2024年4月13日发(作者：)

生态毒理学报

AsianJournalofEcotoxicology

DOI:10.7524/AJE.1673-5897.2

第16卷第1期2021年2月

Vol.16,No.1Feb.2021

雷城英,李玉进,王梦珂,等.C-RAG模型在砷污染场地中的修正及应用研究[J].生态毒理学报,2021,16(1):147-154

LeiCY,LiYJ,WangMK,chonmodificationandapplicationofC-RAGmodelinarseniccontaminatedsite[J].AsianJournalofEcotoxi-

cology,2021,16(1):147-154(inChinese)

C-RAG模型在砷污染场地中的修正及应用研究

雷城英

1

,李玉进

2

,王梦珂

1

,沈锋

1,3,*

,张振师

2

1.西安锦华生态技术有限公司,西咸新区712000

2.中国电建集团西北勘测设计研究院有限公司,西安710065

3.西北农林科技大学资源环境学院,杨凌712100

收稿日期

:

2020-08-24　　录用日期

:

2021-02-28

摘要:为了解我国基于人体健康《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(ChineseRiskAssessmentGuide,C-RAG)在矿区场地

中的分析模式及应用情景,以青海某废弃矿区场地为例,在结合矿场未来规划的基础上,通过对C-RAG模型参数的修正和改

进,研究了该场地的风险状况及修复目标值,为污染地块适度修复提供了借鉴依据。结果表明,以砷污染为主的矿区场地,在

修正暴露途径、土壤摄入量、暴露频率和PM

10

后,致癌风险水平普遍降低为原来的1/4。综合考虑污染物的可给性、风险水平

与修复投入之间的平衡关系以及工程可行性后,确定以引入生物可给性的致癌风险控制值21.1mg·kg

-

1

为最终修复目标值。

关键词:重金属;矿区场地;健康风险;评估模型;修复目标

文章编号:1673-5897(2021)1-147-08　　中图分类号:X171.5　　文献标识码:A

ResearchonModificationandApplicationofC-RAGModelinArsenic

ContaminatedSite

LeiChengying

1

,LiYujin

2

,WangMengke

1

,ShenFeng

1,3,*

,ZhangZhenshi

2

’.,XixianNewDistrict,Shaanxi712000,China

estEngineeringCorporationLimited,Xi’an710065,China

eofNaturalResourcesandEnvironment,NorthwestA&FUniversity,Yangling712100,China

Received24August2020　　accepted28February2021

Abstract:Inthisstudy,anabandonedminingsiteinQinghaiProvincewasstudiedtoexploretheapplicationof

ChineseRiskAssessmentGuide(C-RAG)inmining-contaminatedsoilandtoprovideareferenceformoderately

nthefutureplanningoftheminingarea,theriskgradeandremediationtar-

getvalueofthesitewasexploredthroughthecorrectionandimprovementoftheparametersoftheC-RAGmodel.

Theresultsshowedthatthecarcinogenicrisklevelwassignificantlyreducedto1/4throughthemodificationofex-

posurepathway,soilintake,exposurefrequencyandPM

10

.Aftercomprehensivelyevaluatingtheaccessibilityof

contaminants,thebalancebetweentherisklevelandtheremediationinvestment,andtheengineeringfeasibility,the

finalremediationtargetvalueisdeterminedtobe21.1mg·kg

-

1

forthecarcinogenicriskcontrolvalueafterthein-

　　基金项目:陕西省重点研发计划项目(2018ZDCXL-N-19-5)

　　第一作者:雷城英(1995—),女,本科,研究方向为场地风险评估,E-mail:lcy08_12@@

　　*通讯作者(Correspondingauthor),E-mail:******************.cn

　148生态毒理学报第16卷

troductionofbioavailability.

Keywords:heavymetals;miningarea;healthrisk;evaluationmodel;repairtarget

　

泛吸取国外经验的同时

　2000年我国首次引入场地风险评估技术

,我国也在该领域形成了诸

,在广

多研究成果。2014年我国正式颁布了《污染场地风

险评估技术导则》,这是我国场地及地下水风险评

估领域发展历程中的一座里程碑,也标志着一套本

土化的场地风险评估模式在我国初步形成

[1

-

3]

在提高城市转型升级、加快跨越式发展的大环

。

境下,因工矿企业关闭、搬迁或生产过程中造成的疑

似污染地块,其调查和风险评估工作的科学性和可

行性便成为指导场地后期开发利用的关键环节。自

20世纪70年代发达国家广泛关注环境风险评估的

前提下,我国从20世纪80年代以来,逐步形成了多

元且完善的环境风险评估体系。针对建设用地的风

险评估,国内外较为成熟的评估模型包括英国的

CLEA模型(ContaminatedLandEnvironmentalAs-

sessment)、美国的RBCA模型(Risk-BasedCorrective

Action)、荷兰的RISC-Human模型,以及中国借鉴发

达国家经验编制的一种以风险管理为核心理念的评

估模型(ChineseRiskAssessmentGuide,C-RAG)

[4]

虽然C-RAG模型现已发展成为我国场地风险评估

。

方法中的主流,但直接套用模型推荐值进行计算的

评估思维还普遍存在

[5

-

6]

见的重金属元素,由于其保守的毒理学参数和多样

。而砷作为污染土壤中常

化的赋存形态,使之在不结合场地实际参数的情况

下得到的评估结果针对性和适用性较差,也可能造

成高估风险继而增加修复工程量

[6

-

8]

据场地实际情况,合理评估风险并妥善制定修复目

。因此,如何根

标便成为该领域的研究热点和重点。

笔者以青海一处铜金选矿厂旧厂址为研究对

象,以C-RAG模型为基础,结合场地污染特点、环

境条件及其后期规划用途,针对性地评估了该场地

的风险情况,给出以控制健康风险和控制修复成本

为双目标的场地修复目标值。旨在为污染场地的风

险评估和管控工作提供科学依据,为厂址后期的开

发利用提供参考。

1　

1.1　

材料与方法(Materialsandmethods)

研究区铜金矿选矿厂始建于

研究区域概况

1997年,主要进行

铜、金、银、硫和铁等产品的初加工,2003年停产前

生产规模为日处理矿石150t,主要设备有破碎系

统、球磨系统、浮选系统、浓缩系统、重选系统和尾矿

处理等,占地面积12655m

2

期将用于建设广场及地面停车场

。根据规划,该场地后

1.2　

该选矿厂以磁铁矿为原料

样品采集与分析

。

,采用先浮选后磁选

的工艺分别回收金与铁。生产过程中原生矿石和选

矿废水携带的重金属类物质,以及浮选剂次生的氰

化物,可能经雨水冲刷、地表径流以及大气干湿沉降

等作用对土壤环境造成影响。因此,本次地块调查

工作中的重点关注因子确定为重金属和氰化物。

根据该场地的规划用途和功能区域,采用系统

随机布点结合分区布点的方法,布设17个土壤调查

点位(并在地块上风向1km的农田中设置1处对照

点位)和4个地下水调查点位,土壤取样时以不同的

岩性特征和土质依据,分层采集至初见地下水(约

6.5m)为止(图1)。最终采集并检测土壤调查样品

51个,地下水调查样品4个。样品检测指标为8项

重点关注因子,即7种重金属(砷、六价铬、铜、铅、

镍、镉和汞)和氰化物。所有指标的测定均按照《土

壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试

行)》(GB36600—2018)

[9]

推荐的标准方法进行,并采

用平行样和有证标样的质控方式,保证检测结果准

1.

确无误

3　评估模型与研究方法

。

本研究在场地调查的数据基础上,以《建设用

地土壤污染风险评估技术导则》(HJ25.3—2019)

[10]

(以下简称《导则》)中的C-RAG评估模型为主,通过

对场地关注污染物的筛选、暴露途径和毒性参数的

分析,最终以该场地可能引发危害人体健康事件发

生的概率来表征场地风险的大小。

2　场地污染状况及模型分析(Sitepollutionand

model

2.1　

analysis)

经统计发现

场地污染特征分析

,调查区域土壤pH值处于7.39~

9.81范围内,属于偏碱性土壤栗钙土,土壤中除砷以

外的其他污染物及区域地下水中各污染物含量都处

于较低水平。以一类用地筛选值(20mg·kg

-

1

)为标

准,该场地17个土壤调查点位中砷的含量范围为

0.73~73.2mg·kg

-

1

标率为11.3%,最大超标倍数为

,点位超标率为

2.66

22.2%

倍。

,样品超

第1期雷城英等:C-RAG模型在砷污染场地中的修正及应用研究　149

图1　采样点位示意图

Fig.1　Diagramofsamplingpoints

　　由于土壤砷选用的是总量分析方法,但土壤中

的重金属并不能完全解吸进入胃液及肠液而被人体

吸收

[11]

。因此,本研究采用相对保守的统一生物可给

性测试方法(unifiedbioaccessibilitymethod,UBM)

[12]

得到了研究场地土壤中砷污染物在肠胃阶段的生物

可给性,其中,胃阶段的生物可给性为6.54%~

22.87%,肠阶段的生物可给性为3.67%~19.35%。

2.2　场地概念模型及参数修正

著,在保证风险可控的前提下,应在修正模型其他参

数与修正风险可接受水平中择一而用,否则可能造

成低估风险的情况发生。因此,本研究将在修正模

型其他参数的情况下,继续沿用10

-

6

作为单一污染

2.2.2　土壤摄入量

物的可接受风险水平。

相比于英国、美国、日本和韩国(儿童摄入量:英

该场地主要污染物为重金属砷,其具有难降解、

难挥发、易积累和毒性大等特点,且地下水调查结果

显示水质良好。因此,考虑人体在该场地中的暴露

国和美国100mg·kg

-

1

,日本43.5mg·kg

-

1

,韩国118

mg·kg

-

1

)等国家,C-RAG模型中土壤摄入量的推荐

值(儿童摄入量:200mg·kg

-

1

)较高

[14]

。因此,在对比

参考各国土壤摄入量推荐值与自然人文环境间的关

系后,结合场地所在区域的人均土壤占有量、城市地

面硬化率等因素后,儿童土壤摄入量参考取值较大

成人土壤摄入量则按模型规律,取儿童摄入量的

的韩国推荐值118mg·kg

-

1

,经整化为120mg·kg

-

1

,

1/2,即60mg·kg

-

1

。

2.2.3　暴露频率

途径时,主要从经口摄入、皮肤接触和吸入颗粒物

(分为室内颗粒物及室外颗粒物)3个方面建立概念

模型。由于地块规划用途属于第二类用地,根据模

型特点,评估受体对象仅考虑成人。

C-RAG模型中所给参数,是在借鉴各国风险评

估理论的基础上,基于全国范围内人群特征及环境

条件的总体水平而给出的推荐值。而实际应用中则

需结合区域特点,针对性地修正对评估结果影响较

大的3项首要参数(风险可接受水平、土壤摄入量和

暴露频率)及环境空气质量参数

[4,13]

,以使评估结果

更加合理。

2.2.1　风险可接受水平

活动时长如表1所示。在研究地块的规划用途下,

受体人群室内活动时长应按工作活动取值为工作日

6.1h,休息日0h;室外活动时长取值为工作日3.3

h,休息日8h。按照我国一年工作日为250d,休息

日为115d,并沿用C-RAG模型理念,假设居民室外

相关统计数据显示

[15]

,我国居民在各环境中的

由于风险可接受水平对风险评估的结果影响显

　150生态毒理学报第16卷

活动中,有1/2的时间在场地附近,1/2的时间远离

场地,则修正后得到的成人暴露参数为:成人暴露频

率92.2d·a

-

1

,其中,室内暴露频率63.5d·a

-

1

,室外

暴露频率28.7d·a

-

1

(表2)。

3.34.8

22

成人室外暴露频率=

×

250+

×

115=28.7d·a

-

1

2424

成人室内暴露频率=

6.10

×

250+

×

115=63.5d·a

-

1

2424

表1　中国居民不同环境中的活动时间

Table1　ActivitytimeofChineseresidentsindifferentenvironments

不同时段

Timeperiod

工作日活动时间/h

Activitytimeonworkingday/h

休息日/h

Restday/h

室内活动Indooractivities

家中

Athome

13.2

工作单位

Inthecompany

6.1

室外活动

Outdooractivities

车内

Inthecar

其他

Other

3.30.41.0

17.904.80.11.2

表2　本研究场地评估模型修正参数及过程参数汇总

Table2　Summaryoftheevaluationmodelparametersandprocessparametersofthesite

序号

Number

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

砷的毒性参数

Toxicityparameters

ofarsenic

模型修正参数

Modifiedmodel

parameters

类别

Category

名称

Name

每日土壤摄入量-成人Dailysoilintakeforadults

空气中可吸入颗粒物含量

Thecontentofinhalableparticulatematterintheair

成人暴露频率Adultexposurefrequency

成人室内暴露频率Indoorexposurefrequencyofadults

成人室外暴露频率Outdoorexposurefrequencyofadults

单一污染物可接受致癌风险

Acceptablecarcinogenicriskofasinglepollutant

可接受危害商Acceptablehazardquotient

经口摄入土壤暴露量(致癌效应)

Oralexposuretosoil(carcinogeniceffects)

经口摄入土壤暴露量(非致癌效应)

Oralexposuretosoil(non-carcinogeniceffects)

皮肤接触土壤暴露量(致癌效应)

暴露量

Exposure

Exposureofskintosoil(carcinogeniceffect)

皮肤接触土壤暴露量(非致癌效应)

Exposureofskintosoil(non-carcinogeniceffect)

吸入土壤颗粒土壤暴露量(致癌效应)

Exposureofinhaledsoilparticles(carcinogeniceffects)

吸入土壤颗粒土壤暴露量(非致癌效应)

Exposureofinhaledsoilparticles(non-carcinogeniceffect)

呼吸吸入致癌斜率因子Breathinhalationcarcinogenicslopefactor

呼吸吸入参考剂量Breathinhalationreferencedose

皮肤接触致癌斜率因子Skincontactcarcinogenicslopefactor

皮肤接触参考剂量Referencedoseforskincontact

符号

Symbol

OSIRa

PM

10

EFa

EFIa

EFOa

ACR

AHQ

OISERca

OISERnc

DCSERca

DCSERnc

PISERca

PISERnc

SF

i

RfD

i

SF

d

RfD

d

取值

Value

60

92.2

92.2

63.5

28.7

10

-

6

1

8.07

×

10

-

8

2.45

×

10

-

7

2.44

×

10

-

8

7.41

×

10

-

8

7.54

×

10

-

10

2.29

×

10

-

9

18.33

3.52

×

10

-

6

1.5

0.0003

单位

Unit

mg·d

-

1

mg·m

-

3

d·a

-

1

d·a

-

1

d·a

-

1

/

/

kg·kg

-

1

·d

-

1

kg·kg

-

1

·d

-

1

kg·kg

-

1

·d

-

1

kg·kg

-

1

·d

-

1

kg·kg

-

1

·d

-

1

kg·kg

-

1

·d

-

1

mg·kg

-

1

·d

-

1

mg·kg

-

1

·d

-

1

mg·kg

-

1

·d

-

1

mg·kg

-

1

·d

-

1

注:计算过程中其余参数值参考《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(HJ25.3—2019)

[10]

。

tionprocess.

Note:Referto“

TechnicalGuidelinesforRiskAssessmentofSoilContaminationofLandforConstruction

”

[10]

forotherparametervaluesinthecalcula-

第1期雷城英等:C-RAG模型在砷污染场地中的修正及应用研究　151

2.2.4　

C-RAG

PM

10

模型中PM

10

推荐值是全国总体水平的

指导值。本场地在参考《2019年青海省生态环境状

况公报》

[16]

中当地2018年和2019年的环境空气质

量平均水平后,修正PM

10

的值为0.073mg·m

-

3

将土壤样品检测浓度和上述模型参数值应用于

。

C-RAG模型中进行计算,得到该场地的致癌风险及

危害商结果,并基于模型反推得到该场地的风险控

制值。

3　结果与讨论(Resultsanddiscussion)

3.1　

修正后的

场地风险水平

C-RAG模型相比于原模型,其致癌

风险水平普遍降低为原来的1/4,从而使风险等级显

著降低,修正前后致癌风险大于10

-

5

的比例从

29.4%减少到了3.92%,致癌风险小于10

-

6

的比例

从11.8%提升至35.3%,这进一步说明了C-RAG模

型在不同场地环境中应用时,确实可能造成高估风险

的情况。将修正后计算得到的致癌风险值以Surfer

软件的克里金插值法作图,得到不同土层中砷的致癌

风险分布图(图2)。由图2可知,水平方向上,位于场

地中部的滤液收集池、晾晒区、储藏室、筛分及球磨车

间处风险相对较高,最大风险水平为1.2

×

10

-

5

区域均属于选矿工艺的主要操作区,原矿石中的砷在

,这些

堆存、破碎、浮选和晾晒的过程中,通过粉尘和废水等

介质进入土壤环境,从而累积产生污染,导致风险升

高,除此之外的其他大部分地区仍处于10

-

5

水平以

下;垂直方向上,风险水平随着土层的加深呈递减趋

势,2~4m土层最大风险水平降至4

×

10

-

6

3.2　修复目标值

。

目前,虽然已有部分研究采用重金属形态分析

法

[2,17]

术对修复目标的合理性进行优化

、多层次风险评估法

[18]

和概率风险评估

[19]

等技

。但以标准筛选值

或模型计算得到的控制值直接作为污染地块的修复

目标值的情况仍不罕见,这就容易造成修复目标值

没有针对性或过于保守的问题。

综合考虑上述问题后,本研究在结合污染物的

生物可给性试验

[20

-

22]

标准值的确定依据等方面后

、区域背景值统计情况及国家

,对比了几种方案下的

修复目标值(表3)。由表3可知,仅通过模型参数修

正可使致癌风险控制值扩大4.1倍,而在此基础上

再引入生物可给性数值(按试验结果上限取整为

30%)则可使致癌风险控制值扩大13.7倍。在修复

目标值的确定上,按照“在修复目标值不小于区域

平均的土壤背景值,不大于区域背景值95%分位数

的1.3倍的前提下,优先选择较大值作为土壤修复

目标值”

[23]

的原则,本研究最终确定修复目标值为

21.1mg·kg

-

1

当分别以

。

1.54、6.32、21.1和60mg·kg

-

1

作为修

复目标值的情况下,按照污染物浓度等值线图划定

修复区域并对比其对应的修复工程量(表4)后发现,

对于砷而言,采用模型参数修正的方式可缩减

35.6%的修复土方量,但此方案在风险可控的情况下,

仍存在过度修复,易造成修复成本的额外支出,因此,

并不是平衡风险水平和修复工程量的最佳方案;以标

准筛选值直接作为修复目标的工程量虽然小,但其存

在的健康风险却相对较高;比较之下,在修正模型参

数的基础上引入生物可给性的评估方式,能在控制风

险的情况下使修复工程量缩减98.3%,从我国行业现

状和项目实施的角度来看具有较高的可行性。

图2　场地土壤砷修正后的致癌风险分布图

Fig.2　Thecarcinogenicriskofarsenicinthesoilof

thesitedistributedaftercorrection

　152生态毒理学报第16卷

表3　不同方案下修复目标参考值的比较

Table3　Comparisonofrepairtargetreferencevaluesunderdifferentschemes

修正前模型致癌

风险控制值

/(mg·kg

-

1

)

污染物

Pollutants

Controlvaluebased

oncarcinogenicrisk

obtainedthrough

themodelbefore

modification

/(mg·kg

-

1

)

砷

Arsenic

修正后模型

致癌效应风险

控制值

/(mg·kg)

Controlvaluebased

oncarcinogenic

riskobtained

throughthe

modifiedmodel

/(mg·kg)

6.32

-

1

-

1

修正后模型

引入生物可给性

的致癌风险控制值

/(mg·kg

-

1

)

Controlvaluebased

oncarcinogenicrisk

aftertheintroduction

ofbioavailability

/(mg·kg

-

1

)

青海省土壤背景值

a

/(mg·kg)

Soilbackgroundvaluein

QinghaiProvince

/(mg·kg)

5%

分位值

5%

Quantile

7.4

95%

分位值

95%

Quantile

26.0

-

1

a

-

1

国家标准值

b

/(mg·kg

-

1

)

Nationalstandardvalue

b

/(mg·kg

-

1

)

平均值

Average

value

筛选值

Filter

value

管制值

Control

value

1.5421.114.060140

注:

a

数据参考《中国土壤元素背景值》

[24]

;

b

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

[9]

中第二

类用地。

Note:

a

datareferto

ChineseSoilElementBackgroundValue

[24]

;

b

datareferstothesecondtypeoflandin“

SoilEnvironmentalQualityRiskControl

StandardforSoilContaminationofDevelopmentLand

”(GB36600—2018)

[9]

.

表4　不同修复目标值下的修复工程量

Table4　Repairengineeringquantitiesunderdifferentrepairtargetvalues

修复

工程量

Repairworks

修复区域面积

a

/m

2

Areatoberepaired

a

/m

2

修复土方量

b

/m

3

Soilvolumetoberepaired

b

/m

3

1.54

12581

(12581/10808.2/9833)

42168.8

(6290.5+16212.3+19666)

修复目标值/(mg·kg

-

1

)

Repairtargetvalue/(mg·kg

-

1

)

6.32

9276.13

(9276.13/7402.54/5698.49)

27138.68

(4638.07+11103.81+11396.80)

21.1

2936.67

(2936.67/763.31/0)

2613.31

(1468.34+1144.97+0)

60

676.60

(676.60/0/0)

338.30

(338.30+0+0)

注:

a

3个土层中修复面积的最大值(0~0.5m修复区域面积/0.5~2m修复区域面积/2~4m修复区域面积);

b

总修复土方量(0~0.5m修复土方

量+0.5~2m修复土方量+2~4m修复土方量)。

Note:

a

Themaximumvalueofrepairedareaamongthethreesoillayers(0~0.5mrepairedarea/0.5~2mrepairedarea/2~4mrepairedarea),theunit

ism

2

;

b

totalrestorationvolume(0~0.5mrestorationvolume+0.5~2mrestorationvolume+2~4mrestorationvolume).

综上所述,本研究结果表明:

(1)该场地是以砷为特征污染物的单一重金属

污染,以一类用地筛选值(20mg·kg

-

1

)为标准,点位

超标率为22.2%,最大超标倍数为2.66倍。

(2)通过对C-RAG模型受体暴露途径、土壤摄

入量、暴露频率和PM

10

的修正,该场地致癌风险水

平普遍降低了一个数量级,多分布于10

-

6

~10

-

5

水

平,高风险区域与重金属超标区域基本一致,垂直方

向风险程度随土层厚度的增加而减小。

(3)综合考虑区域背景值、应用可行性及风险水

平与修复投入之间的平衡关系后,确定以引入生物

可给性的致癌效应风险控制值21.1mg·kg为最终

修复目标值。

-

1

通讯作者简介:沈锋(1986—),男,博士,研究员,主要研究方

向为污染物迁移与阻控。

参考文献(References):

[1]　周友亚,姜林,张超艳,等.我国污染场地风险评估发

展历程概述[J].环境保护,2019,47(8):34-38

ZhouYY,JiangL,ZhangCY,pmentofrisk

assessmentofcontaminatedsitesinChina[J].Environ-

mentalProtection,2019,47(8):34-38(inChinese)

[2]　姜林,钟茂生,张丽娜,等.基于风险的中国污染场地

管理体系研究[J].环境污染与防治,2014,36(8):1-10

JiangL,ZhongMS,ZhangLN,ishingarisk

basedframeworkforcontaminatedsitemanagementin

China[J].EnvironmentalPollution&Control,2014,36

第1期雷城英等:C-RAG模型在砷污染场地中的修正及应用研究　153

(8):1-10(inChinese)

[3]　吴泽.风险评价在我国新环境政策形势下土壤污染防

治中的现状与前景[C]//《环境工程》2019年全国学术

年会论文集.北京:《环境工程》编委会,工业建筑杂志

社有限公司,2019:382-384

[4]　张斌,邹卉,肖杰,等.RAG-C和RBCA模型中场地特

征参数的差异及其启示[J].环境工程,2015,33(9):130-

133,99

ZhangB,ZouH,XiaoJ,isonofsite-specific

parametersinRAG-CandRBCAmodelandtheimplica-

tionforChina[J].EnvironmentalEngineering,2015,33

(9):130-133,99(inChinese)

[5]　刘小波.废弃化工场地土壤重金属污染调查及环境风

险评估[D].杨凌:西北农林科技大学,2019:32-34

igationandenvironmentalriskassessment

ofsoilheavymetalpollutioninanabandonedchemical

site[D].Yangling:NorthwestA&FUniversity,2019:

32-34(inChinese)

[6]　王凯.场地土壤重金属污染特征及健康风险评估研

究———以华中地区某废弃冶炼厂为例[D].北京:中国

地质大学(北京),2019:4-7

ndistributionofheavymetalpollution

andhealthriskassessmentinsite—Takinganabandoned

smelterincentralChinaasanexample[D].Beijing:Chi-

naUniversityofGeosciences,2019:4-7(inChinese)

[7]　姜林,樊艳玲,钟茂生,等.我国污染场地管理技术标

准体系探讨[J].环境保护,2017,45(9):38-43

JiangL,FanYL,ZhongMS,nmentaltech-

nicalstandardssystemforcontaminatedsitemanangement

inChina[J].EnvironmentalProtection,2017,45(9):38-43

(inChinese)

[8]　虞凯浩.基于surfer软件和风险评估模型对场地环境

的分析和评价[J].绿色科技,2019(4):40-43

[9]　中华人民共和国生态环境部,中华人民共和国国家市

场监督管理总局.土壤环境质量建设用地土壤污染风

险管控标准(试行):GB36600—2018[S].北京:中国标

准出版社,2018

[10]　中华人民共和国生态环境部.建设用地土壤污染风险

评估技术导则:HJ25.3—2019[S].北京:中国环境出版

集团,2019

[11]　姜林,彭超,钟茂生,等.基于污染场地土壤中重金属

人体可给性的健康风险评价[J].环境科学研究,2014,

27(4):406-414

JiangL,PengC,ZhongMS,riskassessment

basedonbioaccessibilityofheavymetalsincontaminated

sites[J].ResearchofEnvironmentalSciences,2014,27

(4):406-414(inChinese)

[12]　朱侠.铅锌矿区及农田土壤中重金属的化学形态与生

物有效性研究[D].北京:中国科学院大学,2019:34-35

alspeciationandbioavailabilityofheavy

metalsinsoilsoflead-zincminingareaandfarmland[D].

Beijing:UniversityofChineseAcademyofSciences,

2019:34-35(inChinese)

[13]　王积才,张朝,谢雨呈,等.重金属污染场地土壤风险

筛选值关键影响因子研究———以砷为例[J].生态毒理

学报,2018,13(6):175-185

WangJC,ZhangC,XieYC,nkeyfactors

ofsoilscreeninglevelsofheavymetalcontaminatedsites:

Anexampleofarsenic[J].AsianJournalofEcotoxicolo-

gy,2018,13(6):175-185(inChinese)

[14]　何娟.四川省某铬污染场地风险评估及修复方案研究

[D].成都:成都理工大学,2016:27

chontheriskassessmentofacontaminated

siteandremediationtechnology[D].Chengdu:Chengdu

UniversityofTechnology,2016:27(inChinese)

[15]　徐剑生.某医药工业污染场地健康风险评估研究[D].

徐州:中国矿业大学,2019:26-29

nhealthriskassessmentofapharmaceuti-

calindustrycontaminatedsite[D].Xuzhou:ChinaUni-

versityofMiningandTechnology,2019:26-29(inChi-

nese)

[16]　中华人民共和国青海省生态环境厅.2019年青海省生

态环境状况公报[EB/OL].(2020-06-05)[2020-08-24].

/dmqh/system/2020/06/05/010359890.

shtml

[17]　杨晓伟.内蒙古某矿区土壤As污染特征研究[D].阜

新:辽宁工程技术大学,2013:24-27

nAspollutioninsoilofaminingarea

inInnerMongolia[D].Fuxin:LiaoningTechnicalUniver-

sity,2013:24-27(inChinese)

[18]　王佳,李余杰,陈晶,等.层次化健康风险评估方法在

重金属污染场地的应用[J].重庆工商大学学报:自然

科学版,2018,35(2):87-93

WangJ,LiYJ,ChenJ,ationoftieredhealth

riskassessmenttoheavymetalscontaminatedsite[J].

JournalofChongqingTechnologyandBusinessUniversi-

ty:NaturalScienceEdition,2018,35(2):87-93(inChi-

nese)

[19]　贾晓洋,夏天翔,姜林,等.PRA在焦化厂污染土壤修

复目标值制定中的应用[J].中国环境科学,2014,34(1):

187-194

JiaXY,XiaTX,JiangL,ationofPRAin

derivingsoilcleanuplevelforacokingplantsite[J].Chi-

naEnvironmentalScience,2014,34(1):187-194(inChi-

nese)

[20]　李萌,杨宗政,袁雪竹,等.重金属人体可给性在镍污

　154生态毒

染场地修复目标值制定中的应用[J].天津科技大学学

报,2017,32(1):52-55,67

LiM,YangZZ,YuanXZ,ationofbioacces-

sibilityofheavymetalstodeterminingsoilclean-uplevels

ofcontaminatedsites[J].JournalofTianjinUniversityof

Science&Technology,2017,32(1):52-55,67(inChi-

nese)

[21]　钟茂生,彭超,姜林,等.污染场地土壤中Cd人体可给

性影响因素及对筛选值的影响[J].中国环境科学,

2015,35(7):2217-2224

ZhongMS,PengC,JiangL,scontrolling

bioaccessibilityofCdinsoilsfromcontaminatedsitesand

理学报第16卷

itsimplicationonsoilscreening[J].ChinaEnvironmental

Science,2015,35(7):2217-2224(inChinese)

[22]　王宇峰,朱于红,黄燕,等.污染土壤中砷的生物可给

性研究[J].资源节约与环保,2019(12):96

[23]　尧一骏,陈樯,龙涛,等.利用背景水平确定污染土壤

修复目标的新思路[J].环境保护,2018,46(18):66-69

YaoYJ,ChenQ,LongT,iningtheremedia-

tiontargetofcontaminatedsoilbasedonthebackground

level[J].EnvironmentalProtection,2018,46(18):66-69

(inChinese)

[24]　中国环境监测总站.中国土壤元素背景值[R].北京:中

国环境科学出版社,1990◆