体情况而定。

最后,取TIAC_c和TIAC_n的较小值作为最终的TIAC用于计算地下水与土壤气SSLs^[61]:

(26)SSLs_gw= \frac{\mathrm{T}\mathrm{I}\mathrm{A}\mathrm{C}}{\mathrm{H}\mathrm{L}\mathrm{C}\times \mathrm{A}{\mathrm{F}}_{\mathrm{g}\mathrm{w}}\times 1\mathrm{ }000}

(27)SSLs_sa= \frac{\mathrm{T}\mathrm{I}\mathrm{A}\mathrm{C}}{\mathrm{A}{\mathrm{F}}_{\mathrm{s}\mathrm{a}}}

式中:SSLs_gw和SSLs_sa分别表示污染物在地下水和土壤气中的筛选值,μg/L或μg/m³;AF_gw和AF_sa分别表示污染物在地下水和土壤气中的浓度衰减系数,0.001和0.1;HLC为特定地下水温度下的亨利常数。

需要说明的是,虽然该模型包括基于对现有危险废物处理场数据审查的默认值,而且默认值是保守的,但是各个场地关键参数的变化^[36],导致默认值具有很大的不确定性^[17],这种不确定性主要来自土壤样品中挥发性化合物分析的测量误差和土壤中挥发性化合物建模的不确定性^[62]。因此,在土壤筛选评估时,USEPA建议考虑一系列评估值而不是单一的值,并且重视场地概念模型的建立及其与现场实际情况的比较^[36]。

因此,通过对美国主要土壤环境法律法规和技术规范的回顾与对美国场地土壤筛选值研究成果的梳理,我国在土壤环境基准研究方面有必要学习美国等发达国家的相关研究经验,从而推动我国土壤环境基准研究工作的快速发展。

4 对我国土壤环境基准研究的启示

经过30多年的发展,美国在土壤环境保护方面已经形成了完善的法律体系,在SSLs研究方面也已经积累了丰富的经验^[2],从而有力地支撑了美国“基准研究-标准制定-修复行动-环境安全”的土壤环境保护技术框架。与美国相比,我国在土壤环境保护立法及土壤环境基准研究方面相对滞后^[1,5,19],尚未形成土壤环境基准理论体系^[6];相关研究也比较分散,尚未形成合力。研究成果尚不能有效支撑我国土壤环境标准制修订和土壤环境保护工作。以美国为代表的发达国家在土壤环境保护领域的先进经验,对我国土壤环境基准研究具有重要的参考价值和启示,主要体现在以下几个方面。

4.1 从国家层面统一规划,推动土壤环境基准研究工作

美国CERCLA的颁布成为美国土壤污染防治的里程碑事件,其完善的土壤环境保护法律法规体系保障了SSLs研究的有序进行。在我国,《中华人民共和国土壤污染防治法》第十二条明确提出“国家支持对土壤环境背景值和环境基准的研究”,为我国开展土壤环境基准研究提供了法律依据^[63]。在此背景下,生态环境部围绕包括土壤环境基准在内的环境基准开展了大量卓有成效的工作。例如,2019年10月29日,生态环境部成立了国家环境基准专家委员会^[1],该委员会将主要围绕环境基准体系顶层设计,以及环境基准的研究计划、质量管理、转化应用等方面,组织开展研究工作。2023年2月27日,生态环境部印发《环境基准工作方案(2023—2025年)》,从国家层面对未来包括土壤环境基准在内的环境基准研究提出了明确的目标和要求^[64],改变了过去科研工作者各自为战,根据个人的专业特长和兴趣爱好开展土壤环境基准研究的趋势,有力推动了我国土壤环境基准研究。未来,国家还需要在这方面进一步加强引导,促进我国土壤环境基准研究工作持续健康发展。

4.2 尽快制定相关技术指南,规范土壤环境基准研究

为了有效解决土壤环境保护工作中面临的技术难题,USEPA先后发布了系列SSLs制定技术指南,不仅规范了技术流程,更重要的是,有力推动了SSLs的快速发展和不断完善。当前,我国土壤环境基准研究尚处于起步阶段,相关的研究方法尚不健全,已有的研究方法也不统一,亟需建立科学、统一的技术指南,规范土壤环境基准研究^[65]。《环境基准工作方案(2023—2025年)》明确提出,要“夯实环境基准工作基础,有序推进地表水、海洋、大气、土壤等领域的基准研究,力争在关键技术和方法上有所突破,形成一批技术指南、基准文件和模型计算软件等成果”。在国家重点研发计划项目“场地土壤污染物环境基准制定方法体系及关键技术(2019YFC1804600)”支持下,中国环境科学研究院牵头制定了土壤环境基准研究的系列团体标准,由中华环保联合会于2023年10月10日正式发布,包括《建设用地土壤生态安全环境基准制定技术指南》(T/ACEF 087—2023)、《建设用地土壤人体健康环境基准制定技术指南》(T/ACEF 088—2023)、《建设用地土壤环境基准制定基本数据集 保护生态安全》(T/ACEF 089—2023)和《建设用地土壤环境基准制定基本数据集 保护人体健康》(T/ACEF 090—2023)。上述技术指南对于规范我国土壤环境基准研究具有重要参考价值,未来,还需要从国家层面发布相关技术指南,建立健全我国土壤环境基准研究技术方法体系,从而进一步推动我国土壤环境基准研究工作的深入开展。

4.3 立足我国国情开展土壤环境基准研究

美国在开展SSLs研究时,充分结合其国情,考虑了土地利用类型、建筑物特征、暴露人群特征和主要暴露途径等因素,保证了研究结果及其推导的SSLs能够有效解决污染场地管理中面临的难题。未来,我国在开展土壤环境基准研究时,要充分借鉴国外相关理论方法,但更重要的是,要从保护我国国民健康和环境安全的实际出发,将国外先进经验和做法本土化,形成符合我国国情的土壤环境基准研究体系。例如,我国幅员辽阔,不同区域的气候、地质、地理、生物等因素均存在显著差异,形成了不同类型的土壤^[25],而且其理化性质也存在较大差异。故在开展土壤环境基准研究时要立足我国实际,因地制宜^[18,25],充分考虑土壤的异质性,使土壤环境基准研究更加科学。

4.4 加强本土化关键参数研究,夯实数据基础

污染物毒性参数、暴露参数、建筑参数等基础数据是推导土壤环境基准的前提,在这方面,美国开展了大量的基础性研究工作,积累了丰富的基础数据,为推导SSLs提供了有力的数据支撑。当前,我国在开展基于风险的土壤环境基准研究时,所采用的大部分参数都参考国外,本土关键参数(如土壤摄入率等)严重匮乏。因此,我国亟需加快开展本土化参数研究,包括典型土壤理化性质参数、暴露参数、生态毒理参数、污染物迁移转化参数和建筑物参数等,并及时将上述关键参数收集、整理、归纳和总结,形成包含上述关键参数在内的我国本土化土壤环境基准数据库,从而为我国土壤环境基准研究提供数据支撑。

4.5 将土壤和地下水作为一个系统开展土壤环境基准研究

美国在开展SSLs研究时,考虑了污染物在土壤与地下水之间的相互作用,对土壤地下水的协同保护给予高度重视。然而,我国污染场地修复行业长期存在“重土轻水”的问题,这在我国场地管理工作的不同阶段均有体现^[66]。近年来,我国持续推进土壤地下水污染协同治理,在此过程中,也提出了一个新的命题:如何开展土壤地下水多要素协同的环境基准研究。事实上,土壤与地下水相互连接,互相影响,本身就是一个复杂的系统。特别是在进行协同治理时,更需要全面考虑污染物在土壤地下水系统中的迁移转化过程,及其对敏感受体的暴露所产生的影响,并将土壤与地下水作为一个系统和整体开展土壤环境基准研究,使土壤环境基准研究更加科学合理,从而有效支撑我国土壤环境管理工作。

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基金资助

国家重点研发计划项目(2019YFC1804600)