耿 耿 ， 袁姗姗 ， 刘君丽 ， 王大陆

( 河南省化工研究所有限责任公司 ， 河南 郑州 450052)

建设用地土壤质量情况直接影响到密切接触人群的健康情况，因此在对建设用地开展利用前，需要确定其土壤质量是否符合相关规划要求，即进行建设用地土壤污染状况调查。目前土壤污染状况调查与修复的体系如下：不超过该标准中相应风险筛选值的，认为土壤污染风险可以忽略；超过筛选值未达到管控值的，应当开展详细调查；超过管控值的，应当依据相关技术导则和标准要求开展风险评估，确定风险水平，判断是否需要采取风险管控或修复措施[1-2]。

土壤质量评价有多种方法。其中《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》(GB36600—2018)给出的评价方法属于标准值法。该方法操作简单，不足之处在于不适用于个别元素背景值较高的区域，也没有考虑多点位、多元素潜在污染的叠加，无法深入掌握潜在污染成因。除此之外，还有综合污染指数法、富集因子法、地质积累指数法和潜在生态危害指数法，这些方法原理不同、各有利弊。本文根据某建设用地土壤重金属元素的检测结果，以《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》(GB 36600—2018)给出的标准值法为基础，采取多种方法进行评价，对比了不同评价方法的差别，认为综合污染指数法能够较准确地客观描述土壤污染状况。

1 土壤重金属污染评价方法介绍

1.1 标准值法

《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》(GB 36600—2018)共列出了85种(类)物质，包括45项基本因子和40种其他项目。土壤污染状况调查应当对45种基本因子和特征因子开展调查，然后直接将检测结果和规划用途对应的筛选值或管制值进行对比。这种评价方法优点是操作简单，不足之处在于不适用于个别元素背景值较高的区域。此外，该方法没有考虑各潜在污染因子的复合效应和累积效应，无法深入掌握潜在污染成因。

1.2 综合污染指数法

综合污染指数法是一种通过单因子污染指数得出综合污染指数的方法，它能够较全面地评判重金属污染程度[3]。其中，内美罗指数法是在评价土壤重金属污染时运用最广泛的综合指数法。与单因子指数法不同，综合污染指数法能够全面、综合地反映土壤总体污染程度。单项及综合污染指数为：

(1)

(2)

式中：Pi为单项污染指数；ci为污染物实测值，mg/kg；Si为根据需要选取的评价标准或环境质量指标，mg/kg；P综合为综合污染指数；Pi为单项污染指数平均值；Pimax为最大单项污染指数。

1.3 富集因子法

富集因子法由C.E.Gorden于1974年提出，最早用于研究大气气溶胶粒子中元素的富集程度，判断气溶胶粒子中各元素的自然来源和人为来源。元素的富集因子是以定量评价污染程度与污染来源的重要指标，它选择满足一定条件的元素作为参考元素，样品中污染元素浓度与参考元素浓度的比值与背景区中二者浓度比值的比率即为富集因子。现在被国内外地质学家和土壤研究者用于计算土壤和沉积物中某些重金属元素污染评价[4-6]。富集系数的计算公式为：

(3)

式中：EF为富集系数；ci为调查区域内目标元素i的实测结果，mg/kg；cj为调查区域内参比元素j的实测结果，mg/kg。

参比元素通常选用地球化学过程中人为污染来源较少、化学性质相对稳定、易于测定、分析结果精确度高的元素，国际上通常采用Al、Si、Fe、Sc、Ti等，选用上述元素在地壳中的含量。目前已经发现有29种元素在清洁环境中有较高的EF值，即选用不同参比元素可能存在较大差异，因此在使用时需要注意不同元素的EF值之间不具备可对比性。

1.4 地质积累指数法

地质积累指数又称为Muller指数，不仅能够反映重金属分布的自然变化特征，而且可以判别人为活动对环境的影响，能够区分人为活动和天然地质变化的影响。地质积累指数的计算公式为：

(4)

式中：Igeo为地质累积指数；ci为样品中第i种重金属元素的平均浓度，mg/kg；BEn为选取元素的平均地球化学背景值，通常为全球页岩元素的平均值(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn依次为13、0.4、62、45、0.35、68、34、118 mg/kg)；1.5为校正由于风化等效应引起的背景值差异的系数。

该方法既可用于单一元素评价，也可用于多种元素的综合评价。在进行单一元素评价时，直接以Igeo大小来衡量污染程度；在进行多种元素综合评价时，一般按照“从劣不从优”的原则确定土壤污染等级，即以各参与评价元素地址积累指数最大的一项对应的污染等级定为该采样点的综合污染等级。

1.5 潜在生态危害指数法

1980年瑞士科学家Hakanson提出了潜在生态危害指数法，根据重金属性质及其在环境中迁移转化沉积等行为特点，从沉积学的角度对土壤和沉积物中的重金属进行评价。该方法首先对土壤中重金属的含量进行检测，通过与土壤中重金属元素背景值的比值得到单项污染系数，然后引入重金属毒性相应系数，得到潜在生态危害单项系数，最后加权得到此区域土壤中重金属的潜在生态危害指数[7]。单元素的潜在生态危害指数计算公式为：

(5)

式中：Ei为潜在生态危害指数；Ti为重金属的毒性系数(Hakanson提出As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn的毒性系数分别为10、30、2、5、40、2、5、1)；ci为重金属的平均浓度，mg/kg；c0为参比值，采用全球工业化前沉积物中重金属的最高背景值(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn依次为15、0.5、60、30、0.25、40、25、80 mg/kg)。

多元素的潜在生态危害指数计算公式为：

(6)

即多元素综合指数RI为各元素计算结果之和。

根据上述评价方法的定义和实际应用情况，参考其他文献报道划分出4类污染等级，见表1。

表1 污染等级划分方法

如调查结果属于无污染，则综合考虑计算结果和背景值的对比，确定相关位置的土壤环境是否受到了生产过程的影响。

2 实例分析

2.1 评价对象、评价指标和评价参数的选取

针对某化工厂地块进行调查分析。该厂于2010年前后进行建设投产，后为响应国家严格控制“两高”发展的政策，主动进行了停产搬迁。按照所在行政区域规划，该地块将作为工业用地进行二次开发利用。

结合企业提供资料和相关专业知识，确定As、Pb、Hg、Ni为主要潜在污染物。为进行富集因子法计算，拟采用Ti作为参比元素。Ti元素与原地块生产工艺不相关，性质稳定可靠、易于检测，符合参比元素的要求。采用规范的操作流程，在该地块重点区域和地块区域以外进行了土壤采样和检测，并采取全流程空白、运输空白、平行样和质控样等方法进行了质量控制。各项质控措施综合表明，检测结果(见表2)真实可信，现基于检测结果展开分析，按照各评价方法计算结果见表3。作为对比，采用标准值法计算各点位、各元素最大占标率见表4。

表2 土壤样品中As、Pb、Hg、Ni和Ti的检测结果 mg/kg

表2中样品编号为X-Y格式，其中X代表位置，1、2、3分别为3个生产车间，Y代表深度，1、2、3、4分别代表表层以下0.5、1.5、2.5、4.5 m处的样品；背景选择在地块上风向150 m处的未利用地表层，经现场勘查和走访确定自建厂以来此位置土壤中目标元素或化合物未发生超预期的富集、损失或含量水平的变化[8]。

表3 4种评价方法计算结果

表4 各点位、各元素最大占标率(第二类用地)

2.2 结果分析与讨论

采用标准值法计算了各点位、各元素最大占标率，表4列出了以第二类用地作为规划的各点位最大占标率。单从标准值法计算结果来看，本地块不存在超标污染的情形。其它一些地区由于原生地质原因，某种元素在地壳中明显富集，即使没有人类活动，按照标准值法评价也是超标的。因此不考虑地理因素、单纯依靠标准值法进行判断可能会出现严重失误。采用除标准值法的其它4种方法对目标地块重点区域进行评价，评价结果见表3。由表3可知，采用综合污染指数法、地质累计指数和潜在生态危害指数评价结果均为Ⅰ级，采用富集因子法评价结果均为Ⅱ级。

对表3列出的评价结果进行分析，并综合考虑表4列出的最大占标率，可以发现在每个评价数据上，综合污染指数法和地质积累指数法具有相近的变化趋势。富集因子评价等级高于其它3种方法，且存在结果上的逆反性：检测结果不但满足规划需要的GB 36600—2018第二类用地筛选值，而且满足其最严格的第一类用地筛选值，按富集因子法被判定为存在轻度污染。潜在生态危害指数法的评价结果与综合污染指数法基本一致。

采用标准值法进行评价，发现各点位、各项污染物浓度均不超过第二类用地筛选值。结合表1和表4，发现检测结果满足规划需要的GB 36600—2018第二类用地筛选值，而且满足更严格的第一类用地筛选值。1号和2号点位As浓度明显超过3号点位和背景点，但未构成污染。从地块上原先存在企业生产工艺及用地历史来看，无法在1号和2号点位给出As浓度偏高的理论原因。这体现了标准值法的特点，容易掌握是否达标，但不能对数据异常给出解释。

采用综合污染指数法进行评价，各单一元素评价结果分级情况主要受选取的环境质量标准或限值影响。综合评价过程考虑了所有参与评价元素的平均值和极值，实际上消除了前期单一元素含量与限值差异较大带来的影响。本次评价中确定Hg和Ni为重点潜在污染物，实际测定后发现各点位、各深度处测定结果与背景值相差不大，表明地块重点区域内不存在Hg、Ni含量的明显改变。如果仅考虑单一元素评价结果，PHg仅为0.001，显然是不能准确反映地块现状的。Pi平均值为0.07，也是受到Hg和Ni的影响，不能反映1、2号点位各深度处As超过背景值1～2倍的状况。而综合评价后得到污染指数为0.17，这符合观察者对于数据的直观感受，也是相对合理的结果。

采用富集因子法进行评价，需要选择合适的参比元素进行检测并参与计算。本例中选择了Ti作为参比元素，对采集样品均进行了测定。评价结果与其它方法评价结果存在较大差异，原因可能与该方法的本身特性有关。首先，常用的参比元素有Al、Si、Fe、Ti、Sc等，其中Sc尚无以土壤为基质的标准检测方法，实验室检测准确性、可靠性存在疑问；其余4种元素均为地壳中常量元素，含量远高于其它目标元素和检测范围，试样需要经过较大倍数稀释方可进行测定，稀释过程可能引入较大的误差。其次，在参比元素含量差别不大的情况下，该方法转变为目标区域内外目标元素含量的对比，只要参与评价样品平均值超过背景值就会被评价为存在污染，作为土壤污染状况研究显然不够科学。对比本例中各元素最大占标率，结论是显而易见的。

采用地质积累指数法进行评价，对比的背景值是全球页岩元素的平均值。简单推理可知，采用该评价方法得出存在污染的前提是检测结果超过全球页岩元素平均值的3倍。而事实上与“全球平均值”对比的做法意义不大，应当充分认识到地壳中各元素在各处含量存在显著差异。例如全球页岩中As的平均含量为13 mg/kg，我国境内多种土壤类型中As背景值超过40 mg/kg，北回归线附近多分布的赤红壤等则超过60 mg/kg[1]。不考虑区域内实际情况和目标规划，直接套用“全球平均值”无疑是不适当的做法。如果能获得区域性土壤环境背景含量统计结果，该方法可行性、科学性将大大提高。该方法实际上是单因子指数法的改进，计算结果与Pi存在联系，从本例的评价结果不能得到比单因子指数法更多的信息。

采用潜在生态危害指数法进行评价，综合考虑了重金属污染物的浓度和毒性作用。在相关计算公式中，用到了“重金属的毒性系数”，通过毒性系数半定量评价污染物的潜在生态危害情况。在确定该项系数时，结合金属在地球各个环境中的丰度系数和释放效应得出：某一金属的潜在生物毒性与其丰度成反比；金属的释放系数等于淡水中金属的背景值与工业化前沉积物中重金属的背景含量。每一重金属的平均丰度乘以释放系数得到校正丰度，以常见元素中校正丰度最小的Zn作为标准，将其他金属的校正丰度除以Zn的校正丰度，经过开平方、规正化得到毒性系数。本研究中仅针对4种主要潜在污染物进行测定和评价。如果尽可能多地测定重金属元素，则能更准确确定土壤污染状况，但不会影响污染级别的确定。应当注意到此方法主要针对研究较多的金属元素和多氯联苯类污染物，对于不稳定的污染物和未经充分研究的新型物质是无能为力的。

3 结论

本文根据某建设用地土壤检测结果，以《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》(GB 36600—2018)给出的标准值法为基础，采用综合污染指数法、富集因子法、地质积累指数法和潜在生态危害指数法进行评价，对比了这几种评价方法的差别，认为综合污染指数法能够较准确地客观描述土壤污染状况，并对其它方法的局限性进行了探讨。