编制说明-土壤污染物迁移路径与范围评估技术指南

《土壤污染物迁移路径与范围评估技术指南》

编制说明

《土壤污染物迁移路径与范围评估技术指南》标准编制小组

中国科学院沈阳应用生态研究所

二〇二二年七月

一、标准制定背景及任务来源

1.目的意义

根据《中华人民共和国环境保护法》，保护生态环境，保障人体健康，加强场地污染情

况监测以及相关监督管理，规范污染场地人体健康风险评估，由我单位制定具体计划、内

容和实施步骤。

本标准制定可通过对污染场地历史及现状、自然与社会环境概况、主要污染指标与污

染状况等因素的调查与分析，基于项目类别、敏感程度和污染等级确定场地污染物迁移预

测评估工作等级；针对工作等级为三级的项目无需开展污染物迁移路径和范围预测；对于

二级评估工作采用二级评估模型预测污染物的最大迁移距离；针对一级评估工作采用一级

评估模型，详细分析从污染源到受体之间的迁移路径，并结合土壤与地下水环境质量国家

和地方标准，估算场地污染物迁移扩散范围。

2015年4月，中共中央、国务院发布《关于加快推进生态文明建设的意见》，明确提

出要“建立独立公正的生态环境损害评估制度”。同年，司法部与环保部联合印发《关于规

范环境损害司法鉴定管理工作的通知》，明确规定土壤和地下水环境损害司法鉴定是生态

环境损害鉴定评估的重要内容。2016年6月，环境保护部印发了《生态环境损害鉴定评估

技术指南总纲》和《生态环境损害鉴定评估技术指南损害调查》。2017年12月，中共中央

办公厅、国务院办公厅印发《生态环境损害赔偿制度改革方案》，全面启动生态环境损害赔

偿制度改革。2020年12月，生态环境部发布了《生态环境损害鉴定评估技术指南环境要

素第1部分：土壤和地下水》（GB/T39792.1-2020），因为环境污染或生态破坏导致的涉及

土壤和地下水的生态环境损害鉴定评估提供了技术体系框架。按照规定，凡是涉及土壤和

地下水的生态环境损害鉴定评估，包括农用地、建设用地和未利用地，无论引起损害的是

突发环境事件、历史遗留工业污染、废弃物废水长期累积排放，还是生态破坏事件，均可

适用于GB/T39792.1-2020。

对于污染环境行为导致的损害，GB/T39792.1-2020指出“结合鉴定评估准备以及损害

调查确认阶段获取的损害事件特征、评估区域环境条件、土壤和地下水污染状况等信息，

采用必要的技术手段进行同源性分析；构建模型，开展污染介质、载体调查，提出特征污

2

染物从污染源到受体的迁移转化过程假设，并通过迁移转化过程的合理性、连续性分析，

对迁移转化过程进行验证；基于同源性分析、迁移转化过程验证结果，分析污染环境行为

与损害之间是否存在因果关系”。然而GB/T39792.1-2020并未就迁移路径如何假设与验证

给予详细阐述。此外，在损害范围量化方面，GB/T39792.1-2020指出“根据各采样点位土

壤和地下水损害确定和损害程度量化的结果，分析受损土壤和地下水点位的位置和深度”。

综上，编制本标准无论从污染治理，还是从生态安全考虑，以及对上述问题的解决都具有

重要意义。

2.任务来源

本指南由中国科学院沈阳应用生态研究所提出，辽宁省环境科学学会归口。

二、主要工作过程

本标准在原有相关标准基础上，主要制定了以下方面内容：

1.标准范围的界定

本指南适用于在中华人民共和国领域内因环境污染或生态破坏导致的涉及土壤（含地

下水）中污染物迁移路径分析和污染范围预测，规定了预测评估的指导原则、工作内容、

工作程序、技术方法和报告编写要求。

2.资料收集与评估

围绕场地土壤和地下水环境问题，收集整理现有相关的指南、标准、导则、法律、政

策等文献资料，例如：

《中华人民共和国土地管理法》（2004年8月28日修正）；

《中华人民共和国环境保护法》（2015年1月1日实施）；

《中华人民共和国环境影响评价法》（2016年7月修订）；

《中华人民共和国土壤污染防治法》（2019年1月1日实施）；

《工矿用地土壤环境管理办法（试行）》（部令第3号）；

《污染地块土壤环境管理办法（试行）》（部令第42号）；

3

《农用地土壤环境管理办法（试行）》（部令第46号）；

国务院《关于印发土壤污染防治行动计划的通知》（国发〔2016〕31号）；

《中华人民共和国水污染防治法》（2008年2月修订）；

《中华人民共和国大气污染防治法》（2015年8月修订）；

《建设项目环境保护管理条例》（国务院令第253号）（2017年7月修订）；

《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）；

《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）；

《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB36600-2018）；

《岩土工程勘察规范》（GB50021-2009）；

《城市用地分类与规划建设用地标准》（GB50137-2011）；

《地下水质量标准》（GB/T14848-2017）；

《土壤质量词汇》（GB/T18834-2002）；

《土地利用现状分类》（GB/T21010-2017）；

《生态环境损害鉴定评估技术指南总纲和关键环节第1部分：总纲》（GB/T39791.1-

2020）；

《生态环境损害鉴定评估技术指南总纲和关键环节第2部分：损害调查》（GBT

39791.2—2020）；

《生态环境损害鉴定评估技术指南环境要素第1部分：土壤和地下水》（GB/T

39792.1-2020）；

《场地土壤环境风险评价筛选值》（DB11/T811-2011）；

《污染场地修复后土壤再利用环境评估导则》（DB11/T1281-2015）；

《建设用地土壤污染状况调查技术导则》（HJ25.1-2019）；

《建设用地土壤污染风险管控和修复监测技术导则》（HJ25.2-2019）；

《建设用地土壤污染风险评估技术导则》（HJ25.3-2019）；

《建设用地土壤修复技术导则》（HJ25.4-2019）；

《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则》（HJ25.5-2018）；

《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》（HJ25.6-2019）；

《环境影响评价技术导则土壤环境（试行）》（HJ964-2018）；

4

《建设项目环境风险评价技术导则》（HJ169-2018）；

《水质采样样品的保存和管理技术规定》（HJ493-2009）；

《环境影响评价技术导则地下水环境》（HJ610-2016）；

《建设用地土壤污染风险管控和修复术语》（HJ682-2019）；

《土壤环境监测技术规范》（HJ/T166-2004）；

《地下水环境监测技术规范》（HJ/T164-2020）；

《建设用地土壤污染状况调查与风险评估技术导则》（DB11/T656-2019）；

《场地土壤环境风险评价筛选值》（DB11/T811-2011）；

《污染场地土壤和地下水调查与风险评价规范》（DD2014-06）；

《建设用地土壤环境调查评估技术指南》（公告2017年第72号）；

《地下水环境状况调查评价工作指南》（环办土壤函〔2019〕770号）；

《地下水污染模拟预测评估工作指南》（环办土壤函〔2019〕770号）；

《地下水污染健康风险评估工作指南》（环办土壤函〔2019〕770号）；

《工业企业场地环境调查评估与修复工作指南（试行）》（公告2014年第78号）。

3.实验室数据验证工作

由中国科学院沈阳应用生态研究所、东北大学等机构完成。

4.征求意见稿的意见征集

征求国内质检机构、科研院所、大专院校、生产企业、管理部门专家的意见，形成意

见汇总表。

三、标准编制原则和主要技术内容确定的依据

1.二级评估模型的确定

对于二级评估工作而言，基于保护地下水的场地土壤环境损害风险评估仅考虑污染物

的解吸过程，即保守的认为污染物从土壤解吸后直接进入地下水。将解吸后土壤孔隙水中

污染物浓度与《地下水质量标准》（GB/T14848）III类水质标准对比，以判断土壤中污染

5

物在降雨淋溶作用下向下迁移是否会对地下水产生危害。评估方法参考《建设用地土壤污

染场地风险评估技术导则》（HJ25.3）。

当已知土壤中目标污染物的总浓度（C，μg/g）时，溶解态浓度可按如下公式计算：

C

c=b（1）

++bdgKak

Kd=Kocfoc（2）

式中：c——溶解态污染物浓度，μg/ml；

θ——容积含水量，cm3/cm3；

a——充气孔隙度，cm3/cm3；

3

ρb——容重，g/cm；

33

kg——污染物的亨利常数，cm/cm；

3

Kd——污染物的土壤-水分配系数，cm/g；

3

Koc——污染物的有机碳-水分配系数，cm/g；

foc——土壤有机碳含量，g/g。

污染物在土壤中的质量平衡方程为：

d푁1(t)

=−푁1(푡)푘1−푁1(푡)푇12+푁2(푡)푇21（3）

푑푡

푁1푇12=푁2×(푘2+푇21)（4）

式中：

−1

ki——污染物衰减速率，T；

Ni——土壤中的污染物总量，M；

−1

Tij——从介质i到j的扩散/平流传输速率，T；

t——迁移时间，M；

1，2——可动区和不可动区。

污染物迁移距离与迁移速率和时间正相关。因为系统处于稳定状态，并且假定扩散/平

流传输速率Tij和衰减速率ki在空间上是独立的，所以N2/N1的比率是恒定的。移动、非移

动界面处的净通量等于在不动区中衰减的量。简化后，公式变成：

d푁1(t)푁1푘1+푁2푘2

=푁1(푡)=푘푒푓푓푒푐푡푖푣푒푁1(푡)（5）

푑푡푁1

푁1푘1+푁2푘2

푘푒푓푓푒푐푡푖푣푒=（6）

푁1

式中：

−1

keffective——污染物的有效衰减率，T；

6

有效衰减率实质上是固相中的质量乘以相应的衰减率除以移动相中的质量，求解方程

并将时间变量转换为空间变量，即迁移距离，得出：

−푘푥−푥

푁(푥,푣)=푁(0)exp(푒푓푓푒푐푡푖푣푒)=푁(0)exp()（7）

11푣1퐶푇퐷

푣

퐶푇퐷=（8）

푘푒푓푓푒푐푡푖푣푒

式中：

CTD——污染物特征迁移距离，m。

移动的液相与不移动的植物相、地表土壤和跟区土壤层相互作用，每个相之间都处于

稳态关系。该系统的有效转化率为

푁푙푘푙+푁푝푘푝+푁푔푘푔+푁푠푘푠

푘푒푓푓푒푐푡푖푣푒=（9）

N푎

式中：

l、p、g和s——分别是液相、植物、地表土壤和根区土壤的指数。

概化污染途径、污染过程、扩散规律后，污染物衰减速率只与动力学吸附正相关。因

此，有机污染物在土壤中的最大迁移距离（当Ce/C0=0.01时）为:

푣ln(0.01)

퐿=−（10）

푚푎푥휔

式中：

퐿푚푎푥——污染物最大迁移距离，m；

ω——一级动力学吸附速率系数，T–1；

v——孔隙水平均流速，cm/d。

2.一级评估模型的确定

污染物在土壤中迁移转化是一个复杂的过程，不同土壤特性和污染物特性都会导致不

同运移结果。实际上土壤具有一定的结构性，且其中运移的有机污染物等溶质一般具有化

学反应的特征，势必造成结构土壤中化学反应性溶质运移行为十分复杂。近年来,国外学者

基于经典的对流-弥散方程(Convection-dispersionequation，CDE)，发展了同时考虑有机

污染物(如POPs)运移和降解两方面的非平衡两点与两区模型(Twosite/Tworegionmodel)，

并给出了其理论推导；运用CDE模型深入开展了污染物在土壤中非平衡迁移的模拟分析，

获得了它们在土壤中运移机理的一些定量认识。本研究在室内批量平衡实验和土柱淋溶实

7

验基础上,应用国际地下水模型中心研制的软件HYDRUS-1D，对典型有机污染物的土柱

迁移过程进行预测并与实际测得的穿透曲线(BTCs)进行拟合比较。CDE模型能够较为客

观的反映PAHs的淋溶动态，能够定量化的描述PAHs在土壤中的迁移行为.

1)平衡模型（Equilibriummodel）

对于吸附过程简单的溶质的等温吸附，可利用线性等温吸附进行描述。在均质土壤中,

假定溶质吸附处于瞬时平衡状态，并将吸附溶质质量与吸附溶质浓度间的关系成为吸附等

温线。反应性溶质能够在土壤中发生吸附、一级降解和零级产出反应,此时的一维迁移对流

-扩散方程(CDE)的无量纲表达式为:

2

KdCCC

（1+)=−+−vDC2w

tZZ（11）

式中：

c——溶解态污染物浓度，μg/ml；

θ——容积含水量，cm3/cm3；

3

ρb——容重，g/cm；

D——水动力弥散系数，cm2/d；

-1

μw——液相一级反应速率系数，d；

3

Kd——分配系数，cm/g。

2)单点位化学非平衡模型（One-sitesorptionmodel）

在室内的土柱实验中得到的穿透曲线(BTCs)会呈现明显的左偏和拖尾的不对称情形,

这些都说明了有机污染物土柱迁移过程中非平衡状态的存在。有研究表明,这种情况应该不

适合应用经典CDE平衡模型来描述。因为经典CDE模型是在线性吸附且是平衡运移的

假设下建立的。非平衡包括与运移相关的非平衡和与吸附相关的非平衡,分别称为物理非平

衡和化学非平衡。单点位模型假定溶质吸附是一个动态吸附过程，表达式为：

CCC2

+=（−+−KdC-SvDC）2w

tZZ（12）

3)双点位化学非平衡模型(Two-sitesorptionmodel)

研究表明，不可动水和土壤吸附相的存在是影响田间土壤中污染物迁移转化的重要因

素。因此，采用同时考虑可动水和不可动水和吸附/解吸行为的两区模型进行模拟所得结果

将更为精确。在该模型中对可动水区考虑非平衡吸附模式，对不可动水仅考虑平衡吸附模

式，双点位吸附模型模型建立如下。

8

有机污染物在土壤中的迁移主要以液态形式进行，液相以外还有土壤固相上的吸附，

该变化量以单位体积土壤中有机污染物的吸附量表示。假设有机污染物在固相上吸附分为

两部分，一部分是在瞬时平衡吸附点位（Type-1）的吸附，另一部分是在动态吸附点位（Type-

2）的吸附。

SS=+Sek（13）

SfeS=（14）

SKe=Cd（15）

式中：

S——吸附态的溶质浓度，mg/kg,；

Se——type-1点位（瞬时吸附点位）的吸附态溶质浓度，mg/kg；

Sk——type-2点位（动态吸附点位）的吸附态溶质浓度，mg/kg；

f——瞬时吸附点位(type-1)占的比例；

Se——附平衡时的吸附态溶质浓度，mg/kg；

Kd——溶质的土壤-水分配系数，L/kg。

吸附态的溶质浓度Se和Sk对时间的偏导数为：

(Se)S

=f（16）

tt

(Sk)

=−−(1fK)CSk（17）

td

式中：

-1

α——动态吸附过程的一级速率常数，h。

有机污染物在迁移过程中还伴随着生物降解，由于固相表面吸附态有机污染物的生物

可利用性低，因此仅考虑液相中有机污染物的降解，且将此反应利用简单的一级反应方程

进行描述。因此，均质土壤中有机污染物的对流弥散方程（CDE）可表示为：

cagcgbwsJc

++=+−DaDcshgw−−agg−ssab−w−g−sb

tttzzzzz

（18）

式中：

c——溶解态污染物浓度，μg/ml；

g——气态污染物浓度，μg/ml；

s——吸附态污染物浓度，μg/g；

θ——容积含水量，cm3/cm3；

a——充气孔隙度，cm3/cm3；

3

ρb——容重，g/cm；

2

Dsh——水动力弥散系数，cm/d；

9

Jw——水流通量，cm/d；

-1

μw——液相一级反应速率系数，d；

-1

μg——气相一级反应速率系数，d；

-1

μs——固相一级反应速率系数，d；

3

γw——液相零级反应速率常数，μg/cmd；

3

γg——气相零级反应速率常数，μg/cmd；

3

γs——固相零级反应速率常数，μg/cmd；

se——瞬态平衡点位的吸附态污染物浓度，μg/g；

sk——动力学点位的吸附态污染物浓度，μg/g；

f——平衡吸附点位所占的比例；

ω——一级吸附速率系数，d-1；

3

Kd——分配系数，cm/g。

4)一级评估模型的初始条件

通常污染物迁移的初始条件定义为初始浓度分布，具体可根据实际情况表示为：

cz(cz,0)=i()（19）

动力学点位的初始浓度可设为与平衡点位的初始浓度相平衡，即：

k

szfK(,01cz)=−()di()（20）

式中：

c——溶解态污染物浓度，μg/ml；

sk——动力学点位的吸附态污染物浓度，μg/g；

f——平衡吸附点位所占的比例；

3

Kd——污染物的土壤-水分配系数，cm/g。

5)一级评估模型的边界条件

第一类边界条件c(z,t)=c0(z,t)z=0或z=L（21）

c

第二类边界条件：DzzL===00或（22）

shz

c

第三类边界条件：−D+Jc=Jcz=0或z=L（23）

shzw00

式中：

J0——水流通量，cm/d；

c0——水中污染物的浓度，μg/ml。

对于挥发性污染物，需要考虑气相污染物通过土壤表面厚度为d的滞留层的扩散，这部

分通量与滞留层两侧的浓度差成正比。修正后的边界条件为：

cDs

−D+Jc=Jc+gkc−gz=0（24）

shzdw00(gatm)

10

6）模型验证

在稳态饱和流和非饱和流条件下，我们利用土柱迁移实验研究了5种典型有机污染物

在土壤中迁移转化行为及模型模拟。将土柱中五种有机污染物总体的淋溶数据分别用平衡

模型、单点位模型和双点位模型进行拟合，拟合曲线如图1所示。模型拟合结果的比较见

表1。有机污染物穿透曲线呈明显的不对称形，曲线左偏出峰提前，并且拖尾，而示踪溴

离子的穿透曲线对称且无拖尾，说明有机污染物在土壤中的非平衡迁移主要是动态吸附引

起的化学非平衡，而且拟合曲线与实测穿透曲线的拟合效果较好，拟合结果的确定性系数

（R2）双点位模型明显大于平衡模型和单点位模型。因此采用双点位吸附模型对有机污染

物的穿透曲线进行拟合。

图1.有机污染物的平衡模型、单点位模型和双点位模型拟合曲线

表1.模型拟合结果的比较。

模型λfK/Knμα2

dfR

平衡模型0.46(1)0.941.000.013(0)0.988

单点位模型0.46(0)0.990.880.0081.0150.994

双点位模型0.460.6041.170.920.0060.1090.998

拟合结果的确定性系数（R2）均大于0.98（表1），表明采用双点位吸附模型拟合有机

污染物在土壤中的穿透曲线的可行性，以及利用模型反演的参数具有一定的可靠性。穿透

实验中有机污染物的质量回收率以及穿透曲线的拟合参数见表2。

11

表2柱试验中布洛芬、卡马西平和双酚A穿透的模型拟合参数以及质量回收率

有机污Kμα质量回收率

饱和度土样dfwR2

染物(L/kg)(h-1)(h-1)(%)

O0.290.000.000.080.99100.0

A0.650.020.020.220.9991.5

布洛芬

B0.720.010.050.170.9879.5

C1.220.020.060.300.9877.8

O0.820.010.010.230.9993.7

卡马西A1.330.240.010.080.9892.5

饱和

平B2.360.020.010.190.9993.2

C3.420.120.020.200.9893.2

O0.880.000.040.120.9985.3

A1.740.010.180.380.9846.5

双酚A

B5.100.010.260.170.9831.2

C11.710.120.500.100.9710.5

O0.380.480.000.070.99100.0

A0.910.610.120.210.9957.3

布洛芬

B1.060.710.120.050.9760.5

C2.710.050.090.220.9656.8

O1.170.620.000.100.9996.9

卡马西A2.000.660.010.050.9792.1

非饱和

平B2.770.650.020.110.9992.4

C4.560.260.050.570.9776.1

O3.240.140.000.010.9990.3

A4.110.940.890.130.952.9

双酚A

B7.540.871.160.200.935.0

C----------0.0

有机污染物在土壤中的迁移受到土壤性质、水分饱和度和有机污染物自身特性的综合

影响。这些因素通过影响有机污染物与土壤颗粒表面的疏水作用、静电作用控制着有机污

染物在土壤中的迁移。有机污染物在低有机质含量的土壤中的迁移能力大于其在高有机质

含量的土壤中的迁移能力；有机污染物在饱和流条件下的迁移能力大于其在非饱和流条件

下的迁移能力。饱和流条件下，土壤有机质是影响有机污染物迁移的主要因素，土壤有机

质控制有机污染物在液-固界面上的动态吸附过程是阻滞有机污染物迁移的主要机制。非饱

和流条件下，土壤有机质与水分饱和度对有机污染物迁移的影响存在拮抗效应：同一土壤

12

中，水分饱和度增加利于有机污染物的迁移；相同的水分饱和度条件下，土壤有机质的增

加阻滞了有机污染物的迁移。采用去除有机质后的土样进行土柱试验的结果表明，非饱和

土壤中的气-液界面对有机污染物的迁移的阻滞作用有限，有机污染物在气-液-固界面上的

瞬时吸附和液-固界面上动态吸附是阻滞非饱和土壤中有机污染物迁移的主要机制。

四、注意事项

1.时间先后性

即先发生环境污染或生态破坏，后通过环境暴露导致环境损害或生态破坏后果，时间

上不可颠倒。

2.关联合理性

要厘清环境暴露与环境损害间存在的关联，考虑利用多学科的知识进行辅助分析。

3.关联一致性

环境暴露与环境损害间的关联能在不同的时间、地点和受体中得到验证，环境损害案

件中相似的环境暴露引发相似的环境损害，不因时间地点和介质而变化。

4.关联特异性

特定的环境损害由特定的环境污染和环境暴露所引起，每种环境损害后果都对应特定

的环境暴露或环境污染。

五、预期经济效益和社会效益

本着严谨的环境污染治理标准以及我国大力治理土壤和地下水污染的方针政策，积极

发展绿色、生态环保生活环境的要求以及降低治理成本的目标。本标准将加快促进环境友

好、绿色环保理念的形成。提高人文素质及社会影响，具有明显的经济效益和社会效益。

13

六、建议

（1）充分获取评估区的气候气象、地形地貌、地质构造特征、环境敏感区分布、地层

岩性、水文条件和水文地质条件等信息，构建调查区土壤（含地下水）污染概念模型；

（2）对于调查资料满足评估等级要求的地区直接开展相应的迁移预测工作；不满足评

估等级要求的地区需补充收集资料，必要时开展更为深入的土壤和水文地质勘查与试验、

污染迁移调查以及监测等工作。

（3）本标准应对相关环保机构、科研院所及高校进行宣传并激励共同推进。

七、其它应予说明的事项

无

八、案例

1.二级评估模型案例-重金属

某铜业公司场地，根据初步调查和详细调查数据汇总，本地块特征污染物主要是砷、

铜、铅、镍等重金属污染物。整块场地的土壤污染平均内梅罗指数为0.86，综合污染级别

属于Ⅱ级污染，有色金属铸造及合金制造属于Ⅱ类行业。综合行业类别、环境敏感程度和

内梅罗指数判断，本场地环境损害延伸范围量化评估工作等级为二级（一般预测）。根据公

式（10）计算污染物最大迁移距离，模型关键参数及结果如下：

表3模型关键参数及结果

一级动力学吸附速率系数地下水迁移速率最大迁移距离

-1

ω(d)v(m/d)Lmax(m)

砷0.005420.068558.20

铅0.009370.068533.67

铜0.013750.068522.94

镍0.009030.068534.93

初步分析结果表明该区域地下水无重金属迁移污染风险，这也与地块范围内地下水

14

环境质量的检测结果相一致。依据《地下水质量标准》（GB/T14848-2017），对本次采集

的地下水样进行分析，指标满足《地下水质量标准》（GB/T14848-2017）III类水标准。

但该厂区地下水位较浅，应加强对水质的长期监测，不排除地表土壤中的污染物对于地

下水具有一定风险。由模型计算结果可知，该场地土壤中砷、铜、铅、镍的最大迁移距

离为分别为58.2m、33.67m、22.94m和34.93m。建议在接下来的工作中进行进一步场

地风险评估，根据最大迁移距离划定污染基线，精确污染范围和污染土方量，制定土壤

修复目标。根据场地调查结果，场地地下水暂未明显影响，但周围有居民区、学校及农

田等，应加强对水质的长期监测。此外，由于场地内仍遗留大量的危险化学品(如石油烃

类、二噁英类)，建议在场地闲置期间开展风险管控措施。

2.二级评估模型案例-复合污染

某化学纤维厂场地，通过前期污染调查结果分析可知，土壤中超标物质为2种重金属

（汞、砷）和8种多环芳烃类污染物（萘、屈、苯并(b)荧蒽、茚并(1,2,3-c,d)芘、苯并(a)

蒽、苯并(k)荧蒽、苯并(a)芘、二苯并(a,h)蒽）。对照内梅罗指数评价标准，场地部分车间

存在着不同程度的汞和砷污染，多环芳烃污染主要集中在电厂和动力车间附近土壤中，其

他区域属于清洁（安全）级别。整块场地的土壤污染平均内梅罗指数为0.74，化学纤维制

造业属于Ⅱ类行业。综合污染级别属于Ⅱ级污染。综合行业类别、环境敏感程度和内梅罗指

数判断，本场地环境损害延伸范围量化评估工作等级为二级（一般预测）。根据公式（10）

计算污染物最大迁移距离，模型关键参数及结果如下：

表4模型关键参数及结果

一级动力学吸附速率系数地下水迁移速率最大迁移距离

-1

ω(d)v(m/d)Lmax(m)

汞0.004170.068575.71

砷0.005420.068558.24

苯并芘0.011250.068528.04

初步分析结果表明该区域地下水无重金属迁移污染风险，这也与地块范围内地下水

环境质量的检测结果相一致。依据《地下水质量标准》（GB/T14848-2017），对本次采集

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的地下水样进行分析，指标满足《地下水质量标准》（GB/T14848-2017）III类水标准。

但该厂区地下水位较浅，应加强对水质的长期监测，不排除地表土壤中的污染物对于地

下水具有一定风险。由模型计算结果可知，该场地土壤中汞、砷、苯并芘的最大迁移距

离为分别为75.71m、58.24m和28.04m。建议在接下来的工作中进行进一步场地风险评

估，根据最大迁移距离划定污染基线，精确污染范围和污染土方量，制定土壤修复目

标。根据场地调查结果，场地地下水暂未明显影响，但该地区地下水位较浅，应加强对

水质的长期监测。此外，由于场地内仍遗留大量的二硫化碳和浓硫酸等危险化学品，建

议在场地闲置期间开展风险管控措施。

3.一级评估模型案例-重金属

某电镀厂搬迁场地。通过前期污染调查结果分析可知，土壤中超标物质为六价铬、铬、

镍和锌，详细调查分析结果表明，重点关注的污染物为六价铬。整块场地的土壤污染平均

内梅罗指数为43.02，有电镀工艺的金属制品制造业属于I类行业。场地土壤和地下水环境敏

感程度较高，为敏感级别。场地综合污染级别属于V级严重污染。综合污染级别属于Ⅱ级污

染。综合行业类别、环境敏感程度和内梅罗指数判断，本场地环境损害延伸范围量化评估

工作等级为一级（详细预测）。具体预测工作分为两阶段：首先是六价铬在重点污染区域

土壤中的纵向迁移模拟，评估其向深层土壤和地下水方向的迁移路径和范围。

模型关键参数如下：

表5各土层水力学参数和六价铬土壤固相-水分配系数

质地θrθsαnKsλKd

含义残留孔隙度VanGenuchten饱和纵向分配

含水量模型参数导水率弥散度系数

单位cm3/cm3cm3/cm31/cm—cm/dcmcm3/g

黏质粉土0.0890.430.0101.231.683.016.4

卵砾石0.0800.260.50010.00209952360.006

粉质黏土0.0700.320.0051.090.800.1713.03

砂土0.0450.430.1452.68712.81001.3

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3.1六价铬在土壤中的纵向迁移

镀铬车间附近土壤中六价铬平均浓度为187mg/kg，最大浓度为1280mg/kg。根据公

式（2），设表层土壤含水量为0.215（近似持水量，约为饱和容积含水量的一半），假设土

壤容重为1.5g/cm3，则该区域表层土壤中溶解态六价铬浓度为：

平均浓度：

1871.5

c==11.30(mg/L)

Wavg03_0.2151.516.4+

最大浓度：

12801.5

c==77.37(mg/L)

Wavg03_0.2151.516.4+

分别针对这两个浓度情景，选择Hydrus-1D软件（4.16.0110版），分析污染物在土层

中的纵向迁移。在主过程窗口中选取“水流”模块和“溶质运移”模块，选择标准溶质运移模

式。在图形设置中，剖面节点数设置为301，即网格间距为20cm。结合镀铬车间附近水文

地质条件设置土层分布，从上往下依次为黏质粉土（0~-100cm）、卵砾石（-100~-2200

cm）、粉质黏土（-2200~-2500cm）、卵砾石（-2500~-2800cm）、细砂（-2800~-2900cm）、

卵砾石（-2900~-6000cm）。前期调查结果显示，地块潜水水位埋深在41.0m左右，因此

在-4100~-6000cm范围内的初始水头设置为0~1900cm；潜水面以上包气带土壤水头设

为-336cm（近似田间持水量）。表层土壤（0~-100cm）中的初始溶解态六价铬浓度分别设

为11.30mg/L和77.37mg/L。

结果显示，表层土壤中的六价铬随雨水淋溶至下层卵砾石层，但是被-22~-25m的粉

质黏土层吸附拦截，在接近40年的模拟时段内，即便是表层土壤污染浓度高达1280mg/kg，

也始终无法穿透粉质黏土层。并且，随着时间的推移，表层土壤中的六价铬浓度呈逐渐降

低趋势，而粉质黏土层的六价铬含量逐渐升高最终趋于稳定。

3.2六价铬在地下水中的横向迁移

综合前期场地环境调查结果，以及土壤纵向迁移模拟预测结果可以看出，该地块土壤

中的六价铬污染主要存在于表层，且粉质黏土夹层的存在对六价铬的下渗起到了很好的吸

附阻隔作用，该区域地下水无六价铬污染风险，这也与地块范围内地下水环境质量的检测

17

结果相一致——厂区内地下水样品中未检出特征污染物六价铬。因此，理论上无需开展六

价铬在地下水中的横向迁移预测。但是厂区外地下水下游监测井W05六价铬浓度达到0.016

mg/L，尽管低于《地下水质量标准》（GB/T14848-2017）III类水质标准（0.05mg/L），仍

不排除地表土壤中的六价铬对于地下水具有一定风险。因此，以镀铬车间附近土壤中的溶

解态六价铬浓度77.37mg/L为该地块地下水污染的最大风险值，基于HYDRUS5.01.0630软

件，计算六价铬在地下水中的横向迁移路径与范围。

在主过程窗口中选取“水流”模块和“溶质运移”模块，选择标准溶质运移模式。结果发

现，场地所在区域为地下水漏斗区，周边地下水汇向该区域，受其影响，地下水中六价铬

几乎没有任何向外迁移的趋势。假设随着时间的迁移，该漏斗区逐渐消失，在整体由东北

向西南的地下水流场条件下，三里河村水井的确处于污染地块的下游流线之上，即处于污

染物潜在迁移路径之上。但是，在40年的模拟时间内，场地地下水中六价铬的迁移范围仍

十分有限，即便是在污染源浓度为77.37mg/L的极端情境下，经历40年左右的时间，超

标范围也仅局限于场地周边。

六价铬在土壤中的纵向迁移结果表明该区域地下水无六价铬污染风险，这也与地块范

围内地下水环境质量的检测结果相一致—厂区内地下水样品中未检出特征污染物六价铬。

以镀铬车间土壤中六价铬溶解态浓度77.37mg/L为假设情境，对其在地下水中的横向迁移

预测结果发现，在近40年的模拟时间里，六价铬浓度超标区域仍处于场地周边。即便是在

假设的极端重污染条件下，该地块对附近村庄等敏感目标的影响仍相对有限，风险基本可

控。但是，三里河村监测井处于污染物迁移路径之上，因此不排除存在地质裂隙引起的污

染物迁移距离增大，从而对下游敏感目标造成威胁。

因此，可以判定位于厂区外西南方向5.6km的村落，其地下水平水期样品检出六价铬

浓度为0.053mg/L（超标0.1倍），该点位处于污染物潜在迁移路径之上，存在着受电镀厂

遗留场地污染的风险。但是在污染地块地下水中未检出目标污染物六价铬，且在污染地块

与受损点位之间的监测井中也未检出六价铬，40年的模拟结果表明污染物迁移范围有限。

因此判断该村水井在地下水平水期发生的轻微超标事件与电镀厂遗留污染场地之间不存

在明确的因果关系。

但是厂区外地下水下游监测井W05六价铬浓度达到0.016mg/L，低于《地下水质量标

准》（GB/T14848-2017）III类水质标准（0.05mg/L）。位于污染区域内的W02和W03号

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钻孔中低渗透土层的样品检测结果显示，这一区域内卵石地层中的低渗透层土壤六价铬检

出浓度也存在超过基于保护地下水反推的土壤允许浓度0.95mg/kg，最大深度达到地面以

下约30米。因此，建议未来对场地内浅表层污染的填土层进行治理修复后，还需对厂区内

生产区地下水开展定期监测与管控，以及时识别区域内因施工条件等因素未能治理修复的

卵石地层中低渗透夹层土壤中残留的六价铬是否在降雨淋溶作用下进入地下水对其造成

了污染，并采取限制污染地下水开采使用等相关的风险管控措施。

4.一级评估模型案例-有机物

某化工厂搬迁场地。通过前期污染调查结果分析可知，土壤中超标物质主要为苯、甲

苯、乙苯、间+对-二甲苯、总石油烃（C10-C40）；地下水中风险管控目标因子包括苯、甲

苯、二甲苯、滴滴涕、挥发酚（以苯酚计）、色度。整块场地的土壤污染平均内梅罗指数为

689.84，综合污染级别属于V级严重污染。涉及涂料、染料、颜料、油墨及其类似产品制

造的化工业属于I类行业。场地土壤和地下水环境敏感程度较高，为敏感级别。综合行业

类别、环境敏感程度和内梅罗指数判断，场地土壤和地下水污染物迁移路径分析与环境损

害延伸范围量化评估工作等级为一级（详细预测）。

该地块土壤污染范围较深，具有明显的分层结构，且各土层（0~8m）均有可能存在

孔隙潜水（水位埋深约1.5~6.5m）。因此，每层土壤中的污染物均有可能随地下