某搬迁轴瓦厂地块铅污染健康风险评价

（福建和蓝环保科技集团有限公司 福建 350000）

近年来，有关土壤污染对人体健康的风险逐渐引起各级政府的高度重视，生态环境部也发布了《建设用地土壤污染风险评估技术导则》HJ 25.3-2019。由于铅对人体健康影响途径的特殊性，该技术导则明确指出：本标准不适用于铅污染以及农用地土壤污染的风险评估。我国针对铅的职业健康风险评估工作进展缓慢，从风险角度进行的铅暴露定量评估研究较少，统一的定量评估模型尚未建立。现有资料表明，即使人体暴露于很低浓度的铅，仍然会产生不利影响，如在低铅暴露剂量条件下观察到会对儿童产生微弱的神经影响。普遍认为铅不存在参考浓度RfC（参考浓度RfC指污染物浓度低于该值时将不会对人体产生不利影响），所以不采用RfC参考浓度进行评估。IEUBK模型是美国环保署推荐使用的儿童血铅预测模型，通过对复杂的方程计算，预测儿童暴露于铅污染介质后的血铅水平。陈林[1]等对铅暴露健康危害风险评估研究进展予以评述，葛佳[2]针对上海某铅污染场地进行健康风险评估。

在对福建某搬迁轴瓦厂地块进行初步调查时，发现该地块铅的污染较为严重，对此开展了深入调查，在此基础上进行健康风险评价，并提出风险管控或修复措施建议。

1.材料与方法

(1)研究区概况

①企业概况

某轴瓦厂主要生产各种内燃机主轴瓦、连杆瓦、衬套、止推瓦、翻边轴瓦等。公司配有轴瓦车间、电镀车间、生活配套区、办公楼、仓库、污水处理、危废间、铸造车间、空压站、总检车间和机具车间等生产和生活设施。根据当地政府要求，该公司实施退城入园。2018年年底原址地块上的构筑物开始进行拆除清运，2019年3月基本完成所有构筑物的拆除及场地的平整。原址地块已由地方政府收储并将转为商住用地。为了了解原企业用地的污染情况，对原址地块初步调查，调查显示原址地块存在铅等污染，属于污染地块。

污染地块的污染主要来源于原企业生产过程中使用的原辅材料，经深入调查主要原辅材料消耗见表1。

表1 主要原辅材料使用情况表

②土壤概况

场地内岩土层可分为7层，自上而下分别为：杂填土层厚1.4～5.6m；粉质黏土层厚1～20.1m；粉砂层厚0.9～2.1m；卵石层厚1.8～8.2m；含砾粉质黏土层厚2.8～17.4m；粉质黏土层厚5.7～8.7m；中风化石灰岩最大厚度3.1m。

(2)样品采集与处理

初步拟定原址地块内主要的污染区域为电镀车间、污水处理站、油类堆存仓库、危险废物暂存间、危险废物仓库、镀锡车间、污水管线周边、总排口、钢材仓库、总检车间。因此，共布设土壤采样点44个（包含1个背景点）。土壤的采集、运输、保存、采样过程中采集平行样。

采用荷兰Geoprobe7822DT型钻机进行土壤样品的采集和监测井的建井施工。土壤采样采用直推式方法利用钻杆（内置土壤专用的PETG套管）从地表直推至指定的土壤采样深度，随后用取样器对PETG套管内采集上来的土壤进行取样。含重金属样品使用塑料管将采集的土壤截取至土壤专用塑料自封袋中。

土壤样品在室温下自然风干，剔除砂石、植物根系等杂质，研磨过100目筛，然后密封保存，供铅全量分析使用。

(3)样品测试与分析

铅检测方法按《土壤质量铅、镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法》GB/T 17141-1997，使用检测仪器原子吸收分光光度计AA-7003G，检出限0.1mg/kg。

实验室分析过程使用标准物质、采用空白试验、平行样测定、加标回收率测定，并对质控数据分析。样品数43、平行样数9、相对偏差0.5%-9.5%、控样值40±2mg/kg、测定值41.3mg/kg、相对误差3.2%。

(4)数据处理

实验室分析和数据计算全过程均按《土壤环境监测技术规范》（HJ/T 166-2004）的要求进行。

根据《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》GB 36600-2018（简称《管控标准》）予以判断污染状况。如果场地详细调查建设用地土壤中污染物含量大于风险筛选值（400mg/kg）且小于或者低于风险管制值（800mg/kg），应当依据HJ25.3等标准及相关技术要求开展风险评估，确定风险水平，判断是否需要采取风险管控或修复措施。如果场地详细调查确定建设用地土壤中污染物含量高于风险管制值，对人体健康通常存在不可接受风险，应当采取风险管控或修复措施。

(5)健康风险评价方法

目前，国内土壤铅污染对人体健康的风险评估研究已有报道，刘子姣[3]采用靶标危害系数法对该区域进行了玉米食用健康风险评价。谢团辉[4]根据剂量-反应关系采用健康评价模型—目标危害目标危险系数（THQ）来评估农作物摄入途径中重金属对不同年龄人群的健康风险。施宸皓[5]根据USEPA统计资料中的暴露模型的评价参数，其中铅参考剂量Skin1×10-1、Smoke1×10-1、Breath3.5×10-3。陈泽雄[6]采用美国环境保护署推荐的健康风险评估模型对城市建成区人群进行土壤环境健康风险评价。王香莲[7]将美国USEPA的风险评估模型于江西省南昌市本地有关参数结合，对场地土壤中的目标污染物铅等进行健康风险评价。乔雪[8]综合美国环保署综合风险信息数据库（IRIS）、国际癌症研究机构（IARC）的相关研究成果，对铅等进行非致癌风险评价。程睿[9]对铜矿弃渣场下游农田土壤重金属污染特征及健康风险评价。

本项目使用IEUBK模型，通过对参数合理性的分析，选作为本次铅对人体健康风险评价方法。

2.结果与分析

(1)铅污染来源

污染源调查结果说明，土壤中铅的污染来源于工业生产，因为在三元合金电镀生产工艺中使用了氟硼酸铅，每年使用量高达4980kg。在电镀后的下游生产工序中也受到铅的影响。

(2)土壤铅污染状况

经统计，重工车间附近土壤铅污染最为严重，在100～150cm土壤铅含量达3160mg/kg，甚至超过福建省某矿区周边表层土壤最大3029mg/kg[4]；其次是电镀2车间，100～150cm土壤铅含量2050mg/kg；另外，污水口附近，50～100cm土壤铅含量也达1970mg/kg。

0～50cm表层土壤铅污染排序为油类堆存库（994mg/kg）、循环冷却水池（876mg/kg）、重工车间（858mg/kg）、三元电镀车间（744mg/kg）、电镀2车间（634mg/kg）。

土壤剖面铅污染最严重的是循环冷却水池附近，表层0～50cm土壤铅含量876mg/kg，下层300～400cm土壤铅含量仍达547mg/kg。其次是重工车间表层0～50cm土壤铅含量858mg/kg，下层200～250cm土壤铅含量为739mg/kg。

土壤剖面铅向下迁移的规律是表层富集，逐渐降低。表层土壤铅污染最严重是因为烟尘和粉尘沉降作用，铅的污染随时间的推移逐渐累积。下层土壤中铅含量低是因为土壤的机械截留、有机质的固定、土壤胶体的吸附对铅向下迁移有很大的阻滞作用，致使铅向下迁移缓慢。土壤剖面铅向下迁移的能力还与铅的溶出能力有关，通过对表层-孔隙水中重金属含量的比较,铅很难从土壤进入孔隙水中[10]。

地勘资料显示，重工车间附近土壤结构为约2.5m为杂填土层，2.5～10.3m为粉质粘土；污水口附近土壤结构为约2.4m为杂填土层，2.4～5.6m为粉质粘土，5.6～12.3m为卵石层；油类堆存库点位土壤结构为约2.9m为杂填土层，2.9～9.4m为粉质粘土，9.4～20.4m为卵石层；循环冷却水池点位土壤结构为约1.6m杂填土层，1.6～7.2m粉质粘土；三元电镀车间点位土壤结构为约2.8m杂填土层，2.8～20.6m粉质粘土。

根据土壤结构调查，除循环冷却水池外，其余点位铅污染基本位于杂填土层。循环冷却水池点位所在区域杂填土层较浅薄，加之原厂生产时防渗措施不到位，因此所在区域土壤中铅污染最为严重。

(3)按《管控标准》评估

结果表明，场地内43个土壤监测点有7个监测点铅浓度超过800mg/kg的风险管制值，超标率为16.3%，检出最大值超筛选值6.9倍，超管制值2.95倍。铅浓度超筛选值区域面积为1971.517m2，必须对该区域内土壤中的铅进行人体健康风险评估，确定风险水平。上述区域监测点铅浓度超过风险管制值，区域面积为2256.314m2，约5710.692m3的土壤。这些地块所在区域土壤中的铅对人体健康存在不可接受风险，应采取修复措施。

(4)IEUBK模型模拟计算

经计算，作为居住用地情况下，本场地儿童血铅浓度大于10μg/dL的分布比例（%）计算结果见表2。

表2 计算结果一览表

假设铅对儿童血铅的影响群体近似正态分布，若概率值小于5%的儿童血铅浓度低于10μg/dL则可以认为无安全健康风险，若概率值大于5%则认为超出可接受健康安全风险[2]。

结果表明，本场地0～1m深度区域对应儿童血铅浓度大于10μg/dL的分布为30.343%＞5%；1～2m深度污染区域对应儿童血铅浓度大于10μg/dL的分布为27.273%＞5%；2～3m深度污染区域对应儿童血铅浓度大于10μg/dL的分布为15.724%＞5%；3～4m深度污染区域对应儿童血铅浓度大于10μg/dL的分布为26.924%＞5%；因此，该场地铅对儿童潜在风险不可接受，必须采取风险管控或修复措施。

3.结论

由于原辅材料中使用了氟硼酸铅，致使原工厂污水管线排口、轴瓦五车间、循环水池、纸盒车间及重工车间等区域土壤不同程度的遭受铅污染。

表层土壤铅污染程度排序为油类堆存库＞循环冷却水池＞重工车间＞三元电镀车间＞电镀2车间。

土壤剖面铅污染最严重的是循环冷却水池附近以及重工车间，受污染土层分别为0～400cm和0～250cm。

详细调查结果表明，超管制值区域面积为2256.314m2，约5710.692m3的土壤。

IEUBK模型模拟计算，0～400cm深度区域对应儿童血铅浓度大于10μg/dL的分布均＞5%，该场地铅对儿童潜在风险不可接受，必须采取风险管控或修复措施。

4.讨论

(1)修复方法

土壤铅污染的修复方法主要有植物修复、微生物修复、电化学法、淋洗法、固化/稳定化法等方法。固化/稳定化是比较常用的技术，此方法主要是利用一些材料来钝化土壤中的铅，从而降低其生物有效性和毒性，从而达到土壤修复的目的。该方法具有低成本、见效快等优点[11]，并即适用于污染地块的修复，又可用于污染地块的风险管控。

土壤铅污染的修复方法必须根据该地块的用途而定，应结合地块污染特征、土壤特性和选择的修复模式。在对技术成熟度、适合的目标污染物和土壤类型、修复的效果、时间和成本等方面综合分析的基础上，重点考虑修复技术工程应用的实用性。由于本地块已由地方政府收储并将转为商住用地，一般不能使用原位修复方法，应采取异地处置措施。

(2)风险管控

《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则》规定，污染地块风险管控包括固化/稳定化、封顶、阻隔填埋、地下水阻隔墙、可渗透反应墙等。因为本地块将转为商住用地，在采取异地处置措施之前，应采取风险管控措施，包括设立围挡、标识，发布污染地块风险管控公告，及时移除或者清理污染源，采取隔离、阻断等措施防止污染扩散，开展土壤、地表水、地下水、环境空气监测等。在采取异地处置措施之前应拟定风险管控方案，包括管控区域、目标、主要措施、环境监测计划以及应急措施等内容。

(3)模型和参数选择

目前，国内外普遍采用的血铅评估模型是美国环保署开发并推荐使用的IEUBK血铅评估模型，用以评估儿童铅暴露的风险。IEUBK模型参数包括内置参数和外置参数，其中内置参数不能随意更改；外置参数可根据当地实际数据在输入界面修改[12]。由于我国许多地方的外置参数不够完善，所以大都采用US EPA推荐参数。但欧美儿童的饮食结构和行为习惯与中国儿童存在较大差异，所以模型中的一些参数不一定适用于我国儿童[2]，若应用于我国需调整和校正参数[13]。因此，IEUBK模型的本土化以及合理性和代表性方面还需要进一步加以完善。

ALM模型是EPA为技术审查工作制定的成人铅暴露评估方法。该模型主要应用于成年女性环境土壤铅接触情况下胎儿血铅值的预测，采用几何标准差描述类似铅接触环境下个体间血铅水平的差异。ALM模型适用于大多数污染场地，能够测得非住宅危险废物场地成人血铅值，且该模型方程简单，参数相对标准值容易确定[1]。张浩[14]采用美国环境署生成的健康风险评估模型来评估重金属对成人、儿童的人体健康风险。

对污染地块的影响，应该分别开展对成人、儿童的人体健康风险评估。特别是儿童的抵抗力相对较弱，其呼吸带在1m以下，而铅尘密度较大，对儿童的影响更大。