我国污染场地土壤风险评估的局限性

罗泽娇，贾 娜，刘仕翔，Mohammed A.S.Abdalla，2（.中国地质大学（武汉）环境学院，湖北　武汉430074；2.巴赫立大学农学院土壤与水科学系，北苏丹喀土穆）

我国污染场地土壤风险评估的局限性

罗泽娇1，贾 娜1，刘仕翔1，Mohammed A.S.Abdalla1，2
（1.中国地质大学（武汉）环境学院，湖北武汉430074；2.巴赫立大学农学院土壤与水科学系，北苏丹喀土穆111111）

国内数以万计的工业企业关停或搬迁遗留下了大量的污染场地，这些场地存在着不同程度的环境与健康风险，急需开展污染场地治理与修复工作。因我国土壤评价与修复标准存在不少的缺陷和问题，使得污染场地风险评估成为了确定土壤修复目标值的一种备受推崇的手段，但其存在诸多局限性，为环境科学工作者带来了障碍。从污染场地风险评估的产生情况、我国土壤评价标准在实际应用案例中显露出来的问题以及污染场地风险评估模型和参数的选取等方面对存在的局限性展开了系统讨论。

污染场地；风险评估；局限性；土壤修复

随着产业进程的不断加快，我国乃至全球许多工业城市的污染企业关停或搬迁，产生了大量的污染场地或潜在污染场地［1-4］，根据《中国环境年鉴》（2002—2009年），2001—2008年我国关停并转迁企业数由6 611个迅速增加到22 488个，增速为1 984 个/a，总数达到10万以上，仅2007年就约有2.5万个；8年期间，山西省关停并转迁的企业数最多，达到1.2万个以上，另外还有河北、江苏、浙江、山东、河南和重庆等地区关停并转迁企业数均超过6 000个。2008年，北京、天津、上海、重庆这4个直辖市关停并转迁企业数分别占当年工业企业数的0.68%、0.50%、78%、2.66%［5］。我国污染场地中主要污染物有重金属（如铬、镉、汞、砷、铅、铜、锌、镍等）、农药（如滴滴涕、六六六、三氯杀螨醇等）、石油烃、持久性有机污染物（如多氯联苯、灭蚁灵、多环芳烃等）、挥发性或溶剂类有机污染物（如三氯乙烯、二氯乙烷、四氯化碳、苯系物等）、有机-金属类污染物（如有机砷、有机锡、代森锰锌等）等，有的场地还存在酸污染或碱污染，大部分场地处于复、混合污染状态［6］。由于大部分的污染场地土地使用性质变更，向商业发展转型，这将给人类健康带来潜在的严重危害［7-8］。重金属具有累积性，会对人体、动物和微生物产生毒害作用［9-10］，如人体长期接触重金属污染物（如As、Cd、Hg等）会引起神经系统、肝脏、肾脏等损害［11］。多氯联苯（PCBs）、多环芳烃（PAHs）等持久性有机污染物（POPs）具有高度亲脂性、难降解以及易于在环境、食物链和生物体内积累等特点［12-15］，人体长期暴露于这些污染物中癌症发病几率大大升高，并干扰与损害内分泌系统［16］。

我国对工业污染场地问题关注较晚，直到2004年北京市宋家庄地铁工程发生施工工人中毒事件后，原国家环境保护总局发出通知，要求对工业搬迁遗留的污染场地进行环境监测，并要求各地切实做好企业搬迁过程中的环境污染防治工作，这也成为我国关注工业污染场地修复工作的开端［17］。由于场地土壤修复问题的出现在我国尚只有十年时间，期间没有有关城市建设用地的土壤环境质量管理的法律法规和指南，在确定场地是否需要清理或需要清理的目标值时，往往成为场地环境评价与修复的障碍。我国现行的土壤环境质量标准不但与污染土壤修复标准两者之间存在着许多实质性差异，而且也存在诸多缺陷，作为土壤修复效果评价标准时暴露出很多问题，不能适应污染土壤修复效果评判的需要［18-19］。另外，各国在场地管理实践中已充分认识到污染场地的复杂性、理化特性以及对人体健康和环境形成的潜在风险具有很大的差异，在所有场地都采用通用的场地清洁标准势必会增加环境管理的成本。为了能将有限的资源（人力、物力、财力）合理分配于数目众多的污染场地之间，各国纷纷由原来的应用通用的场地清洁标准（包括土壤标准、地下水标准等）进行污染场地评价与修复的做法转向基于风险的管理方法［20-22］。因此，对污染场地进行健康风险评估，建立基于风险的修复目标值来指导场地的修复与管理，已逐渐成为未来发展的必然趋势［23-24］。我国污染场地风险评价尚处于起步阶段，国内现有的污染场地风险评估技术导则［25］在核心思想上依然沿用美国国家科学院1972年提出的风险评估思路，同时采用的风险评估模型和参数也多参照欧美等发达国家，但由于不同国家（地区）实际情况的差异，这样往往会导致评估结果不能完全反映我国特定污染场地的真实情况。鉴于此，本文就场地污染土壤风险评估的局限性展开系统讨论，以供同行们参考。

1　污染场地风险评估的产生

在我国场地土壤环境管理中，过去均参照土壤环境质量标准进行评估，参照较多的是《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）和《展览会用地土壤环境质量评价标准（暂行）》（HJ/T350—2007）。如臧振远等［26］对北京市某废弃化工厂场地、张军等［27］对德阳市一家在汶川地震中被损毁的磷制品企业场地评价时，均参考了GB15618—1995中的二级标准；田素军等［28］对上海某重金属污染场地、刘媛［29］对上海新区一家刚搬迁的电镀厂场地则选用了GB15618—1995中的三级标准。GB 15618—1995标准只适用于农田蔬菜地、茶园、果园、牧场、林地、自然保护区等地的土壤，适用范围中没有场地土壤这个领域，且只对p H值、镉、汞、砷、铜、铬、锌、镍、六六六、滴滴涕进行了规定。参照该标准对场地土壤进行环境质量评价是否合理呢？从该标准根据土壤应用功能和保护目标划分为三类土壤类型来看，三类主要适用于林地土壤以及污染物容量较大的高背景值土壤和矿产附近等地的农田土壤（蔬菜地除外），土壤质量基本上对植物和环境不造成危害和污染。该类土可以作为林地使用，即可以生长非食用类植物，如同城市绿化植被一样；对于高背景值土壤和矿产附近等地区，这类土还可以种植非蔬菜类植物，包括果实、粮食等，也就是说，高背景区、矿区附近的人们食用该类土地生长的食物，因此作为城市建设用地中的住宅用地，土壤环境质量能达到该类土标准则也是可以接受的。

该标准的更新版本GB15618—2008（征求意见稿）增加了对居住用地、商业用地和工业用地土壤质量标准值的限定。如土壤重金属的相关标准限值比较见表1。由表1可以看出，GB 15618—1995的三级标准对铜、铅、镍的要求要比GB15618—2008（征求意见稿）宽松，对砷、镉、汞的要求要严格，而铬和锌则保持一致的，虽然该标准并没有得到实施，但由此可见，标准编制方环境保护部南京环境科学研究所、中国科学院南京土壤研究所等单位是认可了GB 15618—1995的三级标准对砷、镉、汞、铬、锌的限制。因此，在实际工作中，环境科学工作者往往综合了多个标准来进行环境管理，如周鼎等［30］对广州某电镀搬迁场地进行评估时，选取了荷兰的土壤环境质量评估标准与GB15618—2008（征求意见稿）中要求较严格的评估值作为评估的标准值。

HJ 350—2007也是被参考利用得较多的标准。GB 15618—1995三级标准介于HJ/T350—2007所限定的A、B级之间（见表1），对于超过了GB 15618—1995三级标准但是没有超过HJ/T350—2007 B级标准的情形，实际工作中，环境科学工作者以建议清理到GB 15618—1995三级标准为宜。如宋菁［31］对青岛红星化工厂污染场地土壤特征污染物总铬进行修复时，以GB15618—1995三级旱地标准（300 mg/kg）作为目标值；同样，张建红等［32］在确定某钢铁企业污染场地土壤修复目标时，也以此三级标准为基准，铬采用旱地标准300 mg/kg，镉采用果园标准1 mg/kg。

表1　土壤重金属相关标准限值比较Table 1 Comparison of limits from relevant standards for heavy metals in soil

还有学者利用HJ/T350—2007的A级标准来作为启动风险评估的筛选值，如张华等［33］对某有机化工原料桶清洗厂场地进行评价时，认为凡土壤污染物超过HJ/T350—2007中A级标准的区域即确定为具有较高风险的区域；化勇鹏［34］对长江中游某省会城市炼油厂污染场地进行风险评估时，参照USEPA9区初级修复目标值以及HJ/T350—2007 中A级标准，确定了住宅用地方式下苯并［a］芘和苯并［a］蒽的修复目标值；Sun等［35］、陈宏文［36］都利用了该标准进行场地环境评价与确定修复目标值。

但是，不同学者对选用上述评价标准则看法不一，如王国庆等［37］指出随着我国土壤环境的恶化及土壤污染现状研究的深入，现行标准已经不能满足实际应用的需要；张厚坚等［38］指出GB15618—1995标准只对总铬进行了要求，未对毒性更强的六价铬进行规定；宋静等［39］认为GB15618—1995标准主要是依据土壤背景值和生态环境效应法制定的，主要适用于农林用地，不适用于居住、工商业等用地方式，HJ350—2007标准主要是根据美国和荷兰等相关标准取其低值制定的，缺乏科学依据；单学凯［40］也指出GB15618—1995标准具有较大局限性；聂静茹等［41］认为我国地域辽阔，不同的土壤类型、气候条件下重金属在土壤中的迁移转化规律不同，用一种标准来界定土壤中某种污染元素的临界值较为缺乏科学性；也有学者［42］指出标准限值的选择是土壤环境质量评价的关键，现行GB15618—1995标准过于强调全国标准限值统一性。

可见，没有明确对应的土壤环境质量评价标准，就造成了土壤环境质量评价的不确定性，尤其是对于略超出上述标准的情形，给评价者、决策者带来很多评估上的困惑。

2　基于风险评估确定的环境管理目标

在没有明确的土壤环境质量评价标准可以参照的情况下，基于人体健康风险评估的污染土壤修复与管理的思想和方法已被多个学者提出并应用于实际的污染场地土壤修复工程中。如温晓倩等［43］建议建立不同土地利用方式下的概念场址模型，主要包括临界受体及特征参数、暴露途径、暴露时间、暴露频率、通用缺省参数等，通过人体健康暴露风险评估计算各不同暴露途径下的暴露剂量，并结合相应的土壤毒性效应数据，采用外推法求得各暴露途径下的标准值；张红振等［44］认为基于风险的土壤环境质量标准是实现污染土壤风险管理的重要手段，并指出鉴于我国当前土壤重金属污染隐患凸显、局部地区重金属污染暴发的趋势，建议重点研究污染地区重金属特定的污染来源、暴露途径，保护当地敏感受体，有针对性地制定基于风险的土壤环境质量标准和最佳污染应对与管理策略。此外，各个场地因企业生产历史、原材料、产品类型、工艺、企业安全环保意识等不同而表现出千差万别，所产生的污染物门类齐全，需要对所有污染物均给定土壤环境质量标准值，这是一个庞大的系统工作，在目前的科学技术、环境管理水平下难以实现。因此，基于污染场地风险评估来确定风险水平、危害程度或清理目标值就显得尤为重要。

为克服上述问题，我国各级各地管理部门根据污染场地开发利用过程中环境管理和土壤修复的需要，分别制定出台了相关的地方法规和配套技术标准来对场地土壤环境进行评价与管理，详见表2。由表2可以看出，不到十年的发展进程，似乎找到了解决上述所提及的场地土壤环境评价标准与确定修复目标值的问题的办法了，尤其是2014年新出台的几个国家规范和导则。早于这些国家规范和导则的地方标准，如DB11/T 656—2009、DB11/T 811—2011、DB 33/T 892—2013以及美国的RBCA模型都在实际场地管理中得到了广泛的应用，如宋倩等诸多学者［45-54］针对化工、农药和重金属等污染场地分别采用DB11/T 656—2009、DB11/T 811—2011、RBCA模型、《污染场地风险评估技术导则》（征求意见稿、报批稿）以及HJ 25.3—2014这些标准或导则进行了风险评估。

表2　国内污染场地风险评估相关的地方法规和标准Table 2 Local regulations and standards of China regarding the risk assessment on contaminated site

3　污染场地风险评估的局限性

但是，是否只要通过污染场地风险评估就可实现场地土壤环境质量的评估与修复目标值的确定呢？实际上，在场地风险评估中，多个因素可影响到风险评估的结果。首先是评估参数的完整性，如污染物的毒理学参数、污染物的理化性质参数、土壤污染物浓度水平、土壤介质的非均质性、人群的暴露周期频率、人的生活习惯及体重身高等，前两者对风险评估起着决定性的作用，即使通过暴露因子计算出各个污染物在各种暴露途径下的暴露量，但也会因污染物的毒理学和理化性质参数的缺乏而使风险评估无法继续开展。另外，由于我国已有的地方和国家技术导则存在一些缺陷，众多参数需借鉴国外并且在实践运用中简单地套用国外的模型，导致得出的评价结果并不能完全真实地反映出我国的实际情况。

以美国毒理学数据库资料为例，德克萨斯的风险降低计划（Texas Risk Reduction Program）（2012年）汇编的化学物质的化学/物理参数与毒性因子数据库，综合了美国国家环保局的综合风险信息系统（Integrated Risk Information System，IRIS）、暂定的同行评议毒性值（Provisional Peer Reviewed Toxicity Values，PPRTVs）、健康影响评估汇总表（Health Effects Assessment Summary Tables，HEAST）等多个机构的毒性参数来源，对685个化合物的毒性参数进行了收集，但该数据库中呋喃（1746-01-6，2，3，7，8-TCDD TEQ）、乙烯（74-85-1）、柠檬烯（5989-27-5）、石棉（1332-21-4，Asbestos）、铅（7439-92-1）、多聚磷酸铵（6833-79-9，APP）这6种人们常认为有毒的化合物，却没有经口摄入致癌斜率因子（SEo）、经口摄入参考剂量（Rf Do）、单位致癌因子（URE）、参考浓度（RfC）等的参考数据，试图对这6种化合物进行人体健康风险评估则没有结果，有些化合物要么缺SEo、要么缺Rf Do，这些物质只能评估致癌风险水平或非致癌危害，评估结果不是目前无证据表明其具有致癌风险，就是无证据表明其具有非致癌危害；还有一些物质，如邻硝基氯苯、间硝基氯苯，没有收录入该数据库中，这与收录进该数据库却没有毒性参数一样，没有可能开展风险评估，因此也就没有可能基于风险评估来反推清理目标值。如张应华等［55］报道了因某乙烯厂部分土壤参数和污染物理化性质参数的不确定性对苯风险评估的影响；董向阳等［56］对某工业废弃场地的苯系物（主要是苯和二甲苯）和总石油烃进行健康风险评估中由于缺乏二甲苯和总石油烃的SEo、呼吸吸入致癌斜率因子（SEi）等致癌毒理参数，从而无法计算这两者的致癌效应；田素军等［28］在对重金属污染场地进行健康风险评估时，仅仅考虑了场地工人的暴露风险，而没有考虑场地污染给附近居民带来的健康风险，这是由于我国还缺乏一些相关的暴露参数取值，从而不能全面地进行风险评估；张大定等［57］报道了某化工厂土壤有机质含量、含水率及容重不确定性对苯风险评估的影响。

已颁布的国家标准和地方标准中，也存在不完善或难以操作的问题。如地方标准DB11/T811—2011和DB 33/T 892—2013均对总石油烃（＜C16脂肪族和＞C16脂肪族）进行了污染场地土壤筛选值的规定，也就是说当超过这个限值时，要启动风险评估。但是，石油主要是由烃类化合物组成的一种复杂混合物，约几万种，主要包括饱和与不饱和烃、芳烃类化合物、沥青质、树脂类等，其主要元素是碳和氢，除此之外还含有少量的氧、氮、硫等元素，以及钒、镍等金属元素，依据碳链的长度及是否构成直链、支链、环链或芳香结构，石油烃类化合物可以分成链烷烃、环烷烃、芳香烃以及少量非烃类化合物。对于这样一类混合物，如何开展风险评估，在上述导则中则没有相应方法，其可操作性受到影响。为解决这一问题，一些分段的方法应用而生［58-61］，如有学者［62］参考美国总石油烃标准工作组（TPHCWG）发布的方法对石油污染场地土壤进行风险评估，将石油烃分为脂肪族石油烃和芳香族石油烃，再分别对这两类按碳的数目进行细分，脂肪族总石油烃分为6C、＞6～8C、＞8～10C、＞10～12C、＞12～16 C、＞16～21C、＞21～35C（仅对泄漏的变压器矿物油）（该段还可分为＞21～34C、＞34C），芳香族总石油烃分为＞7～8 C、＞8～10C、＞10～12 C、＞12～16 C、＞16～21 C、＞21～35 C（该段也可分为＞21～34C、＞34C）。但上述石油烃成分均没有SEo参考值，也就是说它们的致癌风险不明，只能进行非致癌风险评估。因此，要对总石油烃污染场地进行风险评估，必须开展不同碳数的石油烃分析，否则也无法开展石油污染场地的风险评估。

另一污染物铅，在我国土壤相关标准中的限值见表3。由表3可见，地方标准需要启动铅的风险评估值低于GB 15618—1995的三级标准，一旦超过这个地方限值也就意味着这些区域需要启动风险评估工作。但是，如前所述，目前缺乏铅的毒理学参数，无法对场地铅污染进行风险评估。根据HJ 25. 3—2014，该导则明确表明，本标准不适用于铅、放射性物质、致病性生物污染以及农用地土壤污染的风险评估。可见，北京市和浙江省在场地环境风险评估方面制定的导则或筛选值的不严谨。

表3　铅在各类土壤环境管理标准和导则中的限值Table 3 Lead limits in some standards and guidelines

我国相关的基础研究比较薄弱，参数与评估模型多借鉴国外的研究成果，也造成了我国风险评估的局限性。如我国环境保护部在2014年7月正式实施的《污染场地风险评估技术导则》（HJ25.3—2014）中许多暴露参数的推荐值就是如此，如成人和儿童的每日摄入土壤量、皮肤表面土壤黏附系数参照美国环保局参数值确定，吸入土壤颗粒物在体内滞留比例、室内空气中来自土壤的颗粒物所占比例和室外空气中来自土壤的颗粒物所占比例参照荷兰参数值确定，室内空气交换速率在工业用地方式下的推荐值参照英国对应参数值确定，等等［63］。所以，我国许多研究者在环境风险评价过程中均采用国外人群的暴露参数，但我国是一个地域广阔、民族多元、人口众多的国家，人群暴露参数因地区和民族也会有较大的差异，现有的数据远不足以代表我国居民的暴露特征，有必要加强暴露参数的调查研究，建立适合中国人群暴露参数资料库［64］。对此，唐秋萍等［65］指出要加强环境科学和医学等学科之间的交流，开展污染物环境行为和污染物致毒机理等方面的研究，为健康风险评估提供理论依据；崔超等［66］以甘肃省某玻璃仪器厂为例，以苯为关注污染物进行风险评估时，指出由于风险评估中参数非常多，部分参数对评价结果的影响很大，而目前我国的毒理学参数数据库尚未建立，基本上以美国的IRIS为依据，导则中其他参数多是借鉴于国外的研究数据，如果没有符合我国实际情况的参数的取值，风险评估很有可能流于形式，评价结果与实际污染情况偏差很大；冯焕银等［67］在评估宁波地区土壤中16种多环芳烃对户外劳作者的健康风险时也发现因暴露特征参数大多采用国外现有的研究数据，不足以完全代表宁波地区的暴露特征。另外，在进行场地风险评估时大多数评估机构往往缺乏与场地规划及建筑设计部门的详细沟通，导致其在进行风险评估时通常是机械地套用导则或指南中的评估模型，在模型参数选择时也往往是直接套用相关导则或指南中的推荐值，或只对部分参数进行本地化，并未结合场地的具体污染概念模型及未来建筑规划对相关模型和参数进行调整［68-71］，使评估结果与客观情况往往存在一定的差异，难以为后续场地风险管理和控制方案的制定提供科学参考。如钟茂生等［72］在对某地铁站进行风险评估时，对比了直接套用现有评估技术导则公式与采用基于目标地铁站特定污染概念模型建立的风险计算公式计算地铁站土壤中1，2-二氯乙烷污染对站内工作人员产生的致癌健康风险的结果，发现前者计算结果低于后者约2倍，这是因为直接套用公式并没有考虑从墙壁进入地铁站室内的污染物，故其提出了风险评估过程中需根据具体场地的污染概念模型对风险计算公式进行相应修正，避免直接套用导则中的公式低估人群的实际健康风险；对此，姜林等［73］也比较了采用ASTM模型与采用基于实测土壤气计算的污染区域室外VOCs暴露途径下的风险水平，结果显示现场土壤气中VOCs的实测浓度与ASTM模型推算的土壤气中浓度至少相差l个数量级，利用实测土壤气计算的风险水平是采用ASTM模型计算的风险水平的0.03～0.51倍，两者相差1～2个数量级。除此以外，我国还缺乏风险评估相关的配套软件，而风险评估软件是风险管理中的重要工具，目前美英编制的RBCA和CLEA软件已在国内使用，虽其系统性较为全面，但操作较为复杂，众多参数并非根据我国特定的环境与地质场景所设［74］，因此还需要研究开发适合我国实际的风险评估软件。

另外，欧美许多国家在制定污染场地风险评估技术导则时，均强调应用层次化风险评价思路，以避免在调查阶段投入过多不必要的资源［75-76］。而我国在工业污染场地风险评价领域起步相对较晚，尽管相关技术导则中业已提及采用层次化思路开展污染场地风险评价［77-79］，但当前已完成的评估项目大部分均只进行到第二层次［68，71，79-80］，即利用拟评估场地部分实测参数对评估模型中的默认参数进行替代以进行风险评估。对于大型的污染场地，当风险评估仅进行到这一层次时，其结果可能仍过于保守，最终导致场地过度修复，而且层次越低，采用的参数和模型都为预设，评估保守且对人类和环境的保护程度越高，但不确定性因素也较多，环境标准相对较严，相应的修复成本较高［81］。

4　结 论

因工业企业关闭或搬迁造成的污染场地的问题在我国出现的时间尚不久，致使我国污染场地风险评估存在一定的局限性，主要表现在:现行的土壤环境质量标准存在许多缺陷，作为土壤修复效果评价标准时暴露出很多问题，不能适应污染土壤修复效果评判的需要；目前正在实施中的土壤质量评价标准也多是针对农业用地和展览会用地，还没有有关城市建设用地尤其是住宅用地的土壤环境质量标

准，虽然2014年颁发并实施的HJ25.1—2014、HJ25.2—2014、HJ25.4—2014和HJ25.3—2014标准可以通过风险评估等手段来确定场地是否需要清理或需要清理的目标值，但因污染场地的污染物复杂多样，风险评估模型与参数又大多借鉴于国外的研究成果，评估参数尤其是污染物的毒理学参数的缺乏，导致风险评估无法进行的例子并不少见，我国至今也未建立符合我国实际污染场地状况的模型与数据库，这给使用评估模型带来了障碍，而且由于国内的场地特征与国外的不尽相似，即使在运用国外的模型与参数对某些污染场地进行风险评估后其评估结果仍然不能完全真实地反映污染物对人体健康的危害问题。因此，我国应在充分借鉴欧美相关领域的研究成果和经验基础上，结合自身实际情况，在规范风险评价步骤和构建参数体系方面进行大量的研究工作，建立自己的健康风险评价体系，以有效避免污染场地土壤风险评估的局限性。

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Limitations of Risk Assessment on Contaminated Site Soil in China

LUO Zejiao1，JIA Na1，LIU Shixiang1，Mohammed A.S.Abdalla1，2
（1.School of Environmental Studies，China University of Geosciences，Wuhan 430074，China；2.Department of Soil and Water，College of Agriculture，University of Bahri，Khartoum 111111，North-Sudan）

Tens of thousands of domestic industrial enterprises close down or relocate，which leaves a lot of contaminations in the soil with different degrees of environmental and health risk.Therefore，the remediation of the site is necessary to be developed urgently.The risk assessment of contaminated sites becomes an effective method to determine the soil remediation target，but there are some loopholes and problems on the soil evaluation and remediation standards.This method has many limitations bringing difficulties for environmental scientists.To solve the issue of the risk assessment method limitations，this article introduces an elaborate discussion on the emergence and development of the risk assessment on contaminated sites，the problems of soil evaluation standards，as well as the selection of the risk assessment model and parameters，etc.

contaminated sites；risk assessment；limitations；soil remediation

X53

A

10.13578/j.cnki.issn.1671-1556.2015.05.007

1671-1556（2015）05-0040-07

2015-01-12

2015-08-06

武汉市高新技术成果转化及产业化专项项目（2013060803010403）

罗泽娇（1970—），女，博士，教授，主要从事土壤与地下水污染的调查、风险评价与修复等方面的研究。E-mail:zjluo@cug.edu.cn