污染场地安全利用保障技术 第1部分：场地土壤和地下水中污染物安全阈值（征求意见稿）编制说明

污染地块安全利用保障技术第1部分：地块土壤和地

下水中污染物安全阈值

编制说明

标准编制组

二零二三年四月

1项目背景

1.1任务来源

《土壤污染防治法》要求“生态环境主管部门应根据土壤污染状况、公众健康风险、生

态风险和科学技术水平，并按照土地用途，制定国家土壤污染风险管控标准，加强土壤污

染防治标准体系建设”。粤港澳大湾区包括香港特别行政区、澳门特别行政区和广东省广州

市、深圳市、珠海市、佛山市、惠州市、东莞市、中山市、江门市、肇庆市，是我国开放

程度最高、经济活力最强的区域之一，在国家发展大局中具有重要战略地位。在长期经济

发展高强度、行业更新高迭代情景下，粤港澳大湾区形成大量污染场地，不但存在土壤污

染，也有土壤-地下水的同时污染，对大湾区公众健康和生态环境造成严重威胁。2019年2

月，中共中央、国务院印发了《粤港澳大湾区发展规划纲要》，明确要求“加强粤港澳生态

环境保护合作，共同改善生态环境系统”，提出“开展粤港澳土壤治理修复技术交流与合作，

积极推进受污染土壤的治理与修复示范”。基于此背景，2019年12月，国家重点研发计划

成立《粤港澳大湾区污染场地安全利用保障技术与集成工程示范》项目，针对粤港澳大湾

区的独特的水文地质特征、污染特征、规划用途、暴露人群特征等参数，研究制定针对粤

港澳大湾区的建设用地土壤和地下水中污染物安全阈值，制定《污染场地安全利用保障技

术》标准体系。《污染场地安全利用保障技术第3部分：场地土壤和地下水中污染物安全

阈值》（以下简称《团体标准》）是《污染场地安全利用保障技术》的第3部分。本编制说

明由南方科技大学提出并归口，广东省环境科学研究院、生态环境部华南环境科学研究所

协作参与完成。

1.2工作过程

（1）成立编制小组，完成立项申请

2022年6月，编制组召开了《团体标准》编制启动会，就《团体标准》编制大纲内容

进行了充分地研讨与交流。

2022年7月，广东省环境科学学会组织召开了《团体标准》的立项申请咨询会。编制

组围绕《团体标准》立项的必要性、可行性、适用范围以及拟编制内容等方面进行了汇报。

专家咨询组一致同意该《团体标准》可予立项。

（2）资料调研，完成初稿

2022年8月~2022年11月，编制组根据立项专家反馈意见修改完善了《团体标准》编

1

制大纲及内容，针对要点部分进行多次研讨和调研，确定了本《团体标准》编制的技术路

线、适用范围、工作进度和编制分工等细节。

2022年11月~2023年2月，编制组在广泛查阅国内外相关文献、政策、指南、标准及

工程案例资料的基础上，召开多次内部讨论会，形成了《团体标准》初稿和《团体标准》

编制说明初稿。

（3）召开专家咨询会

2023年3月16日，编制组在广州市组织了业内专家对本《团体标准》的编制工作进

行咨询与论证。专家组一致认为，本《团体标准》规定了建设用地用于儿童公园、居住、

工业、科教、商业和绿地共六种用地类型下，基于保护人体健康的土壤和地下水中污染物

安全阈值及使用规则，定位清晰，结构合理，内容全面，有较强的实践指导意义。

2023年4月，编制组根据相关专家意见，进一步修改完善《团体标准》初稿和《团体

标准》编制说明初稿。

2标准编制目的及必要性

2.1标准编制的目的

为贯彻落实《中华人民共和国环境保护法》、《土壤污染防治行动计划》等法律法规，

为保障人体健康，保护生态环境，加强粤港澳大湾区建设用地土壤环境监管，规范和指导

粤港澳大湾区污染场地的安全开发再利用，盘活粤港澳大湾区紧张的土地资源，提出适合

于粤港澳大湾区场地土壤和地下水中的特征污染物及其安全阈值，制定本标准。

2.2标准编制的必要性

（1）国家对污染场地精细化管理的要求

随着工业化发展，我国土壤环境总体状况堪忧，且污染情况存在较大的区域差异。《土

壤污染防治法》要求“生态环境主管部门应根据土壤污染状况、公众健康风险、生态风险和

科学技术水平，并按照土地用途，制定国家土壤污染风险管控标准，加强土壤污染防治标

准体系建设”。本标准的制定是贯彻落实《土壤污染防治法》、《土壤污染防治行动计划》等

文件中有关“构建标准体系，健全土壤污染防治相关标准和技术规范”的必要环节。

（2）粤港澳大湾区发展的重大需求

粤港澳大湾区属于高强度再开发和高密度城市群，其地理位置决定了该地区温度高、

2

湿度大、年降水量大、水网密布、水文地质情况复杂、地下水埋深浅等特点，污染物在场

地的迁移转化规律具有独特性。《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》（GB

36600-2018）将建设用地类型仅分为敏感人群涵盖儿童的一类用地和敏感人群不涵盖儿童

的二类用地，现有的各种污染物多介质迁移转化模型的适应条件具有一定的局限性，难以

满足大湾区污染场地土壤环境风险精细化评估需求。2019年2月，中共中央和国务院印发

《粤港澳大湾区发展规划纲要》提出加强大湾区环境保护和治理，开展粤港澳土壤治理修

复技术交流与合作，积极推进受污染土壤的治理与修复示范，加速受污染地块的安全利用。

粤港澳大湾区建设已提升至国家战略的高度。针对粤港澳大湾区主要用地方式种类，结合

粤港澳大湾区独特的水文地质条件、人群生活方式和体质特征、建筑物特征、土壤性质特

征等获取本土化参数，提出适用于粤港澳大湾区的风险评估模型和技术框架，制定场地土

壤和地下水中污染物的安全阈值，构建粤港澳大湾区适用的风险管控制度体系和安全保障

技术体系已经成为粤港澳大湾区建设用地安全开发利用的重大需求。

3制定标准的原则和依据

3.1制定标准的原则

本《团体标准》的编制原则如下：

（1）立足粤港澳大湾区实际。结合粤港澳大湾区典型用地类型和特征污染物种类，确

定《团体标准》需要考虑的建设用地分类和污染物项目。

（2）符合科学思维。充分借鉴发达国家基于保护人体健康的土壤及地下水标准制定技

术方法的先进经验，深入理解“污染源-暴露途径-受体”三者之间的联系，制定符合环境-社

会-经济效益的标准。

（3）趋于保守原则。按照国际惯例和经验，建设用地土壤及地下水中污染物安全阈值

的制订考虑了不同用地类型下“最不利”的人群暴露情景。对于用地类型不明确的场地，可

根据具体的暴露情景，选用相近暴露情景计算得到的最保守安全阈值。

3.2制定标准的依据

3.2.1政策法律依据

（1）《中华人民共和国环境保护法》（2015年01月01日施行）；

（2）《土壤污染防治行动计划》（2016年08月28日施行）；

3

（3）《中华人民共和国土壤污染防治法》（2019年01月01日施行）；

（4）《中华人民共和国水污染防治法》（2018年01月01日施行）；

（5）《中华人民共和国环境影响评价法》（2003年09月01日施行）；

（6）《粤港澳大湾区发展规划纲要》（2019年02月18日施行）。

3.2.2技术依据

（1）GB36600-2008土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）；

（2）GB/T14848地下水质量标准；

（3）GB50137城市用地分类与规划建设用地标准；

（4）HJ25.1-2019建设用地土壤污染状况调查技术导则；

（5）HJ25.2-2019建设用地土壤污染风险管控与修复监测技术导则；

（6）HJ25.3-2019建设用地土壤污染风险评估技术导则；

（7）DB4403/T68深圳市《土壤环境背景值》；

（8）按风险厘定的土地污染整治标准的使用指引。

4国内外相关标准情况

4.1国外相关标准概况

4.1.1美国筛选值的研究

美国对土壤污染风险评估的研究始于20实际80年代，并逐渐形成了一套完整的土壤

污染评估修复法律体系。在1996年，美国环境保护署颁布制定了，根据污染土壤的健康风

险评估方法确定土壤筛选值的技术指南，随后制订了土壤筛选值。1998年，美国构建了场

地风险评价模型RBCA。2001年，对土壤筛选值的技术指南进行了补充性说明，细化了在

健康风险评价时的住宅、商业与工业场地的土壤筛选值的技术方法。此后，为避免一刀切

带来的高额修复成本，美国各州或区相继也开始制定了适用于本地的土壤筛选值，例如佛

罗里达州、加利福尼亚州、新泽西州分别制定了土壤修复目标值、人体健康筛选值、土壤

清洁目标；马里兰州、阿拉斯加州、新墨西哥州、宾夕法尼亚州等州也制定了的各自的土

壤清洁标准。

4.1.2英国环保署土壤指导值

2002年，英国环保部门采用污染场地暴露评估模型（Contaminatedlandexposure

assessment，CLEA）估算了场地污染的暴露风险，制定了基于人体健康风险评估的土壤指

4

导值（SoilGuidelineValues，SGVs）。此后，SGVs被广泛应用于污染土地的调查和管理中，

土壤指导值被定义为评估土壤中化学品对人类健康的长期和现场接触风险的起点，低于这

个起点的长期人类健康风险是可容忍的或最小的，高于这个起点的长期人类健康风险则应

进行进一步调查。

4.1.3德国《联邦土壤保护和污染场地条例》

依照德国《联邦土壤保护法》，德国联邦政府于1999年制定了《联邦土壤保护和污染

场地条例》。该条例详细规定了启动值、行动值、风险预防值以及可允许的附加污染额度。

对于疑似污染场地要进行场地初步调查，初步调查结果表明，环境中污染物浓度低于启动

值时，没有受到污染；反之，则应开展详细调查。为了方便启动值的使用,条例的附件明确

区分了土壤与人体健康，土壤与植物以及土壤与地表水等路径。在土壤与人体健康的相互

关系中，又根据土壤用途的不同将其分为运动场、居民区、公园和娱乐设施、工业和商务

用地等用地类型。

4.1.4荷兰土壤干预值标准

荷兰是欧盟成员国中率先开展土壤保护立法的国家之一，在土壤环境基准研究方面处

于领先地位。在1983年发布的荷兰《土壤修复指南》中，荷兰政府首次提出了土壤环境标

准，即A、B、C值。A值与C值分别基于土壤背景浓度和专家判断得出，当污染物浓度超

过A值时则认为土壤受到污染，超过C值则需要对污染土壤进行修复。B值为A值与C值

的平均值，当污染物浓度超过B值时则需要对场地进行进一步调查。随后，荷兰又于1987

年通过风险评估的方式对A、B、C值进行了调整。1994年，荷兰对《土壤保护法》进行

了重要修订，建立了基于风险的标准值体系。2000年，荷兰发布用于土壤修复的目标值和

干预值。2008年，荷兰制修订发布《土壤修复通令》，规定1987年1月1日前的历史性污

染土壤，基于风险评估实施监管，土壤修复的目标是保障土壤环境质量满足特定用地方式

（如住宅用地）的安全利用。2013年，荷兰修订发布《土壤修复通令》，规定了土壤修复

工作程序。基于长期实践和不断修订相关法律法规和标准，荷兰基本建立了包括调查监测、

风险评估、治理修复、后续管理等土壤/污染治理修复工程程序。

4.2国内相关标准概况

4.2.1香港按风险厘定的土地污染整治标准

在2007年12月以前，香港并没有本土化的土壤污染标准，一直使用荷兰标准作为土

5

壤污染标准。直到2007年12月香港发布了《按风险厘定的土壤污染整治标准的使用指引》，

规定了54种香港本土受关注污染物的按风险厘定的土壤及地下水污染整治标准。其中地下

水的标准仅限于呼吸来自地下水的污染物的暴露途径，不包含饮用地下水途径所造成的风

险。

4.2.2国内相关政策与现状分析

国外基于健康风险制定土壤筛选值或基准值或指导值的研究起步早，研究深入，很多

欧美国家都根据本国自身的情况开发出了适应本土的筛选值计算体系，并将筛选值和其配

套的使用体系列入国家标准，已经形成了一套成熟的体系。

国内对筛选值的研究相对较晚，在充分吸取国外经验的背景下，我国关于土壤筛选值

的研究从20世纪80年代以来逐步深入，但相比于国外成熟的筛选值体系，我国筛选值的

制定和研究工作仍存在诸多问题。首先，我国缺少适应中国环境条件的筛选值计算体系，

现有的筛选值计算方法大都参考国外的计算方法，在传质途径、建筑类型等多个方面并不

能满足国内的需求。其次，我国幅员辽阔，各个地区经济发展不均衡，导致各个地方的环

境参数、人群暴露情况以及污染物类型等具有较大差异，需要各个地方根据自己区域的特

征进行筛选值的本土化工作，确保筛选值在使用时更加科学可靠。再次，在对于筛选值的

使用方法上，我国也存在一些问题，现行标准对建设用地类型仅分为一类和二类用地两种，

不利于精细化的判断和修复方案的设计，很容易造成过度修复或者修复效果不足的情况。

最后，尽管在建设用地风险评估技术导则中有地下水中污染物筛选值的计算方法，但现行

的筛选值标准并没有对地下水中污染物的筛选值进行计算。总的来说，我国筛选值的研究

工作还需要更多的本土化和精细化的研究来对国家标准进行补充，以确保其既科学可靠又

方便易用。

5主要技术内容及说明

5.1适用范围

本《团体标准》规定了粤港澳大湾区（以下简称“大湾区”）用于儿童公园用地、居住

用地、工业用地、科教用地、商业用地、绿化用地情景下的建设用地土壤和地下水中污染

物的安全阈值及使用规则。

本《团体标准》适用于大湾区潜在污染场地作为建设用地开发利用时土壤和地下水是

否需要开展修复工作的判定。

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本《团体标准》与《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与修复检测技术导则》（HJ25.2-2019）、《建设用地土壤污染风险评估

技术导则》（HJ25.3-2019）等互相衔接、配套，共同支撑粤港澳大湾区的场地环境监督管

理与快速安全利用。

5.2术语和定义

（1）建设用地：指建造建筑物、构筑物的土地，包括城乡住宅和公共设施用地、工矿

用地、交通水利设施用地、旅游用地、军事设施用地等。

本定义直接引用《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）（GB36600）》

关于建设用地的定义。

（2）暴露途径：指建设用地土壤和地下水中污染物迁移到达和暴露于人体的方式。主

要包括：

1）经口摄入土壤；

2）皮肤接触土壤；

3）吸入土壤颗粒物；

4）吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物；

5）吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染物；

6）吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物；

7）吸入室外空气来自地下水的气态污染物；

8）吸入室内空气来自地下水的气态污染物；

9）饮用地下水。

本定义引用《建设用地土壤污染风险评估技术导则（HJ25.3-2019）》关于暴露途径的

定义。

（3）建设用地土壤中污染物安全阈值：指在特定区域和特定土地使用功能下，建设用

地土壤中污染物含量等于或低于该值时，认为其对人体健康的风险可以接受；超过该值时，

认为其对人体健康有不可接受的风险，原则上需采取风险管控或修复措施。

（4）建设用地地下水中污染物安全阈值：指在特定区域和特定土地使用功能下，建设

用地地下水中污染物含量等于或低于该值时，认为其对人体健康的风险可以接受；超过该

值时，认为其对人体健康有不可接受的风险，原则上需采取风险管控或修复措施。

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（5）土壤环境背景值：指基于土壤环境背景含量的统计值。通常以土壤环境背景含量

的某一分位值表示。其中土壤环境背景含量是指在一定时间条件下，仅受地球化学过程和

非点源输入影响的土壤中元素或化合物的含量。

6土壤及地下水中关注污染物项目

在综合分析粤港澳大湾区的土壤及地下水污染现状、常见污染场地类型及潜在特征污

染物类型的基础上，结合国外优先污染物名单、我国水环境优先控制污染物名录、大气优

先控制污染物名录、危险废物名录、人类致癌物和可能致癌物清单、各国家或地区的场地

土壤筛选值或指导值。初步筛选出粤港澳大湾区场地需关注污染物指标共128项，具体包

括金属及无机污染物（18项）、氯代烃类（25项）、苯系物及其衍生物（23项）、多环芳烃

类（19项）、多氯联苯与二噁英类污染物（5项）、石油烃类污染物（8项）、邻苯二甲酸酯

类（6项）、有机农药类污染物（8项）、全氟化合物类（13项）和其他污染物（3项）。

需要说明的是，以上128种受关注的污染物是根据现有调查结果总结出的，最可能在

粤港澳大湾区受污染场地出现的污染物。实际上，需要分析的污染物种类和数目，都不应

局限于这128种，而应根据污染场地的过去和现在的化学品使用/存储活动来最终确定需分

析污染物的名单。另外考虑到未来场地风险管控过程中部分污染物可能存在浓度上升的问

题，建议本《团体标准》的使用者应选择全部污染物中场地过去和现在使用/存储的化学品

进行分析。此外，在研究污染场地过去和现在的土地用途时，若发现该场地曾涉及本《团

体标准》128种受关注的污染物名单以外的污染物，也应加入分析名单，并对其毒性和健

康风险进行评估。

7建设用地的用途情景

本《团体标准》以盘活粤港澳大湾区城市建设用地资源和保障人群健康为主要目标，

结合粤港澳大湾区的城市用地类型的典型特征，主要考虑粤港澳大湾区建设用地中以下6

种用地情景：居住用地、商业用地、工业用地、科教用地、儿童公园用地和绿地用地。由

于人群接触受污染土壤及/或地下水的途径，包括接触程度和频率，在很大程度上取决于用

地方式，因此本《团体标准》对6种用地情景分别制定了相应的建设用地土壤、地下水中

污染物安全阈值。6种用地情景详情如下：

（1）居住用地：GB50137规定的城市建设用地中的居住用地（R），指住宅和相应服

务设施的用地。

8

（2）商业用地：GB50137规定的城市建设用地中的商业服务业设施用地（B），指各

类商业、商务、娱乐康体等设施用地，不包括居住用地中的服务设施用地以及公共管理与

公共服务用地内的事业单位用地。

（3）工业用地：包括GB50137规定的城市建设用地中的工业用地（M）和物流仓储用

地（W）。其中，工业用地（M）指工矿企业的生产车间、库房及其附属设施等用地，包

括专用的铁路、码头和道路等用地，不包括露天矿用地；物流仓储用地（W）指物资储备、

中转、配送、批发、交易等的用地，包括大型批发市场以及货运公司车队的站场（不包括

加工）等用地。

（4）科教用地：GB50137规定的公共管理与公共服务用地中的教育科研用地（A3），

包括高等院校、中等专业学校、特殊教育用地、中学、小学、科研事业单位及其附属设施

用地，包括为学校配建的独立地段的学生生活用地。

（5）儿童公园用地：GB50137规定的公共管理与公共服务用地中的公园绿地（G1）

中供学龄前和学龄儿童进行游戏、娱乐、体育活动及文化科学普及教育的城市专业性公园。

（6）绿地用地：GB50137规定的公共管理与公共服务用地中的绿地与广场用地（G），

指公园绿地（除儿童公园外）、防护绿地等开放空间用地，不包括住区、单位内部配建的绿

地。

需要特别说明的是，大湾区其他建设用地土地使用功能可根据具体暴露场景，参考上

述类别，取相近类型进行划分。

8污染物安全阈值计算方法

8.1构建场地概念模型

根据《污染场地术语》(HJ682-2014)，场地概念模型是指用文字、图、表等方式来综

合描述污染源、污染迁移途径、人体或生态受体接触污染介质的过程和接触方式。总的来

说场地概念模型包括了与污染场地有关的所有数据和信息，涉及的信息包括了场地的基本

信息，地质、水文地质条件，污染来源、历史、分布、程度、迁移途径，可能的污染暴露

介质、途径和潜在的污染受体。通用的污染场地概念模型主要包括如下内容：

（1）污染源：广义上的污染源可以是任何存在污染物的土壤或地下水，但是从环境管

理角度上的污染源往往是指超过一定浓度限值，在合理的场地适用场景下可能给人体健康

带来不可接受风险的污染土壤或污染地下水。本《团体标准》中污染源所包含的污染物种

9

类已经在上文中做了详细说明。

（2）途径：暴露途径主要讨论污染物如何从污染源释放，如何在环境介质中迁移转换，

最终如何最终作用到受体。环境介质的结构和特征决定了暴露途径的方式。

污染土壤本身可能裸露在外，人体的皮肤可以和这些受到污染的土壤直接接触，从而

实现风险链的闭合，另外，土壤作为人活动的载体，人接触土壤后还可能因为个人卫生等

原因偶然经口摄入受到污染的土壤，从而通过这一途径实现风险链的闭合。

除了土壤之外，另外一个重要的环境介质是空气。裸露的土壤在干燥起风的时候可能

形成扬尘，在扬尘影响的区域内活动的人都有可能投过吸入途径实现风险链的闭合。另外，

在分析粤港澳大湾区的特征污染物时包含大量的挥发性有机污染物、半挥发性有机污染物、

和石油类污染物，这些污染物都有一定的挥发性，会释放出气态的污染物在空气中扩散，

受此影响范围内的人也可以透过呼吸实现风险链的闭合。

另外一个重要的环境介质是地下水。土壤中的污染物可以透过淋溶作用迁移到地下水。

地下水有一定的流动性，会携带溶解其中的污染物扩散，形成影响范围较大的污染羽。污

染地下水作用于受体的方式包括人直接接触地下水、直接饮用、偶然摄入和吸入地下水中

释放的气态污染物等多种方式。粤港澳大湾区当前基本不用地下水作为生产生活用水，因

此粤港澳大湾区没有直接饮用地下水的途径。不过，考虑到部分地区，地下水会出露于地

表，人可能在这些出露区域和受到污染的水发生皮肤接触和偶然摄入的情况，这两种暴露

途径仍然应该考虑在通用场地概念模型之中。

（3）受体：保护目标一般包括居民（儿童）、工人、访客等等，这些保护目标又可以

根据其所在土地的利用类型进一步概化：从人体健康风险的角度出发，儿童公园、科教用

地、居住用地的受体可以概化为两大类：1）成人，具有长期暴露于污染土壤或污染地下水

的风险特征；2）儿童，对于污染的耐受能力较低，而同时对污染的防范意识比较差（是偶

然摄入、体表接触的高发人群），因此需要特别关注。而工业用地、商业用地、绿地的受体

主要是成人。

8.2确定场地暴露情景与暴露途径

暴露情景是指特定土地利用方式下，场地污染物经由不同方式迁移并到达受体的情况。

暴露情景与土地利用方式密切相关，不同土地利用方式下的受体、暴露途径、暴露周期等

存在差异。本《团体标准》针对粤港澳大湾区典型的6种用地情景分别构建了暴露情景，

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对致癌效应和非致癌效应进行了评估。对于致癌效应，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。

8.2.1儿童公园用地

在儿童公园用地情景下，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，

此时的暴露途径主要包括：1）经口摄入土壤、2）皮肤接触土壤、3）吸入土壤颗粒物、4）

吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物、5）吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染

物、6）吸入室外空气来自地下水的气态污染物（图8.1）。

图8.1儿童公园用地方式下的暴露情景分析

8.2.2居住用地

在居住用地情景下，居住的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，此时的暴露途径主要包括：1）经口摄入土壤、2）皮肤接触土壤、3）吸入土壤颗粒物、

4）吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物、5）吸入室外空气中来自下层土壤的气态

污染物、6）吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物、7）吸入室外空气来自地下水的

气态污染物、8）吸入室内空气来自地下水的气态污染物（图8.2）。

图8.2居住用地方式下的暴露情景分析

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8.2.3科教用地

在科教用地情景下，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，此

时的暴露途径主要包括：1）经口摄入土壤、2）皮肤接触土壤、3）吸入土壤颗粒物、4）

吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物、5）吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染

物、6）吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物、7）吸入室外空气来自地下水的气态

污染物、8）吸入室内空气来自地下水的气态污染物（图8.3）。

图8.3科教用地方式下的暴露情景分析

8.2.4商业用地

在商业用地情景下，成人可能会长时间暴露于场地污染而产生健康危害，此时的暴露

途径主要包括：1）经口摄入土壤、2）皮肤接触土壤、3）吸入土壤颗粒物、4）吸入室内

空气中来自下层土壤的气态污染物、5）吸入室内空气来自地下水的气态污染物（图8.4）。

图8.4商业用地方式下的暴露情景分析

8.2.5工业用地

在工业用地情景下，成人可能会长时间暴露于场地污染而产生健康危害，此时的暴露

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途径主要包括：1）经口摄入土壤、2）皮肤接触土壤、3）吸入土壤颗粒物、4）吸入室外

空气中来自表层土壤的气态污染物、5）吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染物、6）

吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物、7）吸入室外空气来自地下水的气态污染物、

8）吸入室内空气来自地下水的气态污染物（图8.5）。

图8.5工业用地方式下的暴露情景分析

8.2.6绿地用地

在绿化用地情景下，成人可能会长时间暴露于场地污染而产生健康危害，此时的暴露

途径主要包括：1）经口摄入土壤、2）皮肤接触土壤、3）吸入土壤颗粒物、4）吸入室外

空气中来自表层土壤的气态污染物、5）吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染物、6）

吸入室外空气来自地下水的气态污染物（图8.6）。

图8.6绿化用地方式下的暴露情景分析

8.3确定评估模型

污染物迁移模型是场地风险评估的核心基础，它决定了污染物在各个暴露途径中的暴

露浓度，并对健康风险评估结果产生重要影响。迁移模型包括颗粒物扩散模型、污染物挥

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发模型等，本小节将对经典的美国RBCA导则和英国CLEA导则与我国《建设工地土壤污

染风险评估技术导则》（HJ25.3-2019）中相关的迁移模型进行比较研究，最后结合粤港澳

大湾区的独特区域特征，确定适用于大湾区的污染物迁移模型。

各国不同暴露途径中使用的迁移模型汇总如表8.1所示。可以看出，对于直接摄入土

壤和皮肤接触室外土壤两种暴露途径，我国HJ25.3和美、英两国是一致的。因此，考虑

直接摄入土壤的污染物迁移模型为USEPA经口摄入模型，而皮肤接触室外土壤的污染物迁

移模型为USEPA皮肤吸收模型。下面对呼吸吸入途径中污染物迁移模型的选择做详细分析。

表8.1美国、英国和中国风险评估中的污染物迁移模型比较

暴露途径美国RBCA导则英国CLEA导则中国HJ25.3

USEPA经口摄入

直接摄入土壤USEPA经口摄入ModelUSEPA经口摄入Model

Model

经口摄摄食自产农作物（绿叶蔬ThorneModel和Ryan

RyanModel未考虑

入途径菜）Model

摄食自产农作物粘附的土

未考虑未考虑

壤FARMLANDModel

USEPA皮肤吸收

皮肤接触室外土壤USEPA皮肤吸收ModelUSEPA皮肤吸收Model

皮肤接Model

触途径皮肤吸收

皮肤接触室内土壤未考虑USEPA未考虑

Model

USEPAQ/C或ASTM

吸入土壤颗粒物USEPAQ/CModelC-RAGModel

Model

吸入室外空气中来自表层USEPAQ/C或ASTM

USEPAQ/CModelASTMModel

呼吸吸土壤的气态污染物Model

入途径吸入室外空气中来自下层

Johnson-Ettinger&Mass未考虑Johnson-Ettinger&Mass

土壤的气态污染物BalanceModelBalanceModel

吸入室内空气中来自下层Johnson-Ettinger&MassJohnson-Ettinger&Mass

Johnson-EttingerModel

土壤的气态污染物BalanceModelBalanceModel

8.3.1吸入土壤颗粒物

美国RBCA导则假设颗粒物以恒定的速度从地面逸散，并在人体呼吸区域内与大气充

分混合，通过ASTMModel计算颗粒物逸散因子；英国CLEA导则通过USEPAQ/CModel

来计算，该模型根据场地所在区域的地理环境及气象条件，利用大气扩散模型计算不同污

染源面积和不同高度处的大气扩散因子，进而推算空气中颗粒物的含量；我国风险评估导

则未采用任何模型推算空气中颗粒物的含量，而是通过大气中可吸入颗粒物含量换算（C-

RAGModel）。经分析，粤港澳大湾区对于吸入土壤颗粒物的暴露途径采用我国导则的C-

RAGModel。

8.3.2吸入室外空气中来自表层土壤的气态污染物

在推算表层土壤污染物进入室外空气中的挥发因子时，美国RBCA导则采用自己开发

的模型ASTMModel，英国CLEA导则选用USEPAQ/CModel进行计算，我国风险评估导

则选择了ASTMModel。粤港澳大湾区采用我国导则的相同模型，即ASTMModel。

14

8.3.3吸入室外空气中来自下层土壤的气态污染物

下层土壤中的污染物可经土壤孔隙挥发扩散至室外空气，污染物的挥发因子可通过

Johnson-EttingerModel和MassBalanceModel进行推算。Johnson-EttingerModel假设污染

源恒定不变，污染物能以稳定蒸气速率无限地挥发至地表，并在污染源正上方离地面2m

高的人体呼吸区域内与空气混合均匀；而MassBalanceModel则建立在质量守恒的基础上，

假设污染物在暴露周期内以恒定的蒸气速率进入人体呼吸区域内并与空气均匀混合。

英国CLEA导则并未考虑下层土壤中污染物向室外挥发，而仅考虑了0-1m表层土壤

中污染物扩散至室外空气；美国RBCA导则同时考虑了Johnson-EttingerModel和Mass

BalanceModel，并取两者的较小值作为污染物的挥发因子；我国的风险评估导则选用的模

型与美国RBCA导则保持一致。不管是CLEA导则还是RBCA导则均为考虑挥发性有机物

在挥发至地表过程中的生物代谢过程。本《团体标准》采用国家导则HJ25.3的计算方法，

使用Johnson-Ettinger&MassBalanceModel对该过程进行评估计算。

8.3.4吸入室内空气中来自下层土壤的气态污染物

下层土壤中的污染物可经土壤孔隙和地基裂隙挥发扩散至室内空气中，污染物的挥发

因子可通过Johnson-EttingerModel和MassBalanceModel进行计算。Johnson-Ettinger

Model将下层土壤中污染物挥发进入室内分为两个阶段：由污染源到建筑物底部附近土壤，

再通过对流扩散作用穿过地基裂隙至室内空气。该模型假设污染源为无限源，污染物含量

不会随时间而消减，并能以恒定的蒸气速率无限地挥发进入室内。MassBalanceModel则

建立在质量守恒的基础上，假设污染源为有限源，污染物含量有限并在暴露周期内以恒定

的蒸气速率进入室内，超过暴露周期后污染物含量即为零。

英国CLEA导则选择了有压强差的Johnson-EttingerModel；美国RBCA导则同时考虑

了Johnson-EttingerModel（包括室内外有压强差和无压强差两种情形）和MassBalance

Model，并取两者的较小值作为污染物的挥发因子；我国的风险评估导则选用的模型与美

国RBCA导则保持一致。结合粤港澳大湾区的具体情况，本《团体标准》采用了Johnson-

EttingerModel和MassBalanceModel对“吸入室内空气来自下层土壤的气态污染物”这一暴

露途径中污染物的挥发因子进行估算。

8.3.5吸入室外空气来自地下水的气态污染物

在粤港澳大湾区独特的区域位置条件下，地下水中有机污染物经挥发作用进入土壤孔

隙后，主要的迁移机制包括扩散、对流及微生物代谢作用。该途径中，污染物从地下水中

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挥发以后，向地下水水位以上的毛细带扩散，再通过上层的包气带土层，进而通过地表缝

隙进入室外空气混合暴露于人群，这期间伴随着微生物对一些有机污染物的代谢。结合粤

港澳大湾区的具体情况，本《团体标准》采用了Johnson-EttingerModel和MassBalance

Model对“吸入室外空气来自地下水的气态污染物”这一暴露途径中污染物的挥发因子进行

估算。

8.3.6吸入室内空气来自地下水的气态污染物

在粤港澳大湾区独特的区域位置条件下，地下水中有机污染物经挥发作用进入土壤孔

隙后，主要的迁移机制包括扩散、对流及微生物代谢作用。该途径中，污染物从地下水中

挥发以后，向地下水水位以上的毛细带扩散，再通过上层的包气带土层，进而通过地基缝

隙进入室内环境与室内空气混合暴露于人群，这期间伴随着微生物对一些有机污染物的代

谢。JOHNSON&ETTINGER是挥发性有机物入侵室内途径目前风险评估工作中应用最广，

认可程度最高的模型。结合粤港澳大湾区的具体情况，本《团体标准》采用了Johnson-

EttingerModel和MassBalanceModel对“吸入室内空气来自地下水的气态污染物”这一暴露

途径进行估算。

综上，基于粤港澳大湾区的区域特征，结合国内外污染物多介质迁移转化主流数值模

型的分析，本《团体标准》在计算不同暴露途径的挥发因子时采用的迁移转化模型见表8.2，

而模型参数的确定及模型的具体计算过程将在下文中进行详细描述和解释。

表8.2计算安全阈值时使用的迁移转化模型

暴露途径污染物迁移转化模型

经口摄入土壤全部类型USEPA经口摄入模型

皮肤接触土壤全部类型USEPA皮肤吸收模型

吸入土壤颗粒物全部类型C-RAGModel

吸入室外空气中来自表层土壤的气

全部类型

态污染物ASTMModel

吸入室外空气中来自下层土壤的气

全部类型

态污染物Johnson-Ettinger&MassBalancemodel

吸入室内空气中来自下层土壤的气

全部类型Johnson-Ettinger&MassBalance

态污染物model

吸入室外空气来自地下水的气态污

全部类型

染物Johnson-Ettinger&MassBalancemodel

吸入室内空气来自地下水的气态污

全部类型Johnson-Ettinger&MassBalance

染物model

16

8.4确定评估模型参数

8.4.1本土化参数选择

由于现行场地风险评估导则中推荐的暴露参数取值不能较好地代表大湾区居民的暴露

特征和行为，从而影响环境风险管理和风险决策的有效性和科学性。本研究通过参数敏感

性分析选取合适的参数指标进行本土化，为科学合理的大湾区土壤及地下水安全阈值的计

算提供支撑。

根据《建设用地土壤污染风险评估技术导则》中的模型参数敏感性分析方法，对各参

数进行±10%比例的数值变化，计算出对应的污染物致癌风险和危害商，最后以下公式计算

出各模型参数的敏感性比例：

�2−�1×100%

�1

�2−�1

式𝑆中=：S�1R—模型参数敏感性比例，无量纲；

P1—模型参数P变化前的数值；

P2—模型参数P变化后的数值；

X1—按P1计算的致癌风险或危害商，无量纲；

X2—按P2计算的致癌风险或危害商，无量纲；

同时对各个暴露途径的暴露过程进行分析，得到各个暴露过程中起到重要作用的参数，

结合参数敏感性分析的计算结果、对各个暴露途径中重要参数的分析结果以及参数本土化

的可行性，最终得到大湾区本土化参数指标。

（1）各个用地类型和污染物的参数敏感性计算结果分析

根据六种不用使用功能用地所涉及的模型参数敏感性比例计算结果，得出六种不同使

用功能用地的敏感性参数如下：

表8.3六种用地情况下各污染物种类的敏感性参数

污染物种类主要敏感性参数

平均致癌效应时间、成人暴露周期、成人室内暴露频率、空气中可吸入颗粒物含量、儿童平均体

金属与无机物重、成人每日空气呼吸量、成人平均体重、儿童暴露周期、儿童每日空气呼吸量、成人室外暴露频

率

平均致癌效应时间、室内空间体积与气态污染物入渗面积之比、室内空气交换率、地基和墙体裂隙

脂肪烃及其衍表面积所占比例、成人暴露周期、包气带土壤有机碳质量分数、成人室内暴露频率、包气带孔隙水

生物体积比、包气带土壤容重、儿童平均体重、成人每日空气呼吸量、儿童暴露周期、儿童每日空气呼

吸量、成人平均体重、包气带孔隙空气体积比、儿童室内暴露频率

平均致癌效应时间、包气带土壤有机碳质量分数、室内空间体积与气态污染物入渗面积之比、室内

单环芳烃及其空气交换率、地基和墙体裂隙表面积所占比例、成人暴露周期、成人室内暴露频率、儿童平均体

衍生物重、儿童暴露周期、成人每日空气呼吸量、儿童每日空气呼吸量、包气带孔隙空气体积比、儿童室

内暴露频率、成人平均体重

17

污染物种类主要敏感性参数

平均致癌效应时间、儿童暴露周期、儿童暴露频率、儿童平均体重、儿童土壤摄入率、成人暴露周

多环芳烃类

期、成人暴露频率、成人平均体重、成人土壤摄入率

平均致癌效应时间、儿童暴露周期、儿童暴露频率、儿童平均体重、儿童土壤摄入率、成人暴露周

多氯联苯类

期、成人暴露频率、成人平均体重、成人土壤摄入率

平均致癌效应时间、儿童平均体重、儿童暴露周期、儿童暴露频率、儿童土壤摄入率、成人平均体

二噁英类

重、成人暴露周期、成人暴露频率、成人土壤摄入率

邻苯二甲酸酯平均致癌效应时间、儿童暴露周期、儿童暴露频率、儿童平均体重、儿童土壤摄入率、成人暴露周

类期、成人暴露频率、成人平均体重、成人土壤摄入率

平均致癌效应时间、儿童暴露周期、儿童暴露频率、儿童平均体重、儿童土壤摄入率、成人暴露周

有机农药类

期、成人暴露频率、成人平均体重、成人土壤摄入率

表8.4六种不同使用功能用地的敏感性参数

用地类型主要敏感性参数

平均致癌/非致癌效应时间、成人平均体重、儿童平均体重、承认平均身高、儿童平均身高、成人暴

露周期、儿童暴露周期、承认暴露频率、儿童暴露频率、成人室外暴露频率、儿童室外暴露频率、

成人暴露皮肤占体表面积比、儿童暴露皮肤占体表面积比、成人皮肤土壤黏附系数、儿童皮肤土壤

儿童公园

黏附系数、成人每日呼吸量、儿童每日呼吸量、土壤有机碳质量分数、土壤容重、混合区大气流

速、空气中可吸入颗粒物含量、表层污染土层厚度、地下水埋深、包气带孔隙空气体积比、包气带

孔隙水体积比。

平均致癌/非致癌效应时间、儿童平均体重、儿童暴露周期、儿童暴露频率、儿童土壤摄入率、成人

暴露周期、成人平均体重、成人土壤摄入率、空气中可吸入颗粒物含量、成人每日空气呼吸量、儿

童每日空气呼吸量、成人室外暴露频率、成人室内暴露频率、儿童室内暴露频率、儿童室外暴露频

居住用地

率、室内空气交换律、墙体裂缝表面积占比、土壤有机碳质量分数、土壤容重、包气带孔隙水体积

比、混合区大气流速、包气带孔隙空气体积比、室内空间体积与气态污染物入渗面积之比、平行于

风向的土壤污染源宽度、儿童平均身高、成人平均身高、皮肤表面土壤黏附系数、地下水埋深。

平均致癌/非致癌效应时间、儿童平均体重、儿童暴露周期、儿童暴露频率、儿童土壤摄入率、成人

暴露周期、成人平均体重、成人土壤摄入率、空气中可吸入颗粒物含量、成人每日空气呼吸量、儿

童每日空气呼吸量、成人室外暴露频率、成人室内暴露频率、儿童室内暴露频率、儿童室外暴露频

科教用地

率、室内空气交换律、墙体裂缝表面积占比、土壤有机碳质量分数、土壤容重、包气带孔隙水体积

比、混合区大气流速、包气带孔隙空气体积比、室内空间体积与气态污染物入渗面积之比、平行于

风向的土壤污染源宽度、儿童平均身高、成人平均身高、皮肤表面土壤黏附系数、地下水埋深。

平均致癌/非致癌效应时间、成人暴露周期、成人平均体重、成人土壤摄入率、空气中可吸入颗粒物

含量、成人每日空气呼吸量、成人室外暴露频率、成人室内暴露频率、室内空气交换律、墙体裂缝

商业用地表面积占比、土壤有机碳质量分数、土壤容重、包气带孔隙水体积比、混合区大气流速、包气带孔

隙空气体积比、室内空间体积与气态污染物入渗面积之比、平行于风向的土壤污染源宽度、成人平

均身高、成人暴露皮肤所占表面积比、皮肤表面土壤黏附系数、地下水埋深。

平均致癌/非致癌效应时间、成人暴露周期、成人平均体重、成人土壤摄入率、空气中可吸入颗粒物

含量、成人每日空气呼吸量、成人室外暴露频率、成人暴露皮肤所占表面积比、成人室内暴露频

工业用地率、室内空气交换律、墙体裂缝表面积占比、土壤有机碳质量分数、土壤容重、包气带孔隙水体积

比、混合区大气流速、包气带孔隙空气体积比、室内空间体积与气态污染物入渗面积之比、平行于

风向的土壤污染源宽度、成人平均身高、皮肤表面土壤黏附系数、地下水埋深。

包气带孔隙空气体积比、平均致癌/非致癌效应时间、混合区大气流速、包气带孔隙水体积比、成人

暴露周期、成人室外暴露频率、平行于风向的污染源宽度、地下水埋深、承认平均体重、成人平均

绿地用地

身高、包气带土壤容重、包气带土壤有机碳质量分数、空气中可吸入颗粒物含量、表层污染土壤厚

度、成人土壤摄入率、成人每日空气呼吸量、成人土壤摄入率。

（2）各个暴露途径的重要暴露参数分析

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①经口摄入土壤途径的敏感性参数

经口摄入土壤是指受体通过直接摄入土壤火颗粒物粉尘等途径接触污染物。对于多环

芳烃类等难挥发性污染物而言，经口摄入土壤是最重要的暴露途径，尤其对儿童的健康影

响比较严重。该途径假设经口摄入的土壤中的污染物全部被受体吸收，不考虑中间校正过

程，即受体日均污染土壤摄入率（IRing）等于日均摄入土壤量乘以土壤污染物的浓度。偶

尔手口接触或不经意进食沾土食物等是儿童和部分成人接触污染土壤的重要途径。美国有

学者研究针对成人和儿童的土壤摄入率进行比较，发现与儿童相比，父母的日均土壤摄入

率几乎可以忽略不计，成人的日均土壤摄入率仅为52.5mg/d，该值接近1997年美国国家

环境保护局推荐的默认值（50mg/d），但为了保守起见，美国国家环境保护局推导区域筛

选值时，采用了200mg/d；我国2018年8月实施的《土壤环境质量建设用地土壤污染风

险管控标准（试行）》中则采用了成人100mg/d、儿童200mg/d推导相关标准值。

不同用地方式下经口摄入土壤的风险计算模型，模型包括人群暴露水平计算和风险表

征两个部分，不涉及污染物的迁移过程。因此涉及到参数的主要为人体暴露参数。在同一

地区的不同场地进行风险评估时，往往采用的是该地区城市人口样本数据计算样本平均值

作为采纳数据，因此当主导暴露途径为经口摄入土壤的污染物通过风险评估计算出来的风

险控制值基本一致，其差异性随着经口摄入土壤途径的贡献率而变化。当贡献率超过80%

时，其差异可忽略。

②皮肤接触土壤途径的敏感性参数

皮肤接触土壤途径仅考虑人体因皮肤直接接触土壤而与污染物接触。相对于环境健康

问题，皮肤暴露于化学物质中可能更需要关注的是职业健康问题。对于土壤中亲脂性比较

强的持久性污染物而言，皮肤接触土壤是一个重要途径。皮肤通过接触土壤途径吸收污染

物的过程中，一般考虑了土壤-皮肤粘附系数（SSAR）和土壤-皮肤吸收因子（ABSd），不

同的污染物ABSd取值具有较强的变异性，主要来自文献报道的参考值，我国的风险评估

技术导则中采用了美国RBCA和英国CLEA模型中的取值，默认有机污染物的ABSd的值

为0.1，无机污染物的ABSd则为0。敏感用地方式和非敏感用地方式下皮肤接触土壤的风

险计算模型包括人群暴露水平计算和风险表征两个部分，不涉及污染物的迁移过程。因此

涉及到参数的主要为人体暴露参数。和经口摄入土壤途径一样，在同一地区的不同场地进

行风险评估时，往往采用的是该地区城市人口样本数据计算样本平均值作为采纳数据，因

此当主导暴露途径为皮肤接触土壤的污染物通过风险评估计算出来的风险控制值基本一致，

19

其差异性随着皮肤接触土壤途径的贡献率而变化。

③呼吸吸入室内颗粒物的敏感性参数

呼吸吸入颗粒物途径考虑了成人和儿童从室外大气环境和室内环境吸入源于土壤的可

吸入性颗粒物。由于地表覆盖的原因，大多数居住和商业用地类型下，土壤污染导致的长

期背景空气暴露对受体产生的影响通常较低。然而，吸入颗粒物途径仍然是重金属和持久

性有机物产生健康风险的一个重要的暴露途径。表层土壤向空气中释放颗粒物，颗粒物的

释放过程主要模型为空气中颗粒物的扩散因子（PEF）的计算，是指在稳态条件下，空气

颗粒物中预测的污染物浓度与土壤中污染物浓度之比。颗粒物在空气中迁移的影响因素包

括污染源性质、风速和风向、颗粒大小和成分、大气扰动程度。

我国的风险评估技术导则中，呼吸吸入颗粒物暴露途径没参考以上两种模型，二是推

荐了一个简单的经验公式，根据可吸入颗粒物（PM10）和室内空气中来自土壤的颗粒物所

占的比例的乘积来估算PEF。

不同用地方式下呼吸吸入室外土壤颗粒的风险计算模型包括空气中颗粒物的扩散因子

计算、污染物吸入率和风险表征三个部分，涉及到参数的主要为人体暴露参数、建筑物和

空气参数以及污染物的理化毒理参数。在同一地区的不同场地进行风险评估时，往往采用

的是该地区城市人口样本数据计算样本平均值作为采纳数据，建筑物特征参数也采用统一

的推荐值，污染物的理化毒理参数也基本采用同样的取值来源，产生差异的参数主要为年

平均风速以及平行于风向污染源的宽度，是主导暴露途径为呼吸吸入室内颗粒物时的关键

性参数。

④呼吸吸入土壤挥发至室内蒸气途径的敏感性参数

污染物蒸气从包气带土壤中挥发进入大气环境和室内空气环境，进而对人产生呼吸暴

露。对于化工场地中典型污染物类型——苯系物、轻质石油烃组分、卤代溶剂等挥发性有

机物，呼吸吸入室内外蒸气往往是非常重要的暴露途径。由于该暴露途径是下层土壤中污

染物的唯一暴露途径，因此对于较多半挥发性有机物如多环芳烃类污染物，呼吸吸入室内

蒸气在某些暴露情景下也是较为重要的暴露途径。因此分析该途径的敏感性参数对化工类

污染场地具有重要意义。

室内空气中污染物浓度可通过迁移模型估算得到，模拟过程主要包括两个阶段：首先，

土壤中的污染物浓度通过三相平衡作用分配进入土壤液相或土壤气相；然后，污染物从下

层土壤迁移进入表层土壤，并于上方空气进行充分混合。土壤中其他污染物主要通过扩散

20

和对流作用进行迁移。挥发性污染物侵入室内呼吸暴露途径（简称VI途径）风险评价模型

采用ASTM的计算模型，模型主要分为污染物挥发因子的计算、人群暴露水平计算和风险

表征三个部分。按照场地使用方式将污染场地分为敏感用地和非敏感用地，分别考虑不同

的敏感人群。以敏感场地风险评价为例，挥发因子（VF）是该途径风险评价中的核心参数，

表征挥发性污染物从土壤到室内的迁移能力。污染物的性质、污染场地土壤特点和房屋结

构特点均对VF造成影响，并最终影响环境风险的预测。模型区分污染物是否有以对流形

式侵入室内的部分，即Qs=0和Qs>0两种情形。

从计算模型可以看出，挥发因子是该途径最重要的影响因子。所采用的Johnson&

Ettinger模型（JE模型）是挥发性有机物入侵室内途径目前风险评估工作中应用最广，认

可程度最高的模型，该模型假设污染物源处于平衡状态，产生的污染物气体以扩散或对流

的方式，经过有限距离的均一稳定土壤层，透过墙体、底板缝隙侵入建筑物底部，对室内

空气造成污染。模型假定污染物在土壤中处于线性吸附平衡状态，扩散（气相、液相）是

污染物在土壤中的主要迁移方式，同时由于建筑物底层与室内的压力差，对流成为污染物

进入室内的主要迁移方式。模型忽略了污染物的横向迁移作用，以及污染物在土壤中的降

解作用。JE模型提出衰减系数（室内污染物浓度/污染源处污染物浓度）的概念以定量分析

污染物的衰减程度。相比于其他暴露途径，VI途径涉及更多的暴露参数，模型也更为复杂。

在污染物的分配模型模拟中，土壤中有机碳含量（fom）和污染物在土壤有机碳-水分配

系数（Koc）是影响污染物在土壤中分配程度（ω）的重要因素，同时影响土壤质地对ω的

贡献。当Koc>103时，可以忽略土壤质地对ω的影响，即ω对污染物自身的吸附作用敏感；

当10<Koc<103时，污染物的吸附作用和土壤质地条件均影响ω的取值，二者对ω不确定

性贡献程度取决于土壤中有机质含量；当Koc<10时，污染物对土壤的吸附作用弱，土壤

质地条件起主导作用。因此，受土壤中有机质含量差异的影响，土壤总孔隙度、土壤孔隙

水体积比、土壤容重和有机质含量均可能成为挥发因子VF的敏感性参数。然而，有机质

含量相比于其他参数具有更大的不确定性，应受到更多的关注。总体上，土壤中有机质含

量越丰富，污染物的吸附能力越强时，土壤质地条件对污染物在土壤中的分配效果影响越

小。

在污染物的扩散模型模拟中，污染物的扩散能力（Deff）由自身性质主导，同时受土

壤质地条件的影响。对于同种污染物，土壤孔隙度在全范围上的变化使Deff改变不足3倍，

土壤含水量的变化使Deff改变约1个数量级。亨利系数H>0.0001时，在相同土壤质地条

21

件下，污染物有效扩散系数变化趋势相似，基本不受H的影响，其变化幅度约0.5个数量

级；H<0.0001时，Deff随土壤水分含量的增加而增加，其变化幅度不足1个数量级。总

体上，Deff受土壤质地条件和自身性质的影响。土壤水分含量的变化会改变Deff超过2个

数量级，在不饱和土壤层变化幅度不足