北京市环境科学研究院污染场地风险评估前沿学习资料讲解课件

农药污染场地风险评估技术 北京市环境保护科学研究院 2012-11 农药污染场地风险评估技术 第一讲：风险评价基础 第二讲：风险评价模型及应用 第三讲：深层次风险评价技术及应用 2 风险评价基础 第一讲 3 一、风险评价概念 4 健康风险评 价 生态环境风险评 价 场地风险管理 1. 健康风险评价 污染场地健康风险评价： 描述人体曝露受（有毒有害物质）污染的环境的潜在健康效 应的方法 解释 是一种预测工具，而不是健康诊断工具，不针对特点的、具 体的个体健康风险预测。 一般与概率或可能性来表示 预测和评估现状或未来情景下的风险，不能追溯以前的风险 关注有毒有害物质 5 健康= 危害 x曝露 6 “场地风险管理”是以风险控制理念为核心,通过层次化风险评价,确定修复目标与修 复范围,根据场地条件、污染特征、暴露途径、风险大小等因素, 采取包括治理技 术（Treatment technology）,工程控制（Engineering controls, ECs）和制度控制（ Institutional controls, ICs ）在内的各种措施或措施组合,将风险控制到环境和健康 可接受水平。风险管理目标不是零风险，还是可接受风险 一、风险管理概述 污染土壤 污染地下水 或场地其他排污设施 暴露途径 呼吸挥发性有机污染物 呼吸土壤尘 皮肤接触 直接摄入等 人 生态系统 源 受体 风险管理的手段 修复技术 工程措施 管理措施 是否超过风险 水平超过可接 受水平 暴露途径：是否 完整和不完整暴 露途径 源：是否存在污 染 1. 风险管理基本概念 健康风险评价在场地环境管理的作用 健康风险评价在场地环境管理的作用 风险评价是场地风险管 理的工具、贯穿场地环 境管理的全过程 确定是否需要进行进一 步调查（风险筛选） 确定是否需要进行修复 及修复目标 评估修复方案及修复效 果 7 风险评风险评 价 风险管理 风险评价的发展 1983: National Academy of Sciences published Risk Assessment in the Federal Government 1989-2009: USEPA Risk Assessment Guidance (RAGS) 1995: ASTM Guide on Risk-Based Corrective Action (RBCA) 1997-2008: USEPA Cumulative Risk Assessment Guidance 8 2. 健康风险评价的基本程序 风险识别 场地调查 场地概念模型 暴露评估 暴露情景 暴露途径 迁移转化 暴露参数 毒性评估 参考剂量 参考浓度 致癌斜率 单位致癌系数 风险表征 致癌风险 非致癌风险 （1）污染识别 识别风险来源： 场地关注污染物: 毒杀芬、七氯、六氯苯、氯丹、灭蚁灵、滴滴涕、六六六 艾氏剂、狄氏剂、异狄氏剂从事过合成实验， 但未工业化生产 农药厂其他常见污染物 砷、铅 苯系物 含氯有机溶剂 10 （1）污染识别 识别风险来源： 场地关注污染物识别: 应用筛选值或计算特点场地筛选值. 污染介质: 土壤、地下水、地表水及建筑物等. 数据数量与质量分析: 11 是否满足风险评 价的需求 p数据的时空分布和数量 p数据的精度 检出线? p分析方法 p数据质量? 污染源数据表征 12 污染源浓度计算 平均值95%置信水平上限值：数据量较多且数据成正 态分布作 13 最大值：通常用于场地特征筛选值的计算 14 污染源浓度计算 计算95%置信上线值常用工具（EPA）- ProUCL，可在EPA网站下载 /osp/hstl/tsc/software.htm 95%置信水平上线的代表什么 ？ （2）毒性评价 污染场地中常用的污染物毒性参数 摄入或皮肤接触 Slope factors (SF-致癌斜率系数）(1/(mg/(kg*day) Reference Dose (RfD-参考剂量非致癌）(mg/kg*day) 吸入 Unit Risk Factor（URF-单位致癌风险系数 ）(1/(g/m3) Reference Concentration (RfC-参考浓度非致癌)(mg/m3 毒性参数确定主要基于 流行病学调查； 临床研究 实验动物研究） 15 毒性评价 RfD（参考剂量）的确定 一般认为非致癌关键毒性参数是阈值剂量 参考剂量或参考浓度是未引起包括敏感个体在内的有害效应的估 算量 首先确定在特定的暴露时间内未产生可观测的不良效应的最高剂 量NOAEL：no observed adverse effect level）和产生可观测到的不 良效应的最低剂量(LOAEL：lowest observed adverse effect level) 然而，为了确保人体健康，非致癌风险的评估不是直接建立在阈 值暴露水平基础上，而是建立在参考剂量或参考浓度基础上 通常采用NOAEL，没有NOAEL时候，也可用LOAEL 16 UF为不确定因子 毒性评价 F1为种间不确定性，F1=110， 从动物实验外推到人时，F1=10； F2为种内不确定性，F2=110，用于补偿人群中的不同敏感性时， F2=10； F3为毒性不确定系数，F3=110，如NOAEL不是从慢性实验中获得， F3=10； MF是资料完整性不确定系数，MF=110， 17 UF为不确定因子 UF=F1F2F3MF 毒性评价 致癌斜率系数/单位致癌风险系数 低剂量外推法：通常利用实验获取的剂量反应关系数 据推导低剂量条件下的剂量反应关系 线性外推和非线性外推，一般情况下为线性外推 美国环保局使用斜率的95%置信上限作为斜率因子。也 就是有95%的概率，癌症真正发生的潜力小于癌症斜率 因子。这种方法确保的癌症风险评估中的边际安全 18 毒性评价 场地评价中毒性数据的主要来源 国内目前主要直接利用美国EPA发布的相关污染物的毒理参数 主要数据库包括： 美国国家环保局(EPA)综合风险信息系统(IRIS)(USEPA，2007，Integrated Risk Information System (IRIS). Http://ncea/iris/index.cfm) Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) Minimal Risk Levels (MRL), 2006 American , EPA/540/R-95/128 Provisional Guidance for Quantitative Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons, Office of Research and Development, EPA/600/R-93/089, July 1993. Ethalfluralin; Pesticide Tolerances for Emergency Exemptions, Final Rule, Federal Register Vol. 62, Number 242, December 17, 1997. Human Health Risk Assessment, Azinphos-Methyl, Office of Pesticide Programs, May 19, 1999. USEPA Health Effects Assessment Summary Tables (HEAST), July, 1997 USEPA Integrated Risk Information System( IRIS), as of March 31, 2007 US EPA National Center for Environmental Assessment (NCEA) EPA Office of Pesticide Programs 19 20 毒性评价 常用农药污染场地毒性数据表 （3）曝露评价 污染物在介质中的迁移 挥发性如何从土壤或 地下水挥发进入室内 或室外空间 土壤污染淋溶到地下 过程 污染物在地下水的迁 移过程 21 确定迁移模型及相关的参数需求 指导场地调查 （2）曝露评价 人体与污染 物的曝露（ 接触）方式 22 皮肤接触 直接摄入 呼吸 曝露频率 曝露周期和频率 一般：商业和工业职工8h/d, 5d/wk, 25-30年 居民：24h/d, 7d/wk, 30年 23 北京导则推荐的一些参数 国家导则的相关暴露周期和频率的参数 24 （4）风险表征 可接受风险非致癌风险 非致癌风险：危害商:1。 有些国家会扣除非污染场地贡献的非致癌风险，如德国和英国设 定场地部分不超过20%，丹麦10%，有些国家根据污染物而定 25 背景曝露 浓度 毒性参考 浓度 可接受曝露浓度范围 可接受风险水平 致癌风险：因场地污染增加的致癌可能性或概率： 各国不一样，一般在10-410-6 美国：10-4 指 10-6，一般单个污染物为10-6，累计 为10-4 荷兰： 10-4 意大利： 10-6 有些国家：居住-6，工业10-5 26 风险计算模型 非致癌危害商 27 致癌风险 如何计算暴露或摄入量？ 28 摄入量计算 表层土壤直接摄入： 土壤中污染物计算浓度，一般为所有 样品检出结果的95%置信上限浓度 暴露参数，根据人体暴露特性查 相应规范或导则确定 CS = 土壤CS 土壤中化学物质浓度，单位为毫克每千克（mg/kg） ； IR 土壤摄入量，单位为毫克每天（mg/d）； EF 暴露频率，单位为天每年（d/a）； ED 暴露年限，单位为年（a）； BW 体重，单位为千克（kg）； 29 摄入量计算 表层土壤皮肤接触摄入： SA 可能接触土壤的皮肤面积，单位为平方厘米每天（cm2/d）； AF 土壤对皮肤的吸附系数，单位毫克每平方厘米（mg/cm2）； ABS 皮肤吸收率，%； 30 摄入量计算 土壤起尘因子 表层土壤颗粒吸入摄入： 31 摄入量计算 暴露点浓度 挥发因子 表层土壤呼室外吸吸入： 32 摄入量计算 暴露点浓度 挥发因子 深层土壤室外呼吸吸入： 摄入量计算 暴露点浓度 挥发因子 深层土壤室内呼吸吸入： 摄入量计算 暴露点浓度 挥发因子 地下水室外呼吸吸入： 35 摄入量计算 暴露点浓度 挥发因子 地下水室内呼吸吸入： 36 摄入量计算 地下水中污染物计算浓度，一般为所 有样品检出结果的95%置信上限浓度 地下水直接摄入： 37 风险计算 单一污染物单一暴露途径致癌风险计算 非呼吸途径 呼吸途径 单一污染物所有暴露途径致癌风险计算： 38 风险表征 单一污染物单一暴露途径非致癌风险计算： 非呼吸途径 呼吸途径 单一污染物所有暴露途径非致癌风险计算： 39 修复目标的计算 1). 基于致癌效应计算的修复目标TR：可接受风险 TH：可接受危害商 CS：污染物初始浓度 HIi：污染物所有暴露途径总风险 HIin：污染污物所有暴露途径总 危害商 2. 基于致癌效应计算的修复目标 最终修复目标 RT=Max(RTi, Rtin) 小结 风险评价涉及的模型 迁移模型：确定暴露接触点浓度，重点挥发性气体迁 移模型 摄入计算模型：通过各种接触方式人体摄入污染物的 量 风险计算模型：根据毒性参数和摄入量计算致癌和非 致癌风险 修复目标计算模型：风险计算模型反推修复目标 40 摄入量模型小结 表层土壤 表层土壤直接摄入模型 表层土壤皮肤接摄入触模型 表层土壤呼吸土壤层摄入模型 表层土壤室外呼吸土壤气模型 表层土壤室内吸入土壤气模型 深层土壤 深层层土壤室外呼吸土壤气模型 深层层土壤室内吸入土壤气模型 地下水 室外呼吸地下水挥发性气体模型 室内吸入地下水挥发性气体气模型 直接饮用地下水模型 41 其他未提到的模型，如 地下水迁移模型 大气扩散模型（计算 off-site的影响等） 摄入污染植物等相关 模型 场地风险评价应用 第二讲 42 43 场地风险评价与场地调查的关系 层次化的场地调查与风险评价 第一层次 数据收集 确认采样 场地调查风险评价风险管理决策 修复目标 修复方案与修复实施等 详细采样 风险筛选 风险计算 污染浓度是否超 过计算的修复 值 补充采样风险计算 污染浓度是否超 过筛选值 或标 准 第二层次 第三层次 无需采 取进一 步行动 是否 接受 是否 接受 是 是 是 是 是 否 否 否 否 否 层次化的场地风险评价方法 第一层次风险评价：与风险筛选比较 风险筛选值的概念 地下水和土壤标准/土壤筛选值/土壤修复指导值/干预值/ 启动值等 早期：土壤标准简单用于判断无须修复与修复（可接受风 险与不可接受风险）的临界值 现在：很少直接用于判断可接受与不可接受 一般可以分为三种类型 第一种最保守的筛选值：土壤长期持续利用的目标值，主要用于 污染防止，有时用于修复，其值制定经常参考背景值 第二种相对最不保守，用于启动详细调查或修复，一般称为干预 值、行动值等 第三种，处于第一和第三种之间：一般需要进行更详细的调查和 风险评估（第三种目前为国内和国外运用最为普遍） 44 不同筛选值的应用 45 Source：DERIVATION METHODS OF SOIL SCREENING VALUES IN EUROPE. A REVIEW AND EVALUATION OF NATIONAL PROCEDURES TOWARDS HARMONISATION 风险筛选值 国内：目前主要在确认采样阶段进行风险的初步分析 以决定是否进行详细调查和风险评价 北京颁布了适合北京的土壤筛选值 风险筛选值的制定 一般基于风险模型的计算：假定考虑一个保守情景，原则上 要求，所确定的筛选值使得超过可接受风险的污染场地基本 不漏网，但超过筛选值的污染场地并不一定超过可接受风险 其他因素，如背景值等 可根据不同的用地性质制定相应的筛选值：一般分工 商业、居住和公园用地 46 各国比较 47 应用案例 注意有些国家的模型污染物筛选值低于背景值， 如美国EPA的砷为0.06mg/kg，应结合当地背景值 48 49 第二层次风险评价模型计算 1.建立场地概念模型 2.根据场地概念模型选择数学模型 3.模型参数的选择 4.计算工具的选择： 1.手工计算 2.软件 场地概念模型 概念模型的组成 污染源（风险评价阶段一般仅指二次污染源，因为根 据在土壤修复过程中进行的风险分析，场地上不允许 留有一次污染地区）； 传输机制，确定将污染物通过暴露途径移动的物理过 程； 暴露方式，这是受体接触到污染物的媒介（如呼吸、 皮肤接触等）； 受体，确定可能接触到污染物的群体（有时包括生态 系统） 50 场地概念模型 影响场地概念模型的因素 该场地过去污染源及历史； 该场地的自然特征； 该场地的既定用途； 该场地未来开发的布局与详细规划，如建筑物、土方 挖掘、地面铺装情况等。 51 建立场地概念模型示例 52 52 场地典型暴露途径 农药、VOCs、SVOCs VOCs 农药、VOCs、SVOCs 农药、VOCs、SVOCs 建立场地概念模型示例 53 53 54 模型与模型参数的选择 模型选择 常用模型：ASTM模型和EPA模型 模型参数选择 暴露参数：参加第一讲 人体参数：参见第一讲 场地特征参数：水文地质等参数 举例：xxxxx 建筑参数 模型参数的选择直接影响到模型的结果，是风险评价 中极为重要的一步 55 软件 RBCA CLEA CalTox Cesoil RBCA 是有美国GSI开发的，目前国际上最为流行的风险评估软件 软件需要向GSI购买 RBCA主界面 56 数据输入 建立场地基 本信息 选择层次 选择向前（基础风险评价 ） 向后倒算：修复目标 结果输出 57 农药污染场地风险评价 定义暴露途径 暴露途径选择 土壤摄入、呼吸颗粒物、皮肤接触 室外呼吸途径 室内呼吸途径 暴露途径输出 58 59 农药污染场地风险评价 风险评估 （5）采用RBCA进行风险计算 关注污染物选择及计算浓度输入 60 农药污染场地风险评价 风险评估 （5）采用RBCA进行风险计算 室外呼吸暴露途径挥发因子计算模型模型选择 61 农药污染场地风险评价 风险评估 （5）采用RBCA进行风险计算 室内呼吸暴露途径挥发因子计算模型选择 62 农药污染场地风险评价 风险评估 （5）采用RBCA进行风险计算 挥发因子计算模型参数输入_土壤参数 63 农药污染场地风险评价 风险评估 （5）采用RBCA进行风险计算 挥发因子计算模型参数输入_气象及建筑物参数 气象参数 建筑物参数 64 农药污染场地风险评价 风险评估 （5）采用RBCA进行风险计算 计算结果查询 65 农药污染场地风险评价 风险评估 （6）采用RBCA进行修复目标计算 设定污染物可接受风险（如单一污染物可接受风险10-6，所有污 染物风险总风险10-4 ），计算各目标污染的修复目标 案例研究 某农药厂 总面积约22万平米 从事六六六、苯氧威、 氯碱、氧乐果等农药生产 规划用地： 居住、学校、商业 66 北方某农药厂 场地土层结构 案例研究 67 杂填土 粉质粘土 砂质粉土 细砂土 粉土含水层 68 案例研究 某农药厂 关注污染物： 苯、丙酮等含氯有机溶剂、 重金属（As、Pb）、PAHs、 滴滴涕、六六六等农药 69 案例研究 某农药厂 暴露模型 苯、丙酮等VOCs 苯、丙酮等VOCs、农药、 PAHs 苯、丙酮等VOCs、农药、 PAHs 某农药厂 毒性评估 70 案例研究 71 某农药厂 风险计算 17种污染物风险 超过10-6 案例研究 居住地块风险计算结果 72 某农药厂 关键暴露途径分析 案例研究 苯、氯乙烯、二氯甲 烷、氯仿、三氯乙烯、 溴二氯甲烷、a-六六六（ 7种） 呼吸蒸气途径 苯并(a）芘、二苯并(a， h)蒽DDT、六六六、As 、敌敌畏（11种） 经口摄入，皮 肤接触 73 某农药厂 修复目标计算 以10-6作为可接受风险， 计算修复目标 案例研究 居住地块土壤污染物修复目标 存在问题： 直接采用模型计算的 修复目标过低 需要开展第三层 次风险评价 课堂模型演示（约10-15分钟） 74 深层次风险评价方法 第三讲 75 76 第二层次分析的不确定因素分析（过低的原 因分析）: 1.VOC风险评价 基于三相平衡推导的模型计算结果过于保守（以室 外呼吸暴露为例） 77 模型计算修复目标过低原因 1）VOCs类污染物 模型关键假设1 三相平衡： 污染区域土壤固相、水相及气相中VOCs处于 动态吸附平衡状态，其吸附机理复合线性吸附 ，同时处于可逆吸附状态 锁定效应 研究发现, 土壤和沉积物中 有机污染物的吸附和解吸 并不是瞬时的、线性的、 可逆的相平 疏水性有机物从土壤或沉 积物中的解吸分为两个部 分, 一部分能够遵循线性吸 附/解吸理论解吸出来, 而 另一部分的解吸则非常困 难 目前对锁定形成的最根本 原因仍没达成共识，一般 认为被土壤有机质和/或微 小空隙的锁定 78 吸附与解吸是影响环境中疏水 性有机污染物迁移、生物可利 用性以及持久性的重要过程, 79 其他重要假定 VOCs自污染源到地表的扩散过程中，不存在生物降 解、吸附、光解等衰减过程 VOCs主要通过分子扩散作用依次垂直穿越非饱和土 壤层、地表边界层，最终进入呼吸混合区； 污染土壤层上表面至地表土壤质地均一； 污染源稳定，不随时间衰减； VOCs在呼吸层的混合符合完全混合型箱式模型。 80 国外案例 Pleasant等2采用该模型对一个苯污染场地及三氯乙烯烷污染场地室外呼吸暴露途径的健康风险 进行计算，结果显示 对于苯污染场地，ASTM模型预测结果比基于实测通量计算的风险高2个数量级 对于三氯乙烯污染场地，ASTM模型预测结果高1个数量级。 Smith等3对污染场地中土壤气样品进行分析，发现 土壤气与土壤中的污染物浓度比值比根据平衡假设所得的预测值小1 到3个数量级， 导致最终基于土壤气中三氯乙烯浓度为基准计算的健康风险比采用现有ASTM模型基于对 应点土壤中三氯乙烯浓度为基准计算的健康风险低1到3个数量级。 John等对美国犹他州两个汽油泄漏污染场地中苯的健康风险进行评价发现： 采用ASTM模型计算苯的平均挥发通量分别为0.37 g/(m2min)及0.21 g/(m2min) ， 但采用通量测试仪对这两个污染场地苯的地表挥发通量进行测试后发现，现场测试 结果均小于方法检出限0.05 g/(m2min) 间接反映采用现有ASTM模型进行VOCs风险计算将导致结果过于保守。 81 国内案例 北京某场地苯系物的评价 采用ASTM计算得出的修复目标为0.24mg/kg 北京市的筛选值为0.64mg/kg EPA为1.1mg/kg 采用ASTM模型计算结果远小于相对比较保守的筛选值 结论：从理论研究和实践证明RBCA对挥发性有机污染的风 险评价过于保守。 改进方法（1）DED 模型 陈威等人通过研究数 十多种不同吸附质-吸 附剂体系中污染物的 锁定行为和特征,建立 了一个双元平衡解吸 模型 ( dualequilibrium desorption model DED模型） RBCA软件中目前已 经有使用DED的模型 选项 82 来源：陈威等人论文 83 模型计算修复目标过低的解决途径 1）VOCs类污染物 采用DED模型 仅当污染物初始浓度 较低时结果差异较大 DED模型计算比较 三相平衡模型 DED模型三相平衡/DED 苯初始浓度1mg/kg 1.70E-052.40E-08708 初始浓度4.5mg/kg 7.70E-055.80E-051.33 初始浓度45mg/kg 7.70E-047.50E-041.03 氯仿初始浓度1mg/kg 1.70E-048.00E-082125 初始浓度4.5mg/kg 7.80E-045.40E-041.44 初始浓度45mg/kg 2.10E-031.80E-031.17 北方某农药厂案例：with DED vs without DED 污染物 三相平衡计算的修目标 mg/kg DED模型计算的修复目标 mg/kg DED/三相平衡 苯0.081.215 氯仿0.0081.4175 84 由于苯和氯仿修复目标浓度处在较低区域，因此两者两者 计算浓度相差很大 其他方法 DED问题 仍需进一步在实际场地评价中进行验证 其他方法 土壤气 土壤通量 85 直接现场测试土壤气 改进方法(2) 土壤气 87 同时测试土壤气及对应土壤中污染物浓度 土壤气测试 探头建成井 1#3# 4# 5# 精苯分厂 粗 苯 车 间 焦 油 分 厂 2# 监测井平面 布置 焦油分厂粗笨车间 监测井结构示意图 88 土壤气测试方法 低流量无油隔膜泵 Tedler采样袋 Tenex吸附管 89 案例 土壤气测试 井号土壤气浓度 （地表以下 1.5m处） mgm-3 土壤浓度/mgkg-1区域地下水浓度/mgL-1 最大值最小值平均值 140.050.050.050.050.051.00 0.761)0.054.58 20.10.050.050.050.050.050.05 32.70.050.050.050.050.250.70 4220.050.614.460.450.930.83 570.2822.68.1676.42)0.0515.49 90 土壤气垂直分布 焦土壤气中苯、氧气、二氧化碳纵向平均浓度分布 土壤气中苯浓度随着深度降低 （即离污染源越远），其浓度 降低速率越快，1.5m处土壤气 中苯的浓度低于10m处2个数量 级。 随着深度降低，土壤气中氧气 浓度逐渐升高，在距离地面4m 时，氧气浓度已达到4%以上， 在2.5m处已超过6%，这已超 过了非饱和带土壤气中苯发生 好氧降解对氧气最低浓度4%的 要求 91 土壤气中苯模型计算值与实测 值对比 92 基于土壤气的风险计算与ASTM模型计算的比较 井号 基于土壤气浓度 计算的风险值RI1 基于ASTM模型 计算的风险值RI2+ RI3 =RI1/(RI2+IR3) 12.8310-71.8910-60.15 26.6510-92.5610-70.03 31.6310-71.3910-60.12 42.4510-61.8010-50.14 52.9010-65.0210-50.06 基于土壤气与基于土壤中VOC浓度计算结果两者之间相差1-2个 数量级 方法实用性较广，目前国外主要采用的技术 改进方法（3）通量测试 优点 最直接，模型需要的假定参数 较少，减少不确定因素 在国外有应用报道， 93 缺点 对采样、实验室分析技术要求 较高 对装置的密闭程度要求比较高 不适合室内挥发性有机会污染 的风险评价 94 增加微生物降解模块 （如CalTox，Bio-Vapor) 概率评估 EMSOFT 三维模型 改进方法（4） 其他模型方法 95 2. PAHs及农药类污染物 存在问题 模型假设土壤中污染物100%能被吸收利用，即 污染物的生物 可利用性为1； 未考虑土壤锁定部分污染很难完全被利用 树脂辅助解吸测试结果 某土壤中多芳烃污染物 利用树脂辅助解吸测试 结果表面土壤中多环芳 烃的实际生物利用率为 50%-70% 树脂辅助灯解析方法估 计土壤污染物生物可利 用性一般认为比较保守 约70% 约60% 约60% 约50% 改进方法（1）温和 化学解析 96 In vitro:测试土壤有机污染物的生物 有效性目前存在可比性较差 改进方法（2） In-vitro test 仪器 In-vitro test 结果 In-vitro test 流程 97 3.农药场地中重金属类污染物 原因1：未考虑土壤中重金属的背景浓度； 原因2：模型假设土壤中污染物100%能被吸收利用， 即污染物的生物可利用性为1； 98 重金属污染场地评价中的问题 1. 与基于人体健康风险制定的修复目标或筛选值比 较 存在问题：对于某些重金属，基于健康风险计算 的修复目标或筛选值低于其背景值，如砷的计 算值为0.33mg/kg，北京地区土壤背景浓度报道 值7.09mg/kg。 2. 与土壤质量标准比较 土壤环境质量标准（适用于农业） 存在问题：由于用地性质发生变化，主要针对 农业土壤的质量标准并不适合用于判断工业污 染场地与否 3. 背景值 场地土壤中自身含有一定量重金属（背景含量 ），无法通过样品是否检出来判断场地土壤是 否已污染。 背景值不是一个确定的值，而是一个分布范围 99 改进方法 （1) 采用多证据分析技术 解决途径 元素相关性分析 污染物浓度正态检验 污染物分布 污染物源解析 确定特定场地重金属背景浓度 从生产工艺及原材料使用初步判断场地是否存在重金属污染 自然条件下，土壤中重金属相关性较好 自然条件下，重金属浓度成正态分布 分析重金属在土壤中垂向及平面分布 100 多证据分析技术在重金属污染场地评价中的 应用研究 定义：通过综合具体场地样品中 重金属元素间的相关性、浓 度分布的统计学特性以及浓 度在场地中的具体分布的分 析结果，判断该场地是否被 重金属污染 方法 1.元素相浓度正态分布检验 一般认为未污染土壤中重金属元 素浓度分布