某搬遷軸瓦廠地塊鉛污染健康風險評價

（福建和藍環保科技集團有限公司 福建 350000）

近年來，有關土壤污染對人體健康的風險逐漸引起各級政府的高度重視，生態環境部也發布了《建設用地土壤污染風險評估技術導則》HJ 25.3-2019。由于鉛對人體健康影響途徑的特殊性，該技術導則明確指出：本標準不適用于鉛污染以及農用地土壤污染的風險評估。我國針對鉛的職業健康風險評估工作進展緩慢，從風險角度進行的鉛暴露定量評估研究較少，統一的定量評估模型尚未建立。現有資料表明，即使人體暴露于很低濃度的鉛，仍然會產生不利影響，如在低鉛暴露劑量條件下觀察到會對兒童產生微弱的神經影響。普遍認為鉛不存在參考濃度RfC（參考濃度RfC指污染物濃度低于該值時將不會對人體產生不利影響），所以不采用RfC參考濃度進行評估。IEUBK模型是美國環保署推薦使用的兒童血鉛預測模型，通過對復雜的方程計算，預測兒童暴露于鉛污染介質后的血鉛水平。陳林[1]等對鉛暴露健康危害風險評估研究進展予以評述，葛佳[2]針對上海某鉛污染場地進行健康風險評估。

在對福建某搬遷軸瓦廠地塊進行初步調查時，發現該地塊鉛的污染較為嚴重，對此開展了深入調查，在此基礎上進行健康風險評價，并提出風險管控或修復措施建議。

1.材料與方法

(1)研究區概況

①企業概況

某軸瓦廠主要生產各種內燃機主軸瓦、連桿瓦、襯套、止推瓦、翻邊軸瓦等。公司配有軸瓦車間、電鍍車間、生活配套區、辦公樓、倉庫、污水處理、危廢間、鑄造車間、空壓站、總檢車間和機具車間等生產和生活設施。根據當地政府要求，該公司實施退城入園。2018年年底原址地塊上的構筑物開始進行拆除清運，2019年3月基本完成所有構筑物的拆除及場地的平整。原址地塊已由地方政府收儲并將轉為商住用地。為了了解原企業用地的污染情況，對原址地塊初步調查，調查顯示原址地塊存在鉛等污染，屬于污染地塊。

污染地塊的污染主要來源于原企業生產過程中使用的原輔材料，經深入調查主要原輔材料消耗見表1。

表1 主要原輔材料使用情況表

②土壤概況

場地內巖土層可分為7層，自上而下分別為：雜填土層厚1.4～5.6m；粉質黏土層厚1～20.1m；粉砂層厚0.9～2.1m；卵石層厚1.8～8.2m；含礫粉質黏土層厚2.8～17.4m；粉質黏土層厚5.7～8.7m；中風化石灰巖最大厚度3.1m。

(2)樣品采集與處理

初步擬定原址地塊內主要的污染區域為電鍍車間、污水處理站、油類堆存倉庫、危險廢物暫存間、危險廢物倉庫、鍍錫車間、污水管線周邊、總排口、鋼材倉庫、總檢車間。因此，共布設土壤采樣點44個（包含1個背景點）。土壤的采集、運輸、保存、采樣過程中采集平行樣。

采用荷蘭Geoprobe7822DT型鉆機進行土壤樣品的采集和監測井的建井施工。土壤采樣采用直推式方法利用鉆桿（內置土壤專用的PETG套管）從地表直推至指定的土壤采樣深度，隨后用取樣器對PETG套管內采集上來的土壤進行取樣。含重金屬樣品使用塑料管將采集的土壤截取至土壤專用塑料自封袋中。

土壤樣品在室溫下自然風干，剔除砂石、植物根系等雜質，研磨過100目篩，然后密封保存，供鉛全量分析使用。

(3)樣品測試與分析

鉛檢測方法按《土壤質量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》GB/T 17141-1997，使用檢測儀器原子吸收分光光度計AA-7003G，檢出限0.1mg/kg。

實驗室分析過程使用標準物質、采用空白試驗、平行樣測定、加標回收率測定，并對質控數據分析。樣品數43、平行樣數9、相對偏差0.5%-9.5%、控樣值40±2mg/kg、測定值41.3mg/kg、相對誤差3.2%。

(4)數據處理

實驗室分析和數據計算全過程均按《土壤環境監測技術規范》（HJ/T 166-2004）的要求進行。

根據《土壤環境質量建設用地土壤污染風險管控標準（試行）》GB 36600-2018（簡稱《管控標準》）予以判斷污染狀況。如果場地詳細調查建設用地土壤中污染物含量大于風險篩選值（400mg/kg）且小于或者低于風險管制值（800mg/kg），應當依據HJ25.3等標準及相關技術要求開展風險評估，確定風險水平，判斷是否需要采取風險管控或修復措施。如果場地詳細調查確定建設用地土壤中污染物含量高于風險管制值，對人體健康通常存在不可接受風險，應當采取風險管控或修復措施。

(5)健康風險評價方法

目前，國內土壤鉛污染對人體健康的風險評估研究已有報道，劉子姣[3]采用靶標危害系數法對該區域進行了玉米食用健康風險評價。謝團輝[4]根據劑量-反應關系采用健康評價模型—目標危害目標危險系數（THQ）來評估農作物攝入途徑中重金屬對不同年齡人群的健康風險。施宸皓[5]根據USEPA統計資料中的暴露模型的評價參數，其中鉛參考劑量Skin1×10-1、Smoke1×10-1、Breath3.5×10-3。陳澤雄[6]采用美國環境保護署推薦的健康風險評估模型對城市建成區人群進行土壤環境健康風險評價。王香蓮[7]將美國USEPA的風險評估模型于江西省南昌市本地有關參數結合，對場地土壤中的目標污染物鉛等進行健康風險評價。喬雪[8]綜合美國環保署綜合風險信息數據庫（IRIS）、國際癌癥研究機構（IARC）的相關研究成果，對鉛等進行非致癌風險評價。程睿[9]對銅礦棄渣場下游農田土壤重金屬污染特征及健康風險評價。

本項目使用IEUBK模型，通過對參數合理性的分析，選作為本次鉛對人體健康風險評價方法。

2.結果與分析

(1)鉛污染來源

污染源調查結果說明，土壤中鉛的污染來源于工業生產，因為在三元合金電鍍生產工藝中使用了氟硼酸鉛，每年使用量高達4980kg。在電鍍后的下游生產工序中也受到鉛的影響。

(2)土壤鉛污染狀況

經統計，重工車間附近土壤鉛污染最為嚴重，在100～150cm土壤鉛含量達3160mg/kg，甚至超過福建省某礦區周邊表層土壤最大3029mg/kg[4]；其次是電鍍2車間，100～150cm土壤鉛含量2050mg/kg；另外，污水口附近，50～100cm土壤鉛含量也達1970mg/kg。

0～50cm表層土壤鉛污染排序為油類堆存庫（994mg/kg）、循環冷卻水池（876mg/kg）、重工車間（858mg/kg）、三元電鍍車間（744mg/kg）、電鍍2車間（634mg/kg）。

土壤剖面鉛污染最嚴重的是循環冷卻水池附近，表層0～50cm土壤鉛含量876mg/kg，下層300～400cm土壤鉛含量仍達547mg/kg。其次是重工車間表層0～50cm土壤鉛含量858mg/kg，下層200～250cm土壤鉛含量為739mg/kg。

土壤剖面鉛向下遷移的規律是表層富集，逐漸降低。表層土壤鉛污染最嚴重是因為煙塵和粉塵沉降作用，鉛的污染隨時間的推移逐漸累積。下層土壤中鉛含量低是因為土壤的機械截留、有機質的固定、土壤膠體的吸附對鉛向下遷移有很大的阻滯作用，致使鉛向下遷移緩慢。土壤剖面鉛向下遷移的能力還與鉛的溶出能力有關，通過對表層-孔隙水中重金屬含量的比較,鉛很難從土壤進入孔隙水中[10]。

地勘資料顯示，重工車間附近土壤結構為約2.5m為雜填土層，2.5～10.3m為粉質粘土；污水口附近土壤結構為約2.4m為雜填土層，2.4～5.6m為粉質粘土，5.6～12.3m為卵石層；油類堆存庫點位土壤結構為約2.9m為雜填土層，2.9～9.4m為粉質粘土，9.4～20.4m為卵石層；循環冷卻水池點位土壤結構為約1.6m雜填土層，1.6～7.2m粉質粘土；三元電鍍車間點位土壤結構為約2.8m雜填土層，2.8～20.6m粉質粘土。

根據土壤結構調查，除循環冷卻水池外，其余點位鉛污染基本位于雜填土層。循環冷卻水池點位所在區域雜填土層較淺薄，加之原廠生產時防滲措施不到位，因此所在區域土壤中鉛污染最為嚴重。

(3)按《管控標準》評估

結果表明，場地內43個土壤監測點有7個監測點鉛濃度超過800mg/kg的風險管制值，超標率為16.3%，檢出最大值超篩選值6.9倍，超管制值2.95倍。鉛濃度超篩選值區域面積為1971.517m2，必須對該區域內土壤中的鉛進行人體健康風險評估，確定風險水平。上述區域監測點鉛濃度超過風險管制值，區域面積為2256.314m2，約5710.692m3的土壤。這些地塊所在區域土壤中的鉛對人體健康存在不可接受風險，應采取修復措施。

(4)IEUBK模型模擬計算

經計算，作為居住用地情況下，本場地兒童血鉛濃度大于10μg/dL的分布比例（%）計算結果見表2。

表2 計算結果一覽表

假設鉛對兒童血鉛的影響群體近似正態分布，若概率值小于5%的兒童血鉛濃度低于10μg/dL則可以認為無安全健康風險，若概率值大于5%則認為超出可接受健康安全風險[2]。

結果表明，本場地0～1m深度區域對應兒童血鉛濃度大于10μg/dL的分布為30.343%＞5%；1～2m深度污染區域對應兒童血鉛濃度大于10μg/dL的分布為27.273%＞5%；2～3m深度污染區域對應兒童血鉛濃度大于10μg/dL的分布為15.724%＞5%；3～4m深度污染區域對應兒童血鉛濃度大于10μg/dL的分布為26.924%＞5%；因此，該場地鉛對兒童潛在風險不可接受，必須采取風險管控或修復措施。

3.結論

由于原輔材料中使用了氟硼酸鉛，致使原工廠污水管線排口、軸瓦五車間、循環水池、紙盒車間及重工車間等區域土壤不同程度的遭受鉛污染。

表層土壤鉛污染程度排序為油類堆存庫＞循環冷卻水池＞重工車間＞三元電鍍車間＞電鍍2車間。

土壤剖面鉛污染最嚴重的是循環冷卻水池附近以及重工車間，受污染土層分別為0～400cm和0～250cm。

詳細調查結果表明，超管制值區域面積為2256.314m2，約5710.692m3的土壤。

IEUBK模型模擬計算，0～400cm深度區域對應兒童血鉛濃度大于10μg/dL的分布均＞5%，該場地鉛對兒童潛在風險不可接受，必須采取風險管控或修復措施。

4.討論

(1)修復方法

土壤鉛污染的修復方法主要有植物修復、微生物修復、電化學法、淋洗法、固化/穩定化法等方法。固化/穩定化是比較常用的技術，此方法主要是利用一些材料來鈍化土壤中的鉛，從而降低其生物有效性和毒性，從而達到土壤修復的目的。該方法具有低成本、見效快等優點[11]，并即適用于污染地塊的修復，又可用于污染地塊的風險管控。

土壤鉛污染的修復方法必須根據該地塊的用途而定，應結合地塊污染特征、土壤特性和選擇的修復模式。在對技術成熟度、適合的目標污染物和土壤類型、修復的效果、時間和成本等方面綜合分析的基礎上，重點考慮修復技術工程應用的實用性。由于本地塊已由地方政府收儲并將轉為商住用地，一般不能使用原位修復方法，應采取異地處置措施。

(2)風險管控

《污染地塊風險管控與土壤修復效果評估技術導則》規定，污染地塊風險管控包括固化/穩定化、封頂、阻隔填埋、地下水阻隔墻、可滲透反應墻等。因為本地塊將轉為商住用地，在采取異地處置措施之前，應采取風險管控措施，包括設立圍擋、標識，發布污染地塊風險管控公告，及時移除或者清理污染源，采取隔離、阻斷等措施防止污染擴散，開展土壤、地表水、地下水、環境空氣監測等。在采取異地處置措施之前應擬定風險管控方案，包括管控區域、目標、主要措施、環境監測計劃以及應急措施等內容。

(3)模型和參數選擇

目前，國內外普遍采用的血鉛評估模型是美國環保署開發并推薦使用的IEUBK血鉛評估模型，用以評估兒童鉛暴露的風險。IEUBK模型參數包括內置參數和外置參數，其中內置參數不能隨意更改；外置參數可根據當地實際數據在輸入界面修改[12]。由于我國許多地方的外置參數不夠完善，所以大都采用US EPA推薦參數。但歐美兒童的飲食結構和行為習慣與中國兒童存在較大差異，所以模型中的一些參數不一定適用于我國兒童[2]，若應用于我國需調整和校正參數[13]。因此，IEUBK模型的本土化以及合理性和代表性方面還需要進一步加以完善。

ALM模型是EPA為技術審查工作制定的成人鉛暴露評估方法。該模型主要應用于成年女性環境土壤鉛接觸情況下胎兒血鉛值的預測，采用幾何標準差描述類似鉛接觸環境下個體間血鉛水平的差異。ALM模型適用于大多數污染場地，能夠測得非住宅危險廢物場地成人血鉛值，且該模型方程簡單，參數相對標準值容易確定[1]。張浩[14]采用美國環境署生成的健康風險評估模型來評估重金屬對成人、兒童的人體健康風險。

對污染地塊的影響，應該分別開展對成人、兒童的人體健康風險評估。特別是兒童的抵抗力相對較弱，其呼吸帶在1m以下，而鉛塵密度較大，對兒童的影響更大。