某焦化厂污染场地环境损害评估案例研究

张红振，董璟琦，吴舜泽，王金南，张天柱（.环境保护部环境规划院环境工程部，北京 000；.清华大学环境学院，北京 00084）

某焦化厂污染场地环境损害评估案例研究

张红振1*，董璟琦1，吴舜泽1，王金南1，张天柱2（1.环境保护部环境规划院环境工程部，北京 100012；2.清华大学环境学院，北京 100084）

以某大型焦化厂土壤和地下水多环芳烃、苯污染损害评估为例，采用资源等值分析法分别开展场地土壤和地下水污染环境损害评估，并对评估结果的不确定性进行分析.结果表明，损害评估的数额（27.1亿元）与实际污染修复成本（20.5亿元）具有较大差异，损害评估额明显大于污染治理修复成本；社会贴现率的取值（1%～5%）选择对土壤污染损害评估结果影响最大，污染含水层厚度（3m～9m）、含水层孔隙度（0.25～0.35）、社会贴现率（1%～5%）和单位地下水修复成本（4000～5000元/m2）等因子对地下水污染环境损害评估的结果影响较大.资源等值分析的方法作为评估工业场地土壤和地下水污染理论和技术上较为可行，但需要精细化的立法和明确的技术导则来规范损害评估的内容、程序和方法.

土壤和地下水污染；等值分析；场地修复；不确定性分析

近年来，随着中国城市化进程的加速和工业化模式的转变，大量工矿用地受到污染［1］.尤其是工业场地的污染程度重、范围相对集中、深度可达数米至数十米，地下水同时受到严重污染.土壤和地下水污染的危害已经表现在加剧土壤资源短缺和生物多样性减少，威胁人体健康、生态环境安全和社会稳定.从“十一五”起，国内污染场地的调查和修复逐步启动，环境保护部以及湖南、重庆、江苏、上海、北京等地陆续发布了规范污染场地环境管理的政策和技术文件［2］.然而，从环境损害评估的角度开展土壤和地下水污染的评估在国内外依然匮乏.众所周知的美国CERCLA法案把土壤和地下水污染的调查评估和治理修复的权责交给美国EPA，并赋予了EPA强大的追溯环境污染责任权利［3］.然而，在美国工业场地造成的土壤和地下水污染一般不列入资源环境损害评估（NRDA）之列.欧盟在其ELD指令中明确规定受污染土壤的环境修复责任也只要保障土地再利用功能和人体健康风险处于可接受水平，对于地下水污染的环境责任依然模糊，同时缺少工业场地土壤和地下水污染环境损害评估典型案例支撑［4］.中国的环境损害评估与赔偿制度建设逐渐起步，但目前仍缺少《土壤污染防治法》和《地下水环境质量标准》，土壤和地下水污染的环境损害评估与管理体系，以及从资源环境的角度评估工业场地造成的环境价值损失数额计算方法及规范仍是空白.

等值/等价分析方法常用于资源环境价值估算，最早于1992用于评估湿地污染损害，1996年美国国家大气和海洋管理局制定了资源环境损害评估技术规范，等值分析方法开始用于长期排污区域污染、有毒物质泄露、地下储罐污染损害评估以及石油泄漏损失的评估实践［5］.欧盟于2004专门成立了“欧盟应用资源等价分析法评估环境损害”研究小组，并于2008年发布了EAM的工具包和典型案例分析［6］.EAM将环境修复成本作为自然资源损害赔偿的基本考虑，这种新的自然资源损害评估思路将焦点从对损失和伤害的赔偿评定和货币化，转向实施恢复措施的成本，受到越来越多的关注［7］.目前，美国约有20%的NRDA案例应用了等值分析方法［8］.在国内的海洋溢油生态损害评估、溢油事故海洋生物资源损害评估、突发水污染事件环境资源损失评估、河流污染流域生态环境损害评估、填海生物栖息地损害评估、矿山开采破坏生境损失评估等方面已有应用和报道［9-14］.然而，采用等值分析的方法开展中国污染场地土壤和地下水资源环境损害评估的实例研究仍然十分缺乏，这里我们尝试采用EAM对北方某大型焦化厂污染场地进行环境损害评估.

1 污染场地案例

1.1 场地概况

该大型焦化厂始建于1959年，曾经是我国规模最大的独立炼焦化学工业企业之一，建厂前土地利用方式主要为农田和荒地，自投产以来，场地一直为工业用地，以煤炭为原料，产品为煤气和焦炭，同时还生产焦油、硫铵、轻苯、工业萘、蒽、沥青、酚类等40多种化工产品［15］.厂区占地面积135万m2，地势平坦，地层结构主要分4层，从上至下依次为0～1.5m回填土层，1.5～5.0m黏质粉土层，5.0～9.0m黏土层，9.0～18m砂质潜水含水层，潜水水位埋深13～14m，厂区未来将规划为商业开发区［16］.2006年停产，40多年的生产历史，且在建厂初期受生产工艺、技术条件和污染治理水平所限，环境污染相对较严重，其中不乏对人体有害和致癌物质排放，对厂区和周围环境造成一定影响［17］. 1.2 场地污染情况

图1 土壤和地下水污染及修复时间跨度Fig.1 Soil and groundwater contamination and remediation timeline

场地环境调查发现场地中主要污染物包括苯系物、多环芳烃、杂环芳烃等，场地污染途径主要是大气有组织和无组织排放源的大气扩散，物料储存、运输、加工过程中的遗洒、渗漏，污水处理设施及污水管线的渗漏［15］.本场地PAHs的污染源主要为各分厂区的大气排放以及存储设施的滴漏等，主要分布于炼焦、煤气净化、焦油化产品回收等生产工艺的车间，污染土集中在0～5m粉土层深度范围内［16］.从土壤中PAHs含量范围来看，最小值和最大值的差异很大，萘最小值0.01mg/kg，最大值4100mg/kg.地下水中需关注污染物为苯，观测到的苯浓度在0.7～371000µg/L 之间，平均浓度23717µg/L，在局部区域存在苯污染物的LNAPL相［18］.为便于开展土壤和地下水污染损害评估，我们假设土壤污染从1959年建厂开始逐渐扩大，地下水苯污染由于设备老旧导致的泄露，从1980年开始泄露，到2006年停产时土壤和地下水污染范围和程度达到最重（图1）［19］.

1.3 场地环境修复

通过场地风险评估和计算，该场地土壤中PAHs修复目标值为0.91～240mg/kg，平均值为19.3mg/kg，污染面积34.2万m2，污染土方量约153万m3［19］.地下水中苯污染物的修复目标设定未来人群因该场地地下水苯污染而导致的可接受致癌风险增加概率为1.0×10-6，考虑厂区地下水的流动性以及地下水中苯的扩散迁移，确定该厂区地下水苯浓度应修复至118µg/L，本场地地下水的污染修复范围的面积大约为16.5万m2（图2）［18］.

图2 某焦化厂场地土壤和地下水污染特征概念模型示意Fig.2 Contaminated site concept model of the cooking plant case

考虑到场地土壤污染主要集中在深度5m以内，且具有一定的地统计学随机性，污染土以沙土为主，建议采用热脱附与土壤生物通风技术相结合处理多环芳烃类污染土.考虑到研究区域地下水含水层土壤渗透性较好，达到1.6×10-2m/s，高于空气注射技术对土壤渗透性的最低要求1.0× 10-3～1.0×10-4m/s，而且苯的挥发性极高，其亨利常数为230×1.01×105Pa，也远高于空气注射技术对污染物亨利常数最低值100×1.01×105Pa的要求［20-23］.综合考虑研究区域地下水污染状况及目前地下水修复技术的发展，确定空气注射作为该场地地下水的优先修复技术.

2 材料与方法

2.1 确定修复方案

2007～2010年该场地开展了场地环境调查、风险评估、污染治理修复方案和其他技术支撑工作.从2013年起启动了场地土壤和地下水修复，预计2020年完成土壤治理修复工作，2020～ 2030年间完成地下水污染修复（图1）.假设土壤污染从1959年建厂起就存在，污染土的方量每年线性增长，直到2006年停产；假设地下水污染从1980年某次泄露事故起，污染地下水量每年线性增加，直到2006年止.为简便起见，假设2006～2012年期间，切断了工业生产活动产生新的污染物以后，有机污染物质在土壤和地下水中迁移转化非常缓慢，场地污染土壤和地下水方量不再增减（表1）.

表1 场地土壤和地下水污染、治理修复和损害评估关键参数Table 1 Key parameters of the case site contamination，remediation and damage assessment

2.2 等值分析方法

常用的等值分析方法包括生境等值分析（HEA）和资源等值分析（REA）两类，HEA侧重于对损害的空间定量和修复后自然资源服务，而REA侧重于受损或被修复的自然资源数量.两种等值方法关键是确定用来描述随时间推移的损失的度量单位，且此单位能够量化随时间推移而得到的修复收益.这里采用REA来计算需要修复的土壤和地下水量［24］.

设D为贴现后土壤/地下水污染总损害量；T1、T2为污染起始和结束年；Q1为受污染土壤/地下水体积/面积；Vi为受污染土壤/地下水单位体积/面积提供服务的价值（未受污染时）；bj为土壤/地下水单位体积/面积服务水平（未受污染时）；xjt为t时受污染土壤/地下水单位体积/面积服务水平；c为基准时间点；r为社会贴现率.则：

设C为贴现后土壤/地下水修复总收益量；T3、T4为修复起始点和结束点；Q2为修复土壤/地下水量的规模；Vr为修复土壤/地下水单位体积/面积提供服务的价值；bp为修复土壤/地下水初始时刻单位体积/面积服务水平；xpt为t时修复土壤/地下水单位体积/面积服务水平.则：

令C=D，则可求出所需修复土壤/地下水规模Q2，其表达式为：

社会贴现率r的典型取值为3%，一般认为r在1%～5%之间波动［25-26］，r及场地土壤和地下水环境修复其他参数的取值范围参见表1.

2.3 蒙特卡罗模拟

蒙特卡洛模拟的基本原理是利用服从已知概率分布的随机数来模拟现实世界中可能出现的随机现象.通过不断改变输入参数进行足够多次模拟之后，依据概率论大数定理和中心极限定理，可以得到具有统计意义的可靠结论.本研究中采用蒙特卡洛分析模型@RⅠSK6.0.1从参数的概率分布中进行10000次随机抽样，得到10000组输入参数进行仿真模拟.为确定被污染需要治理修复的土壤和地下水量，对一些关键参数及其取值及范围做一定的推测或假设，通过蒙特卡罗模拟来分析结果的不确定性和参数的敏感性.

3 结果与分析

3.1 土壤环境损害评估

采用资源等等值分析（REA）法计算场地土壤污染损害结果表明，从1959年污染开始至2020年土壤修复结束，土壤污染损害额（Debit）共计8789万m3贴现污染土壤年.从2012年起至2020年结束，每1万m3土壤修复效益（Credit）为28.89万m3贴现污染土壤年（图3）.从等值分析角度场地土壤污染足额赔偿需要修复的土壤方量为305万m3，污染土壤修复赔偿总费用为17.1亿元（表2）.

该场地实际污染的土壤方量为153万m3，但由于污染起始1959年，根据贴现后计算的污染土壤损害量为305万m3，后者大于前者将近一倍.这里采用的资源等值分析法，虽然修复后的土壤不能达到未污染土壤的背景值水平，但作为人类活动的工业或居住用地，认为土壤资源服务在污染前和修复后的功能不受影响.但计算过程未考虑从2006年停产后至2020年该场地由于污染导致的土地使用功能丧失.

3.2 地下水环境损害评估

采用资源等等值分析（REA）法计算场地地下水污染损害结果表明，从1980年污染开始至2028年地下水修复结束，地下水污染损害额（Debit）共计575万m3贴现污染地下水年.从2012年起至2028年结束，每1万m2地下水修复效益（Credit）为25.9万m2贴现污染地下水年（图3）.从等值分析角度场地土壤污染足额赔偿需要修复的土壤方量为22.2万m2，污染土壤修复赔偿总费用为10.0亿元（表2）.

该场地实际污染的地下水量为16.5万m2，假设污染起始1980年，根据贴现后计算的污染地下水损害量为22.2万m2，后者明显大于前者.虽然修复后的地下水不能达到未污染地下水的污染物背景值水平，但场地内浅层地下水不作为饮用水源地或备用水源地，设定的修复目标值和修复效果不会对周边地下水产生影响，认为地下水资源服务在污染前和修复后的功能不受影响.但计算过程未考虑从2006年停产后至2020年该场地原位地下水修复工程对土地再开发使用功能的影响损失.

图3 土壤污染损害量和修复单位土壤和地下水修复效益示意Fig.3 Debit of soil contamination damage and credit of per unit soil and groundwater remediation

表2 场地土壤地下水污染环境损害评估结果Table 2 Environmental damage assessment results of soil and groundwater contamination

3.3 结果不确定性分析

此场地土壤和地下水污染损害评估过程中，在充分基于已有调查评估和修复方案数据的基础上，还做了一定的假设和推断.针对土壤污染损害评估的不确定性相对小一些，针对地下水污染损害评估的不确定性影响因素相对多一些.损害量化的不确定性主要来源于污染土的方量和密度、地下水含水层厚度、孔隙度等，在估算过程中使用了平均值，并考虑95%的置信区间的范围可能引起的损害数额的波动.另外，污染的起始时间和发生过程，包括污染物的释放量和污染方量随时间的变化，在大概50年的时间范围内也做了一定的假设和推测，这也会造成评估结果的一定波动.社会贴现率、修复所需时间的取值也是结果不确定性需考虑的重要因素（表3）.

由于土壤污染主要集中在0～5m深度，场地环境调查的结果较为准确，因此土壤污染环境损害评估的现场获得数据不确定性及对评估结果的影响较小，污染土方量的误差对评估结果的影响小于10%.污染土壤损害评估的不确定性最主要来源为社会贴现率的选择，污染土的历时长，从污染开始到修复结束60年，r选择对结果的影响达45%（图4）.

表3 场地土壤和地下水环境损害评估结果不确定性分析Table 3 Uncertainty analysis of soil and groundwater damage assessment results

图4 关键参数对土壤和地下水污染环境损害评估的影响Fig.4 The influence of key parameters to soil and groundwater contamination damage assessment results

污染地下水环境损害评估结果的影响因素较多，其中污染含水层厚度的空间变异是导致地下水污染损害项（Debit）误差的最主要因素，其次重要的影响因素为含水层孔隙度和社会贴现率，另外，修复成本的估计误差也会对地下水污染环境损害评估结果产生一定影响（图4）.

4 结语

土壤和地下水环境损害评估基于环境修复提供基础信息，但又从环境污染责任量化上区别与环境修复.资源等值分析的方法作为评估工业场地土壤和地下水污染理论和技术上较为可行.由于土壤和地下水修复一般历时较长，损害评估结果一般数倍大于污染场地实际修复费用.

在案例研究中，由于数据的限制，对污染的性质和范围、水文条件、恢复方法和成本做了若干推测，并且对修复技术方案和进展情况作了一般性假设.为了说明上述假设对土壤和地下水资源破坏所造成的影响，对损害（Debit）和效益（Credit）评估的关键参数进行了敏感性分析和评估结果的不确定性模拟.

中国亟需针对工业场地土壤和地下水污染的环境损害评估需要强势和精细的法律支持以及评估技术规范化、评估程序标准化，通过立法的形式明确评估的对象和方法，并明确区分历史遗留的污染场地和责任主体明确的土壤地下水污染责任范围，以减少评估结果的差异性和便于后续环境损害责任的追究［27-28］.

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Environmental damage assessment case study of a cooking plant contaminated site.

ZHANG Hong-zhen1*， DONG Jing-qi1， WU Shun-ze1， WANG Jin-nan1， ZHANG Tian-zhu2（1.Department of Environmental Engineering， Chinese Academy for Environmental Planning， Beijing 100012， China；2.School of Environment， Tsinghua University， Beijing 100084， China）. China Environmental Science， 2016，36（10）：3159～3165

Taking a cooking plant site contaminated by Polycyclic Aromatic Hydrocarbons （PAHs）， benzene as example，soil and groundwater contamination damage assessment was carried out using Resources equivalency analysis （REA）methods， and uncertainty of results were also analyzed. The results show that， there is significant difference between the damage assessment results， which is 2.71 billion RMB， and actual site remediation cost， which is 2.05 billion RMB. The former is evidently larger than later. Social discount rate （1%～5%） influences the soil contamination damage assessment result most， and for groundwater， the most important factors are thickness of contaminated groundwater layer （3～9m），porosity of aquifer （0.25～0.35）， social discount rate （1%～5%） and remediation cost per unit groundwater （4000～5000 Yuan/m2）.ERA can be practically used to assess soil and groundwater contamination damage at contaminated industrial site， with a strong theoretically and technically basis. But we need refinement of legislation and specific technical guideline to standard the EDA content， process and method.

soil and groundwater contamination；equivalency analysis；site remediation；uncertainty analysis

X703.5

A

1000-6923（2016）10-3159-07

张红振（1980-），男，江苏丰县人，副研究员，博士，主要从事环境风险和损害评估研究.发表论文40余篇.

2016-02-18

国家自然科学青年基金项目（71403097）；国家高技术研究发展计划（863）项目（2013AA06A211）；国家水体污染控制与治理科技重大专项（2013ZX07602-002）

* 责任作者， 副研究员， hongzhenzhang@126.com