3.2　土壤污染风险评价与管理

3.2.1　风险评价概述

对污染土壤进行修复前，需要对其危害性即所谓的健康风险和生态风险进行全面评价。然后根据其对环境和人体危害的轻重、缓急程度，对污染土壤采用不同的方法与手段进行修复与治理，以及对污染土壤实施科学管理，防治污染导致的各种健康影响与不良生态效应的产生和扩散。

风险评价已应用于很多方面，如自然灾害、资源利用、气候变化、产业经营、交通事故和人寿保险等。在环境保护领域，风险评价方法已用于有毒有害化学品的风险管理，以及污染土壤的修复及风险管理。一般而言，风险评价可分为生态风险评价和健康风险评价两大类。生态风险评价的主要对象是环境介质、生物种群和生态系统，通过科学的、可靠的对人类活动产生的生态效应评估而达到保护和科学地管理生态系统的目的，因而在生态风险评估研究中，往往选择一些替代物种进行试验，用以保护存在于复杂的生态系统中的广泛的物种和野生动物；健康风险评价主要侧重于人体（包括个体和人群）的健康风险，往往选择一些与人类类似的动物进行实验室试验，以保护一种物种，即人类本身。

风险评价的目的是为制定公正合理的法规和规章制度提供科学的依据，用来设定危险品的标准，如OSPAR或POPs的管理条例，是管理危险化学品如农药和工业有毒化学物质等的基础。迄今为止，有关污染风险的管理条例只局限于水生生态系统包括淡水和海水以及全球大气状况如臭氧耗竭、温室气体等。欧洲联盟已制定了有关陆地生物的分类条例，但是有关的分类标准还在制定之中，其中有些建议已经发表，欧洲毒理学、生态毒理学及环境科学委员会（CSTEE）最近申明目前已有足够的科学依据用来完成、设定完整的分类标准。这是因为根据统计学分析提供的化学物质急性毒性的日常分布曲线，分类标准可以与曲线下面某些特殊区域相对应，而以前也有研究结果表明以统计学分析得到的标准与实地试验得出的标准具有一致性。陆地生态系统中的生物体可通过多个环境介质如土壤、水、大气及食物等暴露于污染物，陆地脊椎动物、植物、土壤动物和微生物是陆地生态系统的关键生态受体。污染物的内在特性如持久性、可溶性、KO/W正辛醇/水分配系数及挥发性等可以体现其相关的暴露途径。然而，有些暴露途径由于特殊的污染物释放形式及利用条件（如大气污染物在植物叶片表面的沉积或叶片喷施农药等）而与污染物的内在特性相关性不大。因此，对于高毒性化学物质在分类时，需要考虑其特殊的毒性；对于毒性较小的物质，只需结合其毒性及其他一些性质。其实这也是水生生态系统风险评价的分类基础。

一般来说，生态风险评价可以定义为对暴露于一种或几种污染物而可能产生或已经产生不良生态效应的评估过程。它是建立在生态学、生态毒理学、数学和计算机技术等学科最新研究成果基础上的一门综合分支学科，其中生态毒理学在健康风险评价及生态风险评价中十分重要。如表3-6所示，对于生态风险评价，生态毒理学的主要研究对象是鸟类、水生生物、陆地无脊椎动物和植物等。生态毒理学试验所得出的污染物毒性数据通常具有局限性，因为试验的污染物只有一种或有限的2～3种，然而实际上，环境中的污染物是以复杂的混合物或复合污染物形式存在的。由于生态系统的复杂性，终点生态毒理学试验逐渐发展起来，以补充化学物质的起点评价，用来设定危害物质的生态安全临界值。生态毒理学终点在特殊物种的生态风险评价中已有应用，尽管与此相对应的以多学科技术优化整合为基础的具有较高水平费用-效益的风险管理还未发展起来。

就评价技术而言，健康风险评价技术已发展得较为成熟，而生态风险评价技术则是从20世纪80年代末90年代初才开始发展起来的，起初生态风险评价工作主要集中在对水生生态系统的风险评价，而对陆地生态系统的概念性模型主要针对特殊污染物，如农药的不良生态效应的评价，直到最近才对陆地生态系统风险评价给予较多关注。同样，由于最近20年对生态风险评价的关注显著增加，完整的评估规则也逐渐建立起来。风险评价的基本形式是：风险=危害×暴露，危害指的是污染物潜在的危害性，而暴露指的是生物体所面临的可能会导致危害发生的污染物的水平及一些内在特性。

生态风险评价包括4个主要步骤：不良生态效应识别、剂量-效应分析、生态暴露评估及风险表征。第一步不良生态效应识别是通过了解污染物质的内在特性来确定其可能出现的不良生态效应，从危害扩展到风险意味着包含了污染物潜在暴露量估计。剂量-效应分析及生态暴露评估都从不良生态效应识别开始，剂量-效应分析及生态暴露评估都可以使用确定性和不确定性分析方法。风险表征是对可能产生的每一种暴露和效应进行定性和定量的比较。

生态风险评价可以根据以下3个原则简化复杂的生态系统。

①以生物种群单元为基础计算暴露量，这些单元由水、土壤、大气、沉积物及生物体等环境要素组成。对每个环境要素具体的尺度和性质加以详细分析，根据污染物的释放和作用方式及其理化性质（如可溶性、挥发性KO/C、KO/W等）选择首先接受污染物的环境要素和污染物在单元里的扩散分布情况，然后计算每个环境要素中的环境浓度预测值（PEC）和持续时间。

②根据已有资料评估可能效应，选择几种生物作为关键性评价终点进行毒性数据分析，在代表其中一种环境要素的介质（如使污染物质与土壤、水或食物等混合）中进行毒性试验。

③最后，对每一环境要素进行风险表征。其中简单的方式是把特定环境要素的PEC值与相关的生物体的毒性数据相比较。

需要指出的是，食物链途径是陆生生物暴露污染物的主要途径，然而与水和土壤暴露不同，很难估算食物中的PEC值，因为甚至假设为最严重的情况下，每一次评估都要求被评价的生物体处于取食被污染食物的高风险条件下。

生态风险评价的方法之一是根据环境要素和受体的相互关系建立一个整体的概念性模型，每一种受体可以同时通过几种途径暴露于污染物，每一种暴露途径之间的相关性与污染物在环境中的释放方式及环境行为有关，而污染物的环境行为与其内在性质有关。评价污染土壤生态系统的一般模型如图3-7所示，上面一行表示暴露，下面一行表示受体，通过食物链的暴露也包含在其中。

北美是最早开始将风险评价应用于污染土地研究的国家。在美国超级基金项目里，风险评价是一个重要的政策工具，用于决定污染土地可能带给当地居民健康危害的风险；以风险评价为基础探讨修复技术的筛选以及污染土地修复（整治）目标；荷兰、澳大利亚等国逐步建立了环境风险评价和健康风险评价准则，并逐步应用在受污染土地评估、治理和修复的过程中；英国则在原环保法（1990年）中增订了环境法第57条ⅡA部分，将风险评估的管理思想融入了受污染土壤的评估与管理中（Michael，2002）。澳大利亚提出的风险评价草案，主要针对土壤污染的范围制定了“健康与环境监测标准”，简称HILs和EILs。HILs用于保护在污染区或附近居民的日常生活健康，主要考虑污染物的生物有效性、日承受摄入量和背景值等。EILs用于防止污染物的潜在不利因素对生态系统的影响。瑞典EPA则指出污染点位的风险评价不仅要考虑污染物的基本性质，还要考虑其浓度水平。

3.2.2　土壤污染的生态风险评价及管理

3.2.2.1　概述

所谓生态风险评价，根据美国环保署的定义，是对因暴露于单一或多个污染因子而可能出现或已经出现的有害生态影响的可能性进行评估的过程。生态风险评估涉及多个学科领域，如环境毒理学、生态学、环境化学，以及其他科学领域和数学等。生态影响可以通过对生物组成系统的一个或多个层级在结构和功能方面的改变进行定性或定量的评价。近年来，国外一些机构出于管理等方面的需要，制定和开发了污染土壤生态风险和影响评价的相关标准、方法和评价模型，本节以目前国外一些权威机构推出，并得到广泛认可的相关标准、方法和模型做简要介绍。

目前，被国际上普遍认可的污染土壤生态风险评估标准主要有4个：一是美国环保署制定的生态土壤筛选值；二是美国能源部橡树岭实验室制定的土壤生态受体毒性基准；三是美国俄勒冈州生态风险评估筛选值；四是荷兰土壤环境标准（干预值）。

（1）美国环保署制定的生态土壤筛选值（Eco-SSLs）

美国环保署在2000年发布了生态土壤筛选值。按照美国环保署的定义，所谓生态土壤筛选值就是保护那些与土壤接触或以生活在土壤中及土壤之上的生物为食物的生物受体的土壤污染物浓度值。目前公布的生态土壤筛选值，包括4个生物受体：植物、土壤无脊椎动物、鸟类和哺乳类野生动物。在美国环保署最初的计划中，生物受体还包括两栖及爬行类动物，共6个生物受体，但因为两栖及爬行类动物的基础数据资料不足而无法得出其生态土壤筛选值。表3-7列出美国环保署在2000年发布的生态土壤筛选值。

（2）美国能源部橡树岭实验室（ORNL）制定的土壤生态受体毒性基准

近年来，美国能源部橡树岭实验室就污染土壤的评估等相关问题做了大量基础性工作，得到了国际学术界的普遍认可。表3-8将其制定的土壤生态受体毒性基准列出。

（3）美国俄勒冈州生态风险评估筛选值

美国俄勒冈州发布的生态风险评估筛选值，共包括200多种污染物，是目前涉及污染物种类最多的生态风险评估标准，一些不太常见的稀有金属和有机物也包括其中。表3-9列出该标准中部分污染物的生态风险评估筛选值。

（4）荷兰土壤环境标准（干预值）

荷兰土壤环境标准由目标值和干预值两部分组成，目标值其实就是荷兰土壤的背景值，而干预值是需采取修复等干预行动的标准。荷兰在制定干预值时的要求是干预值能保护与土壤相关的50％的物种和50％的生物过程。所以荷兰土壤环境标准中的干预值被认为可用于污染土壤生态风险评估。表3-10列出荷兰土壤环境标准中的部分干预值。

生态风险评估包括3个主要阶段，即问题的提出、问题分析和风险描述。在问题提出阶段，需选择评估终点并对最终目标做出评价，制定概念模型和分析计划；在分析阶段，需评估对污染因子的暴露，以及污染水平和生态影响之间的关系；第三阶段，需通过对污染暴露和污染-响应情况的综合评估来估计风险，通过讨论一系列证据来描述风险，确定生态危害性，然后编写生态风险评估报告。分析问题阶段包括两个内容，暴露水平描述和生态影响描述，暴露水平描述揭示了污染物的来源及其在环境中的分布和它们与生物受体的联系。美国环保署对污染土壤的生态风险评估过程，提出了一个八步法过程，其主要步骤及内容包括提出问题和生态影响评估、暴露估计和风险计算、基础风险评估问题的提出、研究设计和数据质量目标过程、采样计划的现场验证、现场调查和分析、风险表征、风险管理。

3.2.2.2　不良生态效应识别

不良生态效应的识别是污染土壤生态风险评价的第一步，是对人类活动产生的生态效应提出假设及进行评估的过程，是生态风险评价的基础。这一步工作的主要目的是结合所有理论上的可能性对污染土壤确定潜在的暴露终点及关键暴露途径，识别的主要对象如表3-11所示，其内容包括以下3个方面。

（1）评价终点的选择

评价终点的选择基于对土壤中潜在污染物的生态相关性和生态敏感性的了解，并且与生态风险的管理目标有关。相关的生态评价终点能够反映该污染土壤生态系统的重要特征，与其他终点在功能上具有相关性，并且这些终点可以在任何生态系统水平上得以明确（如个体、种群、群落、生态系统及景观等）。其内容包括生态系统有关资料收集如地理位置、地形地貌、水文、气象、土壤类型、地质及土壤母质、水、矿产、植被覆盖等资源分布及开发利用情况、环境质量状况、人群分布、社会经济等方面的内容。污染物行为模式分析：包括来源、种类、数量、主要污染物半衰期、排放方式、去向、排放强度等。生态系统敏感性分析：包括对生态系统中生物的死亡率和不良生殖效应的分析。综合分析：对上述调查和分析的资料进行综合，找出可以作为评价终点的符合必要的科学要求的生态函数，并对这些函数进行现场调查，以确定其作为潜在评价终点的有效性。

（2）概念性模型的建立

概念性模型是有关生态实体与污染物之间相关性的书面描述和报告，所描述的内容包括一次、二次、三次暴露途径及其生态效应与受体。概念性模型的复杂程度取决于土壤中污染物种类及数量、评价终点的数目、生态效应的性质及生态系统的特征等方面。概念性模型为将来风险评价工作提供参考和方法。

（3）分析计划的制订

分析计划的制订是不良生态效应识别的最后一步，根据所得到的数据对不良生态效应进行评估，以确定该如何对生态风险进行评价。随着风险评价的独特性及复杂性的增加，分析计划的重要性也随之得到提升。

3.2.2.3　剂量-效应分析

污染物对生物体及整个生态系统影响的确定（即生态毒理学评价），习惯上以剂量-效应关系来表达。剂量-效应关系的利用与不良生态效应评价中所确定的生态风险评价范围和性质有关，剂量的概念较为广泛，可以是暴露的强度、时间和空间等。一般地，化学物质强度（如浓度）比较常用，暴露时间在化学污染物的剂量-效应关系中也常用，而暴露的空间尺度通常用在物理性污染的情况下。

实验数据组成剂量-效应曲线可以用来表达剂量-效应关系，剂量-效应曲线形状有利于在评估风险时识别效应的存在。典型的剂量-效应关系如图3-8所示，其效应变量由死亡率表示，用LC50的污染物剂量来表示污染物的毒性强度。如果总效应由多个不同的效应变量组成，那么需要进行多元分析。

在复合污染的情况下，首先逐个建立剂量-效应关系，然后再进行综合。剂量-效应分析是对有害因子暴露水平与暴露生物种群中不良生态效应发生率之间关系进行定量估算的过程，是生态风险评估的定量依据。剂量-效应分析是根据不良生态效应识别确定的主要有害物质、受体及有关的评价终点，研究在不同的剂量水平下，受体呈现的危害效应。实验室分析剂量-效应关系比较简要，其内容有：①试验方案设计，即根据确定的指标体系设计试验方案，试验内容可能是剂量-效应、浓度-效应、效应-时间的关系等，也可能是非生物的其他影响等；②试验方案实施，即按照设计方案进行试验；③结果分析，即对试验结果进行分析，根据试验数据选择适当的统计模型，根据模型提出某种可接受的生态效应相应的有害物质的剂量或浓度阈值，如LC50、LD50等，或提供剂量-效应、浓度-效应、时间-剂量-效应，时间-浓度-效应等相应关系；④外推分析，即把实验室分析建立的关系外推到自然环境或生态系统中去，或由一类终点的分析结果外推到另一类终点，例如用生物个体的毒性试验结果，外推到种群大小的变化等。在污染土壤中污染物与生物的剂量-效应分析包括下面3个方面。

（1）资料调研

调查、收集与所研究内容有关的剂量-效应方面的资料，了解是否有现成的可利用的资料或数据。

（2）根据模型计算

由于缺乏数据，通常使用的模型有多阶段模型（multistage）、多击模型（multi-hit）和威尔布（Weibull）模型等，其中单击（one-hit）模型由于比较简单而在生态风险评价中广泛被使用。该模型的表达式为：

P（c）=1-eβc　　（3-1）

式中，P（c）为土壤中c水平污染物对生物产生的效应；β是模型参数。例如，应用方程（3-1）评价稻田养蟹生态系统中镍和铬与评价终点幼鱼和蟹卵的剂量-效应关系，设P（c）为评价终点的死亡率，c为两种污染物的浓度。根据表3-12所示，LC50相对应的死亡率为50％，如果镍对甲壳类幼体的LC50为4.4mg/L，那么P（c）=0.5，c=4.4mg/L，根据式（3-1），可求得β值为0.158mg/L。镍和铬与幼鱼和蟹卵的剂量-效应关系的β值如表3-12所示。

（3）外推分析

根据同类有害物质已有的试验资料和已经建立的外推关系进行分析，例如结构-活性关系外推，不再进行分析试验，或根据模型计算结果直接得出结论。

3.2.2.4　生态暴露评估

生态暴露评估是描述土壤中污染物与终点的潜在和实际的接触，以暴露方式、生态系统及终点特征为基础，分析污染源、污染物分布以及污染物与终点的接触模式。生态效应分析可以分为物种组、生物种群、生物群落及生态系统的生态效应分析，具体内容及分析方法见表3-13。低水平试验通常涉及单一明确的暴露途径（水、食物）或不同的途径，但发生在同一个环境要素（土壤或沉积物）中，较高级的试验尤其是中试和田间试验，如恰当设计可以覆盖所有潜在的对生物受体的暴露途径。对通过食物链暴露的生物群体做暴露分析时，需要计算污染物的生物富集量，生物富集量的计算公式如下：

BFAC=aF/kd　　（3-2）

式中，BFAC为生物食物富集因子；a为吸收率；F为不消化率；kd为排泄率。式（3-2）也可以预测生物放大作用。

生态暴露评估包括两方面的内容：

①分析土壤环境存在的有害化学物质的迁移转化过程，以及污染源是否继续存在以及是否作为污染源对其他环境产生次生污染；

②污染土壤对受体的暴露途径、暴露方式和暴露量的计算。生态暴露评估的主要工作包括土壤污染源分析、污染物在时间和空间上的强度和分布的分析及暴露途径分析等。

土壤污染源分析是生态暴露评估首要的也是最重要的组成部分，污染源可以分为两类：一类是产生污染物的地点；另一类为当前受污染的土壤或地区。在暴露评估时首先要对土壤环境中某一污染物的背景值进行分析，这样才能评估某一污染源产生的效应。对于具有污染源的地区和第一时间接触污染物的土壤环境介质也需要特别注意。在土壤污染源分析时，要注意是否该污染源同时排放其他能影响主要土壤污染物转移、转化或生物可利用性的物质。例如，在一个以煤为燃料的饲料厂，饲料中氯化物的存在影响着土壤汞是否以二价或单价的形式挥发释放。

生态暴露评估的第2项工作是分析污染物在土壤环境中的时间和空间分布，通过分析污染源的污染途径，以及二次污染的形成和分布来达到以上目标。化学污染物在土壤环境中的分布与其在不同介质中的分配有关，污染物的物理学分布与其颗粒大小有关，对于污染物的生物学效应，其存活及繁殖等因素也需要考虑。生态系统特征影响着所有类型污染物的转移，因此明确生态系统的特征十分重要，利用专业性判断对当前生态系统和原始生态系统特征进行比较。分析污染物在土壤环境中的分布通常使用监测技术、模型计算或两者的结合，模型在定量分析土壤污染源和污染物的关系上十分重要。这项工作内容包括污染物的土壤环境过程分析：

①分析污染物在土壤环境介质之间分配的机制，在土壤中迁移的路线与方式，伴随迁移发生的转化作用，了解化学物质在土壤环境中迁移、转化和归宿的主要过程和机制；

②模型建立，即选择建立模拟土壤污染物环境转归过程的数学模型或其他物理模型；

③参数估算，即确定模型参数的种类，确定参数估算方法，包括经验公式法、野外现场试验法、实验室试验法和系统分析法等，进行参数估算；

④计算方法确定，即根据所确定的数学模型，研究模型方程的计算方法，一般可借助计算机进行计算；

⑤模型校验，即对模型进行调试，选择独立于模型参数估算使用过的资料和其他实例资料对模型进行验证，如计算结果与实测值相差甚远，则对模型进行修正，或对模型参数进行调整，直到满意为止；

⑥转归分析，即利用计算机数学模型和有关资料，分析土壤污染物的环境转归过程和时空分布结果。

生态暴露评估的第3项工作是分析污染物与受体间的接触。对于土壤污染物，接触被定量为通过化学物质的取食摄入、呼吸吸入或皮肤直接接触的量，有些污染物的接触必须要有体内吸收，在这种情况下，吸收量被认为是在体内某个器官所吸收的污染物的量。这项工作内容有：

①暴露途径分析，分析有害物质与受体接触和进入受体的途径，如土壤、地下水和食物等；

②暴露方式分析，分析可能的暴露方式，如呼吸吸入、皮肤接触、经口摄入等；

③暴露量计算，确定暴露量计算方法，计算暴露量，有时根据需要，不但要计算进入受体的有害物质的数量，而且要计算被受体吸收并发生作用的那部分污染物质的数量。

3.2.2.5　风险表征的一般方法

风险表征是污染土壤生态风险评价的最后一步，是不良生态效应识别、剂量-效应分析及生态暴露评估这3项评价结果的综合分析，风险表征的目的是通过阐述土壤污染物与污染生态效应之间的关系得出结论，评估土壤污染物对目标生态终点产生的危害。风险表征是指风险评价者利用剂量-效应分析及生态暴露分析的结果，对土壤有毒物质的生态效应包括生态评价终点的组成部分是否存在不利影响（危害），或某种不利影响（危害）出现可能性大小的判断和表达并且指出风险评价中的不确定因素及涉及的假设条件。风险表征的结论可以给污染土壤的生态风险管理提供必要的信息。

风险表征的内容有确定性分析和可能性分析。确定性生态评价是指把所有参数当成常量，并且大多数参数的值通过估计其平均值、最大及最小值来确定。但是，土壤中污染物的行为及生态系统的组成具有高度的可变性，污染物的转化和转移以及对生物的剂量-效应关系的不确定性和可变性使不确定性分析在生态风险评价中十分重要。不确定性与缺乏相关的知识有关，但是可变性往往与时间和空间的异质性相关。因此，可能性分析对于检查和解释与参数估计相关的不确定性的程度十分重要。在不确定性分析中通常使用Monte Carlos模拟法（MCS）。MCS模拟法是指通过试验利用已知的或假定的随机参数值的分布，来模拟真实情况。在MCS模拟法中，首先需要设计出一套与参数的预先确定的可能性密度功能相一致的随机数据，对于每一个模拟试验，利用输入参数的大约值计算出执行功能。

在计算过程中，导致不确定性的来源有两类：暴露的特征和效应的特征。如果利用化学物质的长期转化模型计算出的化学污染物暴露浓度来描述稻田生态系统中幼鱼和甲壳类幼体的污染物暴露，那么在计算浓度时就应该在长期转化模型中增加不确定因素的估计。由于有关暴露浓度范围的信息较少，该研究假定浓度统一分布在最大浓度与最小浓度之间，而许多研究证明在缺乏相关领域信息的情况下，这种假定是合理的。第2类特定生态效应特征产生的不确定性以及特殊暴露浓度及接触模式产生的不确定生态效应，在评价镍和铬对幼鱼和甲壳类幼体的风险评价研究中，对LC50的变异就需要做不确定性估计，事实上LC50的变化范围可达几个数量级，但是可以假定其平均值为长期的正常的分布。例如，假定决定标准差的变异系数为0.5，利用MCS模拟法进行了25000个模拟试验，结果如表3-12所示，根据试验结果，甲壳类幼体暴露于镍和铬的风险评价分布分别如表3-12所列。研究表明，可能性分析有助于更好地了解风险评价，它提供了可能性的风险范围。可能性分析还有助于详细了解与风险评价有关的不确定性，并且有助于增加风险评价的可信度。但是需要指出的是，在可能性分析中存在许多假设条件和简化过程，因此它并不代表真实情况，因此不确定性分析应该与确定性分析结合起来。

除了确定性和不确定性分析外，风险表征的内容还包括：a.确定表征方法，即根据评价项目的性质和目的及要求，确定风险表征的方法，定量的还是定性的，哪种定量的或定性的方法等；b.综合分析，主要比较暴露与剂量-效应、浓度-效应关系，分析暴露量相应的生态效应，即风险的大小；c.风险评价结果描述，即对评价结果进行文字、图表或其他类型的陈述，对需要说明的问题加以描述。风险表征的表达方法有多种多样，一般随所评价的对象、评价的目标和评价的性质而有所不同。

风险表征的方法主要有两类：一类是定性风险表征；一类是定量风险表征。定性风险表征要回答的问题是有无不可接受的风险，以及风险属于什么性质。定量风险表征，不但要说明有无不可接受的风险及风险的性质，而且要从定量角度给出结论。总的来说，定量的风险表征需要大量的暴露评价和危害评价的信息，而且取决于这些信息的量化程度和可靠程度，需要进行大量复杂的计算。

（1）定量风险表征

从原理上讲，定量的风险表征一般要给出不利影响的概率，它是受体暴露于污染土壤环境，造成不利后果的可能性的度量，常常用不利事件出现的后果的数学期望值来估算，风险（R）等于事件出现的概率（P）和事件的后果或严重性（S）的乘积：

R=PS　　（3-3）

在实际评价时，由于研究的对象不同，问题的性质不同，定量的内容和量化的程度不同，表征的方法也有很大的区别，常用的方法有：商值法、连续法、外推误差法、错误树法、层次分析法和系统不确定性分析等。下面介绍其中最普遍、最广泛应用的风险表征方法——商值法。

商值法实际上是一种半定量的风险表征方法，基本做法是把实际监测或由模型估算出的土壤污染物浓度与表征该物质危害的阈值相比较，即

式中，EEC为土壤中有害物质暴露浓度；TOXh为有害物质毒性参数或造成危害的临界值；Q为商值或风险表征系数。如果Q<1，为无风险；Q>1，为有风险。因此，它只能回答人们有无风险的存在。

为了保护一特定的受体或未知的受体，往往引进一个安全因子，例如把毒性值如LD50、LC50除以一个安全系数，作为风险表征的参考标准，即

式中，SF为安全因子。有的学者在一般商值法的基础上，根据Q值大小反映风险表征由“有无风险”进一步分为“无风险”、“有潜在风险”、“有可能有风险”，即Q<0.1，无风险；0.1≤Q≤10，潜在风险；Q>10，有可能有风险。

（2）定性的风险表征

在一些情况下，风险只是进行定性地描述，用“高”、“中等”、“低”等描述性语言表达，说明有无不可接受的风险，或说明风险可不可以接受等。

①专家判断法　专家判断法常常用于进行定性的风险表征。具体做法是找一些不同行业、不同层次的专家对所讨论的问题从不同的角度进行分析，做出风险高低或有无不可接受的风险等的判断，然后把这些判断进行综合，做出相应的结论；另一种做法是把所讨论的问题按专业、学科分解成一系列专门问题，分别咨询有关专家，然后综合所有专家的判断，做出最后的评价。

②风险分级法　风险分级法是欧洲共同体（EEC）提出的关于有毒有害物质生态风险评价的表征方法。在制定分级标准时，考虑了有害物质（如农药）在土壤中的残留性，在水和作物中的最高允许浓度，对土壤中微生物以及植物和动物的毒性、蓄积性等因素，依据该标准，对污染物引起的潜在生态风险进行比较完整的、直观的评价。

③敏感环境距离法　敏感环境距离法是美国国家环境保护局推荐的一种生态风险评价定性表征方法。这种方法最适宜于风险评价的初步分析。所谓“敏感环境”主要指有生态危机的唯一的或脆弱的环境，或是有特别文化意义的环境，或是重要的、需要保护的装置附近的环境。在这种情况下，一种污染源的风险度可以用受体与“敏感环境”之间的空间距离关系来定性地评价，对环境的潜在影响或风险度随与敏感环境的距离的减少而增加。

④比较评价法　比较评价法是美国国家环境保护局提出的一种定性的生态风险表征方法，目的是比较一系列有环境问题的风险相对大小，由专家完成判断，最后给出总的排序结论。

3.2.2.6　生态风险管理

生态风险管理是指根据污染土壤的生态风险评价的结果，按照恰当的法规条例，选用有效的控制技术，进行削减风险的费用和效益分析，确定可接受风险度和可接受的损害水平；并进行政策分析及考虑社会、经济和政治因素，决定适当的管理措施并付诸实施，以降低或消除该风险度，保护生态系统的安全。生态风险管理的任务是通过各种手段（包括法律、行政等手段）控制或消除进入土壤中的有害因素，将这些因素导致的生态风险减小到目前公认的可接受水平。生态风险管理的具体目标，是做出相应的管理决策。生态风险管理是一种社会性行为，所做出的管理决策涉及各种社会资源的分配并且必须使之在社会环境中得到实施。

生态风险评价为生态风险管理服务，它的4个主要步骤均与生态风险管理紧密联系。生态风险评价是对污染土壤中有害因素进行管理的重要依据。生态风险评价与管理的关系如图3-9所示。

生态风险管理应包括以下几方面内容：a.制订土壤有毒物质的环境管理条例和标准；b.提高土壤污染风险评价的质量，强化土壤环境管理；c.加强对土壤污染源的控制，包括了解污染源的存在分布与现时状态、污染源控制管理计划、潜在风险预报、风险控制人员的培训与配备；d.风险的应急管理及其恢复技术。

生态风险管理中的一系列决策过程是潜在风险与下列各因素之间取得的平衡：a.社会期望；b.控制和减轻生态风险的技术上可能性；c.建设者所付出的代价；d.采用危险性较小的替代方案的可行性；e.有关政策、法规的弹性和周旋余地。

生态风险管理的方法包括以下4个方面。

（1）政府的职责和方法

风险管理是建立在风险评价的基础上。风险管理是政府的职责，是实施预防性政策的基础性工作。风险分析和评价为风险管理在两个主要方面创造了条件：a.告诉决策者应如何计算风险，并将可能的代价和减小风险的效益在制定政策时考虑进去，与此相关联的是确定“可接受风险”；b.使社会公众接受风险。

（2）建设单位的职责和方法

在政府环保和有关职能部门的监督指导下，建设和运行单位应承担风险管理的职责，包括：a.拟定风险管理计划和方法，内容涉及操作对象、计划目标、管理方法；b.拟定并具体落实防范措施。

（3）加强防范措施

强化关于风险分析、评价和管理的科研。最根本的生态风险管理措施是将风险管理与全局管理相结合，实现生态系统“整体安全”。

3.2.2.7　污染土壤生态风险评估的相关模型

与污染土壤生态风险评估相关的模型，数量和形式都比较多，很多机构乃至个人从不同的角度出发，推出了各种评估模型。但目前国际上在污染土壤风险评估中被广泛认可和接受的主要有以下几个。

（1）土壤-有机污染物变化及迁移暴露模型（Emsoft模型）

该模型由美国国家环境评价中心开发，主要适用于挥发性有机污染物对土壤的污染，可用于：a.确定土壤中污染物在给定时间内的残留量（土壤初始浓度已知）；b.量化污染物进入大气的质量流（转移速率）随时间的变化；c.通过将质量流值输入到大气扩散模型中计算出空气中污染物浓度。也可以用来计算在某时段指定土壤深度的化学污染物平均浓度。

该模型的主要理论基础为以下方程：

式中，CT为每单位体积土壤的溶质质量；Js为单位时间内每单位土壤面积的溶质质量流；μ为降解速率；t为时间，z为土壤深度。

上式中的Js可以用以下方程式表示：

式中，DG为土壤-气体扩散系数；DL为土壤-液体扩散系数；CG为污染物在气相中的浓度；CL为污染物在液相中的浓度；JW为水通量。

（2）农药根区模型（PRZM3模型）

该模型由美国环保署下属的暴露评价模拟中心开发，从1992年发布第一版至2006年发布第八版，其间对模型作了不断地补充、修改和完善。它包含两个模型，即PRZM和VADOFT。PRZM为一维有限差分模型，它主要模拟农药在作物根区和土壤表层以下非饱和区的变化。该模型可以同时模拟多个农药以及农药与其降解产物的关系，估计农药在各种介质中的浓度和通量以用于暴露评价。PRZM可模拟土壤温度、农药挥发、土壤中气相农药的传输以及模拟灌溉、微生物转化和进行特定算法以消除数值弥散。而VADOFT模型全称为“渗流区流动和迁移模型”，该模型为一维有限元程序，用于解非饱和区流动的理查德方程。使用时通过压力、水含量、水力传导性等参数间的关系来解流动方程。VADOFT模型可模拟两个农药母体和两个降解产物的变化。PRZM模型模拟的过程包括以下8个：污染物在土壤中的迁移、水的流动、化学品的施加、叶面冲失、溶于径流中的化学品、土壤侵蚀、灌溉和氮过程。

以上8个过程都分别有自己的数学模型，如污染物在土壤中的迁移可以用以下方程表示：

式中，A为土柱断面面积，cm2；Δz为层深度；CW为农药的溶解浓度，g/cm3；Cs为农药的吸附浓度，g/g；Cg为农药的气相浓度，g/cm3；θ为土壤体积水含量，cm3/cm3；a为土壤体积空气含量，cm3/cm3；ρs为土壤密度，g/cm3；t为时间，日；JD为溶解相分散和扩散度，g/d；JV为溶解相对流度，g/d；JGD为蒸气相分散和扩散度，g/d；JDW为溶解相降解的质量损失，g/d；JDG为蒸气相降解的质量损失，g/d；JU为溶解相被植物吸收的质量损失，g/d；JQR为流失的质量损失，g/d；JAPP为农药沉降在土壤表面的质量增加，g/d；JFOF为植物冲洗到土壤引起的质量增加，g/d；JDS为吸附化学品降解引起的质量损失，g/d；JER为沉积物溶解引起的质量损失，g/d；JTRN为母体/字体转换引起的质量损失或者增加，g/d。

VADOFD模型可对土壤含水层溶解污染物的流动和迁移进行一维模拟。它可以独立运行，也可与PRZM模型合并运行。VADOFD模型主要包括两个理论方程，即流动方程和迁移方程。

式中，φ为压头；K为饱和导水率；kW为相对渗透率；z为下游纵坐标；t为时间；η为有效储水能力。

（3）土壤模型（Soilmodel模型）

土壤模型由设在加拿大特伦特大学的加拿大环境模拟及化学中心开发，该模型可对在表土层施加的农药的反应、降解和渗透的相对潜势给出一个很简单评估。农药在单层土壤内的空气、水、有机质和矿物质间的化学分配是以物化参数为函数进行计算的。作物的根部是作为土壤的一部分，并假定与土壤的其他相处于平衡状态，该模型可对农药在土壤中的挥发、渗透及降解速率给出估值，这些速率然后用来估算农药在这些过程中损失的半衰期，以及农药总的半衰期，该模型本质上并非是动态的，它提出的稳态条件、通量可推断出与这些损失过程相关的大致时间。

（4）土壤迁移及变化数据库和模型管理系统（STF模型）

土壤迁移及变化数据库和模型管理系统是由美国环保署开发的，它可提供土壤环境中有机和无机化学品行为的定性和定量的有关信息。STF模型包括3个主要组成部分：STF数据库、渗流区互动过程（VIP）和监管调查处理区（RITZ）模型及RITZ和VIP编辑器。该数据库包括约400种化学品，这些化学品通过其化学名称和化学文摘号（CAS）识别。该模型的计算机工具可选择环境中某种化学品的数据，然后可模拟该化学品在指定环境条件下的变化和迁移。软件系统由3个部分组成：STF2.0（土壤变化和迁移数据库），它提供化学品的在土壤环境中的行为信息作为输入数据，例如降解速率和分配系数；RITZ（监管调查处理区）和VIP3.0模型，RITZ模拟在油类废物污染的土地处理过程中有害化学品的变化和迁移，VIP使用6个不同的输出方案评估数据；RITZ和VIP模型编辑器，它直接与STF2.0接口，并帮助生成输入文件以用于RITZ和VIP模型。

（5）农药径流对地表水的污染模型（SoilFug模型）

该模型仍由设在加拿大特伦特大学的加拿大环境模拟及化学中心开发，该模型可用来评估施加在表层土壤农药的降解、反应和渗透的潜势。该模型包括化学品和土壤类型的数据库，用户可以很容易地定义新的化学品和土壤，输出可以是表或图表。

（6）多介质污染物变化、迁移和暴露模型（MMSOILS模型）

该模型由美国环保署下属的国家暴露研究实验室的暴露评价模拟中心开发，1997年发布，可用于评估与污染排放有关的人体暴露和健康风险。多介质模型可确定化学品在地下水、地表水、大气和土壤侵蚀过程中的传输和食物链中的累积。模型中考虑的人类暴露途径包括：摄取土壤、吸入含挥发物和颗粒物的空气、皮肤接触、饮水、鱼类消费、消费生长于受污染土壤的植物和食用受污染的牧场上放牧的动物。该方法既可评估人体对单一介质的暴露，又可评估人体的多介质暴露，与总暴露剂量相关的风险用具体化学品毒性数据进行了计算。在将该方法作为筛选工具时，重要的一点是结果应在适当的框架内解释。暴露评估工具可用于不同污染场地的筛选、比较、修复和危险性评估。该方法还可用于指定场地的健康风险评估。由于风险评估的不确定性可能会很大（取决于场地的特点和可用的数据），MMSOILS模型可通过蒙特卡罗分析来处理这些不确定性。

3.2.3　土壤污染的健康风险评价

3.2.3.1　概述

土壤风险评估是指在土壤环境调查的基础上，分析污染场地土壤和地下水中污染物对人群的主要暴露途径，评估污染物对人体健康的致癌风险或危害水平。健康风险评价是美国国家工程学院和国家科学院于1972年首先提出的，以危害识别、暴露评估、毒性评估及风险表征4个方面进行健康风险评价。随着我国经济的发展和城镇建设速度的加快，场地性质的变更越来越频繁。许多工业企业陆续搬出城区，原有的工业用地被逐步开发为住宅用地或公建用地。工业企业遗留的污染场地可对后续用地的土壤、地下水等造成一定影响，并可能危害到居民的健康，因此开展污染场地健康风险评价是至关重要的。

污染场地的健康风险评价是一项多科学交叉的复杂的系统工程，不仅需要调查污染场地土壤、空气、水体等介质的污染状况和污染物种类，还需要分析污染物迁移途径和转化机制以及暴露人群结构和分布情况，并利用毒理学研究成果，以数学、统计学等工具估算人体健康的危害概率和可能程度，在充分保护人体健康的原则下，选择切合实际的污染防治措施并开展污染治理。

在暴露评估和毒性评估的基础上，采用风险评估模型计算土壤和地下水中单一污染物经单一途径的致癌风险和危害商，计算单一污染物的总致癌风险和危害指数，进行不确定性分析。图3-10为健康风险评估程序图。

3.2.3.2　健康危害判定

危害识别是进行人类风险评价的基础，目的是鉴别污染场地中主要的危害物质及危害范围，收集场地环境调查阶段获得的相关资料和数据，掌握场地土壤和地下水中关注污染物的浓度分布，明确规划土地利用方式，分析可能的敏感受体，如儿童、成人、地下水体等。收集相关资料获得以下信息：

①较为详尽的场地相关资料及历史信息，主要包括场地利用信息、场地利用变更信息、场地周围可能存在污染的信息；

②场地土壤和地下水等样品中污染物的浓度数据；

③场地土壤的理化性质分析数据；

④场地（所在地）气候、水文、地质特征信息和数据；

⑤场地及周边地块土地利用方式、敏感人群及建筑物等相关信息。

确定关注污染物，根据场地环境调查和监测结果，将对人群等敏感受体具有潜在风险需要进行风险评估的污染物，确定为关注污染物。

3.2.3.3　剂量-健康危害分析

毒性评估在危害识别的基础上，分析关注污染物对人体健康的危害效应，包括致癌效应和非致癌效应，确定与关注污染物相关的参数，包括参考剂量、参考浓度、致癌斜率因子和呼吸吸入单位致癌因子等。分析污染物经不同途径对人体健康的危害效应，包括致癌效应、非致癌效应、污染物对人体健康的危害机理和剂量-效应关系等。

（1）确定污染物相关参数

致癌效应毒性参数包括呼吸吸入单位致癌因子（IUR）、呼吸吸入致癌斜率因子（SFi）、经口摄入致癌斜率因子（SFo）和皮肤接触致癌斜率因子（SFd）。非致癌效应毒性参数包括呼吸吸入参考浓度（RfC）、呼吸吸入参考剂量（RfDi）、经口摄入参考剂量（RfDo）和呼吸吸入参考剂量（RfDi）。部分污染物的非致癌效应毒性参数推荐值见表3-14。

风险评估所需的污染物理化性质参数包括无量纲亨利常数（H'）、空气中扩散系数（Da）、水中扩散系数（Dw）、土壤-有机碳分配系数（Koc）、水中溶解度（S），见表3-15。

（2）污染物毒性评估模型

根据污染物对人体的致癌和非致癌毒性，毒性评估分为致癌和非致癌毒性评估。一般认为污染物的非致癌毒性存在阈值，即低于某一剂量，不会产生可观察到的不良反应。非致癌毒性评估即为如何估计化学物质的致癌阈值，并根据阈值确定计算非致癌风险的标准建议值即参考值（RfV）。

呼吸吸入致癌斜率因子和参考剂量外推模型，呼吸吸入致癌斜率因子（SFi）和呼吸吸入参考剂量（RfDi），分别采用下列公式计算

式中，SFi为呼吸吸入致癌斜率因子，kg体重·d/mg污染物；RfDi为呼吸吸入参考剂量，mg污染物/（kg体重·d）；IUR为呼吸吸入单位致癌因子，m3/mg；RfC为呼吸吸入参考浓度，mg/m3。

3.2.3.4　暴露评估

暴露评估指在危害识别的基础上，分析场地内关注污染物迁移和危害敏感受体的可能性，确定暴露的人群和暴露浓度，根据收集的暴露参数估算人群污染物的摄入量。

土壤和地下水污染物的主要暴露途径和暴露评估模型，确定评估模型参数取值，计算敏感人群对土壤和地下水中污染物的暴露量。

污染场地暴露评估，暴露是指人体和化学物品或化学制剂的接触。对于暴露评估，需要确定人类暴露程度和频率，暴露案例是具有高端风险还是集中趋势，另外暴露人群是否具有不确定性。污染场地暴露评估是在污染场地初步识别的基础上，对人群暴露于环境介质中的强度、频率、时间进行测量、估算或预测的过程。暴露评估是进行污染场地风险评价和风险管理的定量依据。暴露评估基本内容为通过分析暴露情景，根据暴露浓度、潜在的暴露人群和暴露程度确定各暴露途径的污染物摄入量，在进行暴露评价时应对接触人群的数量、性别、年龄分布、居住地域分布、活动状况、人群的接触方式（一种或多种）、接触量、接触时间和接触频度等情况进行描述。

（1）分析暴露情景

暴露情景是指特定土地利用方式下，场地污染物经由不同暴露路径迁移和到达受体人群的情况。土壤利用类型不同则暴露人群和暴露方式不同。一般来说，土壤利用类型可以有两个主要方向：敏感用地（住宅为代表）、非敏感用地（工业用地为代表）。敏感用地方式下，儿童和成人均可能会长时间暴露于场地污染而产生健康危害。考虑人群的终生暴露危害，一般根据儿童期和成人期的暴露来评估污染物的终生致癌风险。对于非致癌效应，儿童体重较轻、暴露量较高，一般根据儿童期暴露来评估污染物的非致癌危害效应。致癌风险（carci-nogenic risk）指人群暴露于致癌效应污染物，诱发致癌性疾病或损伤的概率。在城市土地置换过程中大多数污染场地是原有工业企业关闭或搬迁所产生的。在不确定土地利用类型时，以居住用地代替。因此暴露人群可能是职业工人或居民。

暴露途径是污染物通过某种方式从污染源到人体的路线。人体摄入土壤污染物的途径主要包括6条：包括经口摄入土壤、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、吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物。

（2）污染物摄入量

不同的土壤利用类型、不同的暴露人群和不同的暴露途径，会导致污染物的摄入量不同。假设某一污染场地未来可能规划为居住用地（敏感用地），则暴露人群为居民。土壤中污染物暴露途径可以考虑从上述6条途径，各种暴露途径下的污染物的摄入量可以根据下列公式计算。

①敏感用地经口摄入量　对于单一污染物的致癌效应，考虑人群在儿童期和成人期暴露的终生危害，经口摄入土壤途径的土壤暴露量采用以下公式计算：

式中，OISERca为经口摄入土壤暴露量（致癌效应），kg土壤/（kg体重·d）；OSIRc为儿童每日摄入土壤量，mg/d；OSIRa为成人每日摄入土壤量，mg/d；EDc为儿童暴露期，a；EDa为成人暴露期，a；EFc为儿童暴露频率，d/a；EFa为成人暴露频率，d/a；BWc为儿童体重，kg；BWa为成人体重，kg；ABSo为经口摄入吸收效率因子，无量纲；ATca为致癌效应平均时间，d。

对于单一污染物的非致癌效应，考虑人群在儿童期暴露受到的危害，经口摄入土壤途径的土壤暴露量采用以下公式计算：

式中，OISERnc为经口摄入土壤暴露量（非致癌效应），kg土壤/（kg体重·d）；ATnc为非致癌效应平均时间，d。

一般根据场地人群实际暴露情况确定暴露期和暴露频率，居住区居民暴露期可根据实际情况确定。工业区作业人员的暴露时间则要根据工厂的作息制度进行评估，商业区和娱乐区人群流动性很大，应选择常住人口为重点评价对象。

②非敏感用地经口摄入量　对于单一污染物的致癌效应，考虑人群在成人期暴露的终生危害，经口摄入土壤途径对应的土壤暴露量采用下列公式计算：

对于单一污染物的非致癌效应，考虑人群在成人期的暴露危害，经口摄入土壤途径对应的土壤暴露量采用下列公式计算：

风险评估模型部分参数及推荐值见表3-16。

对于特定用地方式下的主要暴露途径应根据实际情况分析确定，暴露评估模型参数应尽可能根据现场调查获得。场地及周边地区地下水受到污染时，应在风险评估时考虑地下水相关暴露途径。

3.2.3.5　健康风险表征

风险表征在暴露评估和毒性评估的基础上，采用风险评估模型计算土壤和地下水中单一污染物经单一途径的致癌风险和危害商，计算单一污染物的总致癌风险和危害指数，进行不确定性分析。

致癌风险（carcinogenic risk）：人群暴露于致癌效应污染物，诱发致癌性疾病或损伤的概率。

危害商（hazard quotient）：污染物每日摄入剂量与参考剂量的比值，用于表征人体经单一途径暴露于非致癌污染物而受到危害的水平。

风险表征应根据每个采样点样品中关注污染物的检测数据，通过计算污染物的致癌风险和危害商进行风险表征。如某一地块内关注污染物的检测数据呈正态分布，可根据检测数据的平均值、平均值置信区间上限值或最大值计算致癌风险和危害商。风险表征得到的场地污染物的致癌风险和危害商，可作为确定场地污染范围的重要依据。计算得到单一污染物的致癌风险值超过10-6或危害商超过1的采样点，其代表的场地区域应划定为风险不可接受的污染区域。

（1）土壤中单一污染物致癌风险

对于单一污染物，计算经口摄入土壤、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、吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物暴露途径致癌风险的推荐模型。

①经口摄入土壤途径的致癌风险采用下列公式计算：

CRois=OISERca×Csur×SFo　　（3-19）

式中，CRois为经口摄入土壤途径的致癌风险，无量纲；SFo为经口摄入致癌斜率因子，kg体重·d/mg污染物；OISERca为经口摄入土壤暴露量（致癌效应），kg土壤/（kg体重·d）；Csur为表层土壤中污染物浓度，mg/kg。必须根据场地调查获得参数值。

②皮肤接触土壤途径的致癌风险采样下列公式计算：

CRdcs=DCSERca×Csur×SFd　　（3-20）

式中，CRdcs为皮肤接触土壤途径的致癌风险，无量纲；SFd为皮肤接触致癌斜率因子，kg体重·d/mg污染物；Csur为表层土壤中污染物浓度，mg/kg；DCSERca为皮肤接触途径的土壤暴露量（致癌效应），kg土壤/（kg体重·d）。

③吸入土壤颗粒物途径的致癌风险采用下列公式计算：

CPpis=PISERca×Csur×SFi　　（3-21）

式中，CRpis为吸入土壤颗粒物途径的致癌风险，无量纲；SFi为呼吸吸入致癌斜率因子，kg体重·d/mg污染物；PISERca为吸入土壤颗粒物的土壤暴露量（致癌效应），kg土壤/（kg体重·d）。

暴露途径同种污染物累积致癌风险：当某种污染物存在多种暴露途径时，该污染物各暴露途径的联合致癌风险为所有暴露途径的风险值之和。

（2）土壤中单一污染物危害商

对于单一污染物，计算经口摄入土壤、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、吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物暴露途径危害商的推荐模型。

①经口摄入土壤途径的危害商

式中，HQois为经口摄入土壤途径的危害商，无量纲；OISERnc为经口摄入土壤暴露量（非致癌效应），kg土壤/（kg体重·d）；Csur为表层土壤中污染物浓度，mg/kg；RfDo为经口摄入参考剂量，mg污染物/（kg体重·d）；SAF为暴露于土壤的参考剂量分配系数，无量纲。

②皮肤接触土壤途径的危害商

式中，HQdcs为皮肤接触土壤途径的危害商，无量纲；SAF为暴露于土壤的参考剂量分配系数，无量纲；Csur为表层土壤中污染物浓度，mg/kg；RfDd为皮肤接触参考剂量，mg污染物/（kg体重·d）。

③吸入土壤颗粒物途径的危害商

式中，HQpis为吸入土壤颗粒物途径的危害商，无量纲；RfDi为呼吸吸入参考剂量，mg污染物/（kg体重·d）；SAF为暴露于土壤的参考剂量分配系数，无量纲。

暴露途径同种污染物累积危害商：当某种污染物存在多种暴露途径时，该污染物各暴露途径的联合危害商为所有暴露途径的危害商之和。

3.2.3.6　不确定性分析

纵观污染场地健康风险评价的程序，其不确定性可能存在于评价的任何一个阶段，目标污染物的筛选。采样分析、模型的选择，模型参数的量化评价者的知识水平等都可能对评价结果产生影响，不确定性的存在，使得对给定变量的大小和出现的概率不能做出最好的估算，或者说评估结果可信度不能保证，给管理者的决策造成一定的影响，根据不确定性的来源和种类，有的通过数学或试验的方法可以避免或降低，但有些不确定因素是不可避免的，需要决策者综合各种因素，采用一定的方法开展不确定性分析，以利于风险管理者正确地实施风险管理，减少人群暴露，降低场地污染物所带来的健康风险，不确定分析主要有暴露风险贡献率分析、模型参数敏感性分析等。

（1）暴露风险贡献率分析

暴露风险贡献率分析主要是分析致癌风险和危害商的不确定性。单一污染物经不同暴露途径的致癌风险和危害商贡献率分析推荐模型，

式中，CRi为单一污染物经第i种暴露途径的致癌风险，无量纲；PCRi为单一污染物经第i种暴露途径致癌风险贡献率，无量纲；HQi为单一污染物经第i种暴露途径的危害商，无量纲；PHQi为单一污染物经第i种暴露途径非致癌风险贡献率，无量纲。

根据上述公式计算获得的百分比越大，表示特定暴露途径对于总风险的贡献率越高。

（2）模型参数敏感性分析

选定需要进行敏感性分析的参数（P）一般应是对风险计算结果影响较大的参数，如人群相关参数（体重、暴露期、暴露频率等）、与暴露途径相关的参数（每日摄入土壤量、皮肤表面土壤黏附系数、每日吸入空气体积、室内空间体积与蒸气入渗面积比等）。单一暴露途径风险贡献率超过20％时，应进行人群和与该途径相关参数的敏感性分析。

模型参数的敏感性可用敏感性比值来表示，即模型参数值的变化（从P1变化到P2）与致癌风险或危害商（从X1变化到X2）发生变化的比值。敏感性比值越大，表示该参数对风险的影响也越大。进行模型参数敏感性分析，应综合考虑参数的实际取值范围确定参数值的变化范围。

模型参数（P）的敏感性比例，可采用下列公式计算：

式中，SR为模型参数敏感性比例，无量纲；P1为模型参数P变化前的数值；P2为模型参数P变化后的数值；X1为按P1计算的致癌风险或危害商，无量纲；X2为按P2计算的致癌风险或危害商，无量纲。

尽管健康风险评价中存在较大的不确定性，但是采用技术手段处理后能够尽量减少不确定性，给环境管理者提供有力帮助。

3.2.3.7　健康风险管理

污染土壤的健康风险管理是指根据风险评价的结果，按照适当的法规条例，选用有效的控制技术，进行消减风险的费用-效益分析，确定可接受风险度和可接受的损害水平，并进行政策分析及考虑社会、经济和政治因素，决定适当的管理措施并付诸实施，以降低或消除该风险度，保护人群健康。与生态风险管理类似，健康风险管理的任务也是通过各种手段（包括法律、行政等手段）控制或消除进入土壤环境的污染物及有害因素，将这些因素导致的健康风险降低到目前公认的可接受水平。

健康风险管理的内容大致包括以下几个方面：a.根据土壤污染危害判定结果，确定采用何种风险评价；b.筛选出需要做风险评价的项目，特别是有重大危害的项目；c.确定土壤污染物的排放标准和土壤环境质量标准；d.制订风险的应急措施及补救措施。

健康风险管理的方法也可以从政府及建设单位两方面来考虑。首先，健康风险管理作为政府行为，可以要求建设单位修改或采用与提高安全性有关的规程和技术措施；要求管理部门制订相应的管理制度、形成良好的工作方式；制定和修改法规，提高公众的环境安全意识。其次，健康风险管理作为建设单位的职能，必须制订健康风险管理的计划和方法，并且具体落实防范措施。

总之，通过风险管理手段，以最小的代价减少人群的健康风险，提高环境安全性。

3.2.3.8　土壤健康风险评估案例

（1）污染土壤调查

某目标场地为山东某城市炼油厂厂区，总占地面积约为30000m2。调查场地1958～2000年服役于某炼油厂，该厂是当地早期的石油及煤焦化工业类小型集体所有制企业，其主要产品为原油、润滑油、煤及制品。2000年初，该厂停产，场地作为散居居民临时住房和菜地；2002年，工厂拆迁，原建筑拆除后成平整场地，根据当地发展规划，作为住宅用地进行开发；2003年，该场地易主房地产开发公司。

原炼油厂的主要产品为凡士林、机油、润滑油，从煤焦油出产的苯、甲苯、二甲苯等。由产品和副产品等角度进行理论分析，该厂污染物可能为挥发性有机物、半挥发性有机物、重金属等。

场地的地下伏层主要为第四系的黏性土，渗透系数小，在水文地质意义上为非含水层，对污染地下水的可能性不大。场地周围四面环山，没有河流、湖泊。

（2）污染土壤监测

①土壤监测布点　依据上述分析，采用系统网格采样法，确定以50m×50m大小的网格，在网格中央采点取样。同时对重点区域加密监测。所有点的采样位置，根据实际场地情况适当调整。每个点采取4个样，分别为原厂地面以下0.5m、1.5m、3m、5m，实际采样点根据场地情况而定。

②污染水体监测　由调查可知，场地周围没有河流、湖泊以及场地土壤渗透系数小，对地下水的污染较小。故水体监测可以省略。

③大气监测　依据上述分析，污染物可能为挥发性有机物、半挥发性有机物。故要进行大气监测，调查污染物是否通过进入大气，来危害人体健康。综合考虑主导风向、土壤扰动、基坑开挖等各个因素，各监测点布局设计为上风向、场地中央、基坑内等。

④监测结果　由于场地即将作为居住用地进行开发，而我国目前适用于住宅用地的土壤环境标准，仅《展览会用地土壤环境质量评价标准（暂行）》（HJ/T 350—2007）A级标准适用，到达该土壤标准的用地可以作为居住用地。土壤中苯并[a]芘超过了住宅及公用地土壤污染物的风险启动值。场地土壤中污染物的特征及代表性土样中的污染物浓度值最高达到4.9mg/kg。大气监测指标主要包括总酚、VOC成分、非甲烷总烃。参照我国《大气污染物综合排放标准》（GB 16297—1996），有标准限制的指标均没有超过这个标准。

（3）土壤健康风险评估

①危害识别　由上述可知，该场地土地利用方式为居住用地，场地目标污染物苯并[a]芘最高污染浓度为4.9mg/kg。敏感人群为居民，包括老人、小孩、成年人。

②暴露评估　场地作为居住用地，为敏感用地。故场地儿童和成人均可能会长时间暴露于场地污染而产生健康危害。污染物进入人体的主要途径包括经口摄入土壤、皮肤接触土壤、吸入土壤颗粒物三种。

污染物的摄入量由三种敏感用地（经口摄入土壤、皮肤接触土壤、吸入土壤）颗粒物模型来进行计算。暴露评估涉及的参数见表3-17。

③毒性评估　由于苯并[a]芘是一种致癌物质，考虑人群的终生暴露危害，一般根据儿童期和成人期的暴露来评估污染物的终生致癌风险。分别用呼吸吸入致癌斜率因子和参考剂量外推模型公式、皮肤接触致癌斜率系数和参考剂量外推模型公式计算。相关毒性参数见表3-18。

④风险表征　《展览会用地土壤环境质量评价标准（暂行）》（HJ/T 350—2007）A级标准中苯并[a]芘为0.3mg/kg。苯并[a]芘被认为是环境中致癌性最强的物质之一。因此本书选取浓度最高的4.9mg/kg来表征场地土壤健康风险。各途径的风险表征结果见表3-19。

⑤不确定分析　对结果进行不确定性分析，有助于风险管理者正确地实施风险管理，减少人群暴露、降低场地污染物所带来的危害。本次评估结果不确定性主要来源于以下几个方面。

a.数据收集和分析，对污染场地可能存在污染物没有被监测到，石油类物质成分复杂，可能存在有害物质但没有被人们监测到。

b.暴露评估，大气中污染物为挥发性有机物，而模型是假定污染物不随时间的变化而变化。且由于经费限制，模型中均采用推荐值，可能导致评估结果具有不确定性。

c.毒性评估阶段，毒性数据主要是动物实验获得，而由动物外推人体，则存在很多不确定性。

d.风险表征阶段，污染物有可能与其他污染物产生拮抗、协同作用。因此风险估算采用简单的风险叠加也有失真实。

⑥风险贡献率分析　采用式（3-25）等计算污染物经过不同的暴露途径致癌风险贡献率，结果如图3-11所示。

从图3-11可知，经口摄入和皮肤接触所产生的风险占苯并[a]芘致癌风险的98％。单一途径下经口摄入和皮肤接触所产生的风险均超过20％，应进行人群和与该途径相关参数的敏感性分析。通过进行模型参数敏感性分析，综合考虑参数的实际取值范围确定参数值的变化范围。

（4）土壤风险控制值

通过公式计算可知，基于苯并[a]芘致癌风险为10-6的修复值为0.037mg/kg。为了确保场地居民安全，确定场地污染物苯并[a]芘的修复值为0.037mg/kg。同时该修复值低于《展览会用地土壤环境质量评价标准（暂行）》（HJ/T 350—2007）A级标准中苯并[a]芘标准。场地修复后，可作为住宅用地，保证人群健康。

3.2.4　国内外污染土壤风险评估进展

由于国外环境保护工作起步较早，对污染土壤的风险评估做了大量的工作，并取得了很大的成就。世界卫生组织于1980年成立化学物质安全国际项目（IPCS），综合各国的研究成果，为各国评价因化学物质暴露造成的人体健康和环境危害提供了科学基础。在此基础上西方一些国家分别建立了自己的土壤风险评估体系。美国环境保护局于20世纪80年代先后完成了法律、风险评价指南和技术细则的制定，颁布了一系列技术性文件、导则和指南，来系统介绍环境健康风险评估的方法、技术，如《健康风险评估导则》、《暴露风险评估指南》、《暴露因子手册》、《超级基金场地健康风险评估手册》等。美国环境保护局于1993年颁布了《多环芳烃的临时定量风险评估指南》，并于1995年建立了综合风险信息系统，其中就包括许多重金属与有机污染物风险信息，并对典型污染场地开始了健康风险评价和治理工作。欧盟16国于1996年完成污染场地风险评价协商行动指南，加强欧盟国家污染场地调查和治理的理论指导和技术交流，欧洲环境署（EEA）于1999年颁布了环境风险评估的技术性文件，系统介绍了健康风险评估的方法与内容。荷兰、英国等欧洲国家的风险评估体系也相继建立起来。到了21世纪，污染土壤健康风险评估更加注重定量化和减少评估过程中的不确定性，许多学者和研究机构对混合污染物暴露中的相互作用与风险评估方法进行了研究。随着“3S”技术的发展，大尺度暴露风险的空间分布规律越来越受到广大学者的关注，例如，Pennington等建立了多介质归宿与空间分异结合的暴露模型，来研究西欧污染物释放-传输的多介质暴露风险，从而提高了评估的准确度。在生态风险评估方面，一些国家和组织在评估的理论和方法上也取得了一系列的研究成果，并制定了相关的导则和技术文件，用于环境管理和决策支持。美国环境保护局已经出版了《制定生态学土壤筛选值导则》；美国橡树岭国家实验室制定了一系列的污染场地生态风险评估的导则，暴露模型和筛选的基准等；欧洲委员会（EC）制定了《风险评估的技术导则文档》；荷兰公共健康与环境研究所（RIVM）建立了一系列的生态毒理学评价方法和模型以及基于生态毒理学评价的有害风险浓度；经济合作与发展组织（OECD）和国际标准化组织（ISO）在污染土壤生态毒理学测试方法的标准化方面开展了许多研究，已经出版了20多种的标准化方法；英国环境署（EA）、加拿大环境部（CCME）和澳大利亚国家环保委员会（NEPC）等都对污染土壤的生态风险评估制定了一系列技术和方法的规范。经过近十多年的研究和运用，污染土壤生态风险评估的一些基本技术导则和方法体系在部分发达国家已经初步建立。同健康风险评估一样，生态风险评估已受到世界性的关注，相关的研究在不断地深入和拓展。

污染土壤风险评估在我国也取得了一定进展，主要体现在评估方法、评估基准、具体评估工作等方面。例如，原国家环境保护总局制定了《工业企业土壤环境质量风险评价基准》，旨在保护那些在工业、企业中工作或在附近生活的人群，以及保证工业、企业界区内的土壤和地下水的质量，对工业、企业生产活动造成的土壤污染危害进行风险评估。陈华等采用多介质暴露模型（MMSOILS），选择最不利的场地条件计算最大的环境风险，评价污染物风险水平，利用线性回归，建立污染物的土壤浓度值与健康风险值的量化关系。清华大学开展了“受污染场地环境风险评价与修复技术规范研究”课题，并在污染场地监测、风险评价、修复等关键技术方面取得了重要成果，构建了污染场地风险评价与修复技术体系，为污染场地环境风险管理和场地功能恢复决策的规范化和标准化提供了支撑。我国学者对重金属的污染土壤开展了相关的风险评估研究。例如，很多学者都采用了生态危害指数法对一些地区重金属的潜在生态风险进行了评价；还有人应用美国的TCLP法评价铅锌矿区土壤重金属的生态环境风险，该方法在美国已经开展研究了多年，是美国最新法定的重金属污染评价方法；对污水灌溉引起的污染土壤也进行了一些暴露风险的研究；我国对土壤Pb污染所致儿童Pb中毒的潜在风险也进行了相关研究；另外，由于淋溶等作用，污染土壤中的污染物会迁移至地下水中，对地下水造成污染，杨军等通过土柱模拟试验，分析了重水灌溉下的重金属污染土壤中重金属的迁移趋势及其对浅层地下水的污染风险；晁雷等应用美国环保局最新的人类健康风险评价标准方法对沈阳某冶炼厂废弃地块污染土壤进行了评价。