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近40年来，展开土壤污染治理工作较早的一些国家在污染场地治理的实践过程中，逐步认识到土壤污染具有长期性和离散不均一性，加之污染地块水文地质结构的复杂性使得受污染的土壤、地下水在修复之后仍存在一些残留污染物，使得该场地及相关资源不能无限制地使用[1]。另外，场地修复高昂的成本给政府造成了很大的财政压力。面对上述现状，美国、欧洲、日本等发达国家治理污染地块从过去彻底修复理念转变为风险管控理念，基于风险管控措施下再开发为居住用地、绿地、商业用地，实现了用地安全。作为一种重要的风险管控措施，制度控制是指通过限制土地资源使用、地下水资源利用、人类行为和公开场地污染信息等方式，将人体暴露于污染的可能性降至最低，从而保护人体健康和环境安全，该措施被美国、加拿大等国家广泛用于场地治理，并取得了很好的成效[2-3]。
随着我国产业结构的调整，许多工业企业停产搬迁遗留了大量的污染场地，修复治理任务繁重。近年来，我国场地治理相关法律法规及技术标准文件陆续出台，多种物理、化学及生物修复技术快速发展，污染场地修复与风险管控体系已初步建立[4-7]。借鉴国外经验，制度控制这一措施也陆续在我国某些发达地区场地治理中被尝试应用。但目前我国针对制度控制尚无专门的实施和监管要求，制度控制顶层法律设计待完善，故导致制度控制地有效落实存在一定障碍[8-10]。据不完全调查统计，我国采取“风险管控和修复+风险管控”组合策略的污染场地数量比例呈稳步增长的态势[11]，采取制度控制有助于快速、经济地管控场地风险。
美国、加拿大和澳大利亚等历经30多年的污染场地治理经验累积，将制度控制广泛应用于污染场地修复过程，制定了一系列关于制度控制识别、方案设计、实施和评估方面的指南，相关法律法规明确了制度控制相关方职责，已形成了较为精细化的制度控制体系[12-14]。国外制度控制在技术和策略上对我国具有一定借鉴价值，但中外不同土地制度和法律环境下制度控制实施与监管也存在显著差异[15-16]。本研究通过案例调研和我国制度控制相关文件分析，探讨我国制度控制的现状与不足；梳理分析国外制度控制法律法规和技术标准体系、相关方职责、实施过程、实施形式及其制度控制的优劣，针对性地提出基于我国污染场地管理体系下的制度控制建议，以期为完善我国制度控制体系提供支撑。
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通过网络检索、分析中国知网和建设用地土壤环境信息公示平台等数据库文献和案例，调研了我国29个采取风险管控措施或修复与风险管控措施联用的场地。如表1 所示，我国典型土壤重金属污染场地实施风险管控，一般采用阻隔填埋、原位固化稳定化等方式，广东省污染场地采用的阻隔措施最多。针对化工厂、农药厂、焦化厂等典型有机污染以及有机污染与重金属复合污染场地主要采用“修复+阻隔”的修复治理模式，修复措施一般有热脱附、原位化学氧化、地下水抽出处理等。从污染场地制度控制实施现状来看，对上述场地的制度控制措施及应用现状进行分析，针对土壤重金属污染采取原位固化稳定化的场地，确保固化稳定化区域不受扰动和破坏、限制利用方式，并设置了风险标识牌和隔离围栏进行制度控制。土壤中重金属和有机污染物复合污染采取阻隔措施的场地，提出了保护阻隔层的完整性、限制利用方式的目标并设置风险标识牌和隔离围栏进行制度控制。而针对地下水介质的污染物，地下水污染采取阻隔、抽出处理和原位修复和土壤气设置气体屏障的场地也存在长期残留污染物风险，但在实际场地的后期管理中，缺乏对此类场地采取场地和地下水利用限制性的制度控制管理。
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1) 我国上位法未明确制度控制相关方职责。我国场地环境管理体系一定意义上明确了制度控制实施方为土地使用权人。2016年《土壤污染防治行动计划》[22]明确了土壤污染治理与修复主体，造成土壤污染的单位或个人要承担治理与修复。2016年发布的《污染地块土壤环境管理办法》[23] (42号令) 明确，规定污染场地土地使用权人应当对暂不开发利用的污染场地，实施以防止污染扩散为目的的风险管控；对拟开发利用为居住用地和商业、学校、医疗、养老机构等公共设施用地的污染场地，实施以安全利用为目的的风险管控。2018年《中华人民共和国土壤污染防治法》[24]规定土壤污染风险管控和修复，包括土壤污染状况调查和土壤污染风险评估、风险管控、修复、风险管控效果评估、修复效果评估、后期管理等活动；风险管控、修复活动完成后，需要实施后期管理的，土壤污染责任人应当按照要求实施后期管理。制度控制从方案编制到落实全过程中，需要土地使用权人承担编制制度控制方案、落实制度控制限制性要求以及定期向政府部门汇报制度控制实施情况的职责，而我国现行管理框架尚未明确上述相关职责。
2) 我国制度控制实施的技术要求不明确。近年来我国国家和地方层面颁布了系列污染场地风险管控的实施方法和技术标准，均包含介绍制度控制的内容。生态环境部发布的《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则》(HJ 25.5—2018)[25]和《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》(HJ 25.6—2019)[26]明确了采取制度控制的3种情景：1) 修复后土壤中污染物浓度未达到GB 36600—2018第一类用地筛选值的场地；2) 修复后地下水中污染物浓度未达到《地下水质量标准》(GB/T 14848-2017)地下水使用功能对应标准值的场地；3) 实施风险管控场地，上述情景下的污染场地后期管理，其中包括长期监测和制度控制。2019年《建设用地土壤污染风险管控和修复术语》(HJ 682—2019)[27]明确了制度控制定义：通过制定和实施各项条例、准则、规章或制度，防止或减少人群对场地污染物的暴露，从制度上杜绝和防范场地污染可能带来的风险和危害，从而达到利用管理手段对场地的潜在风险进行控制的目的。2021年山东省《污染地块风险管控技术导则(试行)》《天津市暂不开发利用污染地块风险管控技术指南(试行)》《河南省暂不开发利用污染地块风险管控技术指南》相继出台规定，提出了通过标识牌和网络平台等方式对污染场地的名称、地点、四至范围、污染情况、风险管控措施和限制性要求公开于众。我国技术层面提出了制度控制包括限制场地使用方式、限制地下水利用方式、通知和公告场地潜在风险、制定限制进入或使用条例等方式，多种制度控制可同时使用。但是，针对不同类型场地具体的限制性要求尚未明确，例如采取阻隔的污染场地，地下水长期监测的场地，尚无对该类型场地的针对性的制度控制要求。此外，针对我国不同场地类型，制度控制未与我国修复与风险管控措施等工程措施相组合起来应用。
3) 我国制度控制实施路径待完善。通过调研发现，我国污染场地制度控制主要是风险公告牌、交地合同和第三方监管3种形式。相关技术标准提出的通过制定和实施各项条例、准则、规章或制度来实施制度控制在我国并没有建立起来。我国污染场地再开发利用全过程有我国特有的管理机制，生态环境部门组织污染场地调查评估、修复与风险管控以及效果评估等工作；自然资源部门负责土地收储，受理建设用地规划许可证、建设工程规划许可证、规划验收；住建部门受理建筑工程施工许可证、竣工验收[28]。基于我国污染场地进入后期管理实施制度控制情况，制度控制限制性要求需要在场地再开发利用的各个环节中保障其有效性。目前，我国尚没有通过用地规划、建筑施工许可、地下水使用许可、通知和公告等方式来落实制度控制的机制，导致了我国制度控制有效性落实存在一定障碍。基于现有的管理机制，将制度控制契合在我国相关管理机制中是强化制度管控的有效途径。
4) 我国制度控制实施缺乏监督管理。制度控制作为长期风险管控的核心环节，需要相关监管部门对制度控制的落实情况进行持续的监督监管。生态环境部门应定期对制度控制的实施情况进行考核，并将制度控制的相关要求通过污染场地管理信息系统进行标识管理，并实现与自然资源部门和住建部门对场地制度控制信息的共享。自然资源部门需要根据制度控制的要求进行用地审批，住建部门需要根据制度控制要求对建设施工方案进行审批，对施工过程进行监督，以确保在场地修复和风险管控后仍然需要的制度控制管理要求得到严格执行。目前，我国相关的生态环境、自然资源和住建管理部门对制度控制的监管要求从国家到地方都尚没有明确，亟待确定各自的监管职责和工作机制。
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制度控制源自20世纪80的美国，之后在加拿大、澳大利亚等国家被广泛应用起来。经过数十年的研究和实践，美国、加拿大和澳大利亚等发达国家形成了相对完善的制度控制实施和监管体系，该体系在美国较为完善和精细。经过近40年的发展和完善，制度控制在美国污染场地修复治理过程中发挥着日渐重要的作用。根据美国2020年度超级基金报告数据显示 (图1) ，1984年美国开始实施制度控制，此后制度控制在修复治理措施所占比例稳步上升，到2017年占比超过了70%。制度控制的目的是利用行政、法律和信息公开手段，通过限制场地利用和人类行为方式阻断场地风险的暴露途径。制度控制的核心是针对不同类型污染场地，提出场地利用类型、人类行为、土壤及地下水使用限制性要求，通过明确制度控制实施方和监管方职责落实限制性要求，实现场地风险管控。另外，实施方未落实制度控制时，政府有关部门需采取有效手段进行执法，保证制度控制的有效性。
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美国、加拿大等国家在实践中认识到制度控制有效落实面临以下问题：明确相关责任方；确保相关方承担制度控制实施与监管的职责；制度控制要求如被违反可有效执法；建立场地信息管理系统，公开污染信息让公众参与监督管理。为解决上述问题，美国相关法律规定：州政府确保制度控制建立并得到有效落实，土地拥有方承担落实制度控制要求的职责，环境管理部门定期评估其有效性，制度控制如被违反，管理部门则有权进行强制执法。围绕制度控制方案编制、实施、监督和评估，美国环保局通过编制技术标准建立起精细化的技术标准体系。加拿大于2007年颁布了再利用的工业场地法和再利用的工业场地规定，经济部负责建立和实施制度控制的建立和强制执行专项，该专项的最主要组成部分是制度控制登记系统和制度控制基金。澳大利亚2018年制定颁布了《制度控制实施指南》[30]用来指导污染场地制度控制的实施。
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美国超级基金污染场地从制度控制识别到评估全过程契合在污染场地管理步骤中。1) 在污染场地调查或修复可行性研究阶段，识别制度控制的必要性。场地经过治理修复后不能满足无限制使用和无限制暴露条件，即修复后污染物浓度未能达到敏感用地 (如居住用地) 浓度水平时，通过制度控制管控场地残留的风险，提出制度控制保护的目标和限制性要求。本文随机调查了美国超级基金33个决策文件[31-63]污染场地的修复模式 (图2) ，不同污染场地实施制度控制的有30个，占比90%以上。针对不同类型场地，美国制定了限制场地用途、限制人类行为、土壤管理和限制地下水使用的制度控制要求，并根据污染介质、污染物类型、再开发利用方式及敏感受体，4类要求下又分别细分了针对性的限制性要求，保证了制度控制精细化实施 (图3) 。2) 在场地修复方案设计阶段，编制制度控制实施与保障计划，系统地建立制度控制实施和维护相关行动，明确负责行动的人员。3) 签署制度控制法律文件，一般包括环境契约、用地规划许可、地下水使用许可、场地污染信息登记等，确保制度控制限制性要求通过有效手段得以落实。4) 在后期管理阶段，美国环保局对制度控制实施情况开展5年评估，主要评估形式有文件审查、现场访谈和场地检查，重点是审查制度控制有效性是否存在问题，当制度控制终止条件满足即达到无限制使用和无限制暴露时，管理部门告知土地拥有方终止制度控制措施[64-65]。澳大利亚一般是完成污染场地修复工作后，利用制度控制措施进行土地规划来规范场地活动。
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美国、加拿大和澳大利亚基于本国土地制度建立了本土化的制度控制实施形式。美国基于土地私有性，主要通过所有权控制、政府控制、强制与许可控制和信息公开4种方式对污染场地实施制度控制。所有权控制基于美国州环境契约法，是通过州政府与土地拥有方签署契约的形式让土地拥有方承担落实制度控制的职责。政府控制是通过土地规划分区、土地使用管理、地下水限制和建筑规定等方式实施制度控制。强制与许可控制是通过职能部门发布行政指令或许可要求等强制性法律文件，限制土地拥有方或使用者的行为，通常由职能部门运用此手段来实施制度控制的强制执行权。信息公开是通过污染信息登记、发布公告和向特定人群通告、公众参与的方式提供场地可能残留的污染物和制度控制要求信息，让公众参与监督制度控制实施过程。所有权控制是最常见的控制类型，基于环境契约法限制土地拥有方行为与权力，不仅对当前土地拥有方有效，对变更后土地拥有方同样有效；政府控制、强制与许可控制基于州和地方政府具有保护公众健康、安全和福祉的司法权。4种形式既可同时组合使用，也可以分阶段使用。加拿大在一些风险管控的污染场地，通过制度控制限制场地进出，如场地道路路障和警告标识牌。澳大利亚的制度控制措施主要包括产权控制、政府控制和信息手段。澳大利亚制度控制的实施主体是州政府，制度控制的具体措施一般包括：1) 土地所有权标记；2) 实施污染的土地登记和管理计划，对场地的使用及在场地上开展的活动施加限制条件；3) 规划许可条件；4) 与规划部门达成协议；5) 公布清洁通告。
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美国制度控制不同阶段相关方职责如图4所示。制度控制计划阶段，土地拥有方、州政府和公众充分评估制度控制实施形式及费用，联邦政府负责制定制度控制实施与保障计划。制度控制建立阶段，州政府不同职能部门确立制度控制实施路径和要求，如法院通过单方行政命令和判决书、规划部门进行土地分区规划场地用途、建筑管理部门颁发建筑许可证、卫生部门发布捕鱼禁令等提出制度控制限制性要求。确定实施路径后，土地拥有方负责落实制度控制要求，联邦政府检查并督促州政府确保制度控制的有效性，公众监督制度控制执行情况，如制度控制没有得到有效落实，公众有权向政府部门举报。制度控制维护与监管阶段，土地拥有方定期向政府部门报告制度控制完成情况，州政府部门进行审查，联邦政府对全国制度控制执行情况进行跟踪检查。若土地拥有方未有效落实制度控制，美国环保局有权要求土地拥有方支付相应费用，联邦政府可通过发布司法命令强制土地拥有方落实制度控制要求。州政府依据制度控制完成情况对其进行终止或修改。加拿大规定经济部负责建立和实施制度控制的建立和强制执行专项，该专项的最主要组成是制度控制登记系统和制度控制基金。登记系统包括：制度控制场地的地理位置、历史场地业主信息、场状况描述、场地历史活动记录、场地维护、监测和检查和允许的场地未来使用用途。制度控制基金支持制度控制实施过程所需要的运行资金需求，资金一部分作为制度控制例行运行资金支持日常维护和监测费用，另一部分为不可预见的活动费用。
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美国、加拿大及澳大利亚等国家基于本国土地管理制度，构建了一套完善、高效的制度控制体系。借鉴吸收国外制度控制的经验，对推动完善我国制度控制具有一定的参考意义。
1) 国外污染场地修复后仍存在残留污染物，未能达到无限制使用和无限制暴露，通过制度控制这种非工程手段有效管控场地残留风险，最大限度地节省了成本，实现了场地安全再开发利用。例如，存在地下水长期监测井和可渗透反应墙等工程设施的污染场地，通过制度控制保证工程设施的完整性和长期有效性。通过信息公开的方式告知公众风险可以提高公众主动规避风险的意识，通过限制人类活动阻断风险暴露于人体的途径来保障人体健康，这对我国场地治理有很大的借鉴意义。
2) 制度控制实施形式和职责体系上，美国基于土地私有性，主要有信息公开非强制性手段及所有权控制、政府控制强制性手段，强制性手段通过契约、土地规划分区、土地使用管理、强制许可以及地下水限制等方式管控场地风险[66]。而我国土地性质为公有制，有特有的场地管理机制和手段，不应对美国制度控制照搬照抄，制度控制实施形式和职责划分应结合我国土地管理制度进行合理设计。
3) 值得注意的是，美国精细化的制度控制体系是逐步建立的，实施制度控制曾面临实施方和监管方是否有效落实职责问题。例如，历史上场地相关方通过契约 (所有权控制) 、分区规划 (政府控制) 和公共教育 (信息手段) 在决策文件中明确禁止对马萨诸塞州某超级基金场地开挖，但在1998年某公司未经环境部门事先批准开挖土壤，违反了制度控制限制性要求，导致制度控制没有有效落实。我国法律层面应明确制度控制相关方职责，保障制度控制有效落实[67]。
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通过对国外污染场地制度控制管理体系的分析，基于我国土地管理机制，提出了包含各关键节点的制度控制框架流程，该流程包括制度控制必要性识别、编制制度控制方案、制度控制方案审批、制度控制实施、制度控制实施评估与调整终止 (图5) 。
基于我国土地资源使用规划和管理机制，建议将制度控制要求嵌入城市规划和供地管理，尽快完善土地所有权人落实制度控制的职责，并出台相关管理细则确保制度控制落实并进行有效监管 (图6) 。土地所有权人负责编制制度控制方案，该方案明确制度控制目标，提出场地使用方式、地下水利用方式、保护风险管控设施有效性、场地人员行为等制度控制要求。制度控制方案由土地所有权人负责向场地所归属的生态环境部门备案，生态环境主管部门会同自然资源等主管部门对制度控制方案组织评审。污染场地再开发过程中，自然资源部门根据制度控制要求进行用地审批，住建部门根据制度控制要求对建设施工方案进行审批，确保制度控制限制性要求得到严格执行。场地后期管理阶段，土地所有权人落实制度控制方案中的限制性要求，并开展制度控制的有效性检查，目的是评估制度控制措施是否持续得到落实，持续地保护修复设施的完整性。土地所有权人向政府部门提供自检查报告，土地所有权人发生变更的，由变更后的土地所有权人承担制度控制职责。生态环境部门应对制度控制实施进行持续监督检查和定期评估，证实制度控制要求得到有效落实。
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1) 多元化制度控制实施路径。我国已经实行建设用地土壤污染风险管控和修复名录制度，污染场地再开发利用全过程有我国特有的管理机制和手段。基于我国国情下，我国职能部门应该更多地承担制度控制的落实职责，有以下3种类型：①行政审批，相关管理部门，包括但不限于生态环境部门、自然资源部门、住房建设部门、各级地方政府通过建设用地规划许可、建筑施工许可、地下水资源使用许可等行政审批等措施，将场地的制度控制要求纳入相关审批环节的审批依据；②交地合同，场地所有权人落实制度控制职责，场地的使用权人 (制度控制的实施方) 负责落实场地使用方式、地下水利用方式、风险管控设施有效性、场地上人员活动等制度控制要求；③通知和公告 (信息公开) ，将场地潜在风险和限制要求向公众予以公布，多种制度控制方式可同时使用。
2) 细化不同类型场地的制度控制限制性要求。制度控制目的是为了阻断残留污染物对敏感受体的暴露途径，达到保护人体健康和环境安全。制度控制目标应充分结合场地残留污染物范围、修复方式、场地上相关的基础设施、场地的规划用途和环境敏感点，确定制度控制实现的场地和地下水管控目标。根据场地土壤风险识别，确定限制污染土壤的扰动、禁止对场地开挖，禁止场地作为居住用地开发使用等制度控制目标。根据地下水的风险识别，确定禁止地下水作为饮用水源使用、禁止对地下水阻隔墙的破坏等制度控制目标。为实现我国污染场地风险管控下再开发的目标，根据制度控制目标制定切实可行的制度控制限制性要求是必不可少的。为了阻断残留污染物对敏感受体的暴露途径，保护风险管控设施的完整性和有效性，主要通过管控场地及地下水用途及利用方式，管控场地上人类行为活动，保护风险管控设施等方面实现风险管控目的即制度控制目的。具体的管控要求见表2。
3) 开展制度控制日常维护与监督。制度控制的维护工作包括制度控制实施情况的检查和报告。制度控制有效性检查的目的是评估制度控制措施是否持续得到落实，是否按照制度控制实施方案的要求发挥作用，持续地防止风险暴露、保护修复或风险管控设施的完整性。一般由场地的所有权人或责任人开展自检查，提供自检查报告，自检查工作包括场地的现场检查和文件评审。现场检查应对工程控制设施的完整性进行检查；验证场地的使用限制得到有效落实；识别制度控制是否存在不足。文件评审应检查制度控制的相关法律文件是否签署，场地的使用限制要求是否遵守。负责检查的人员或机构需要向场地所属的生态环境管理部门报告，检查报告对制度控制执行的状况和有效性及不足进行评价。场地制度控制实施情况年度自检报告，向后期管理工作监管的部门报送，年度的检查报告将用于制度控制实施效果的评估。
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制度控制作为场地风险管控的重要措施之一，在美国、加拿大及澳大利亚等国家污染场地治理过程中发挥积极有效的作用。在制度控制框架设计上，美国首先在上位法层面明确了制度控制是一种非工程的行政手段用于场地治理，并规定了相关方的职责，再通过制定技术导则逐步建立了制度控制实施机制。我国首先在技术导则中提出了制度控制，相关法律法规中未明确地提出“制度控制”一词，管理层面对制度控制监管方职责尚未清晰明确的地位。我国污染场地制度控制体系应着重从技术和管理2个层面进一步加强和完善，技术上对不同类型污染场地编制科学有效的制度控制技术文件，包括制度控制方案、制度控制实施、报告和定期评估、终止与修订；管理上完善我国上位法对制度控制的定位，明确制度控制监管方职责，建立完善的监管体系。
国外污染场地制度控制及对我国场地风险管控的启示
Institutional control for contaminated site in foreign country and enlightment for risk control of contamination site in China
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摘要: 制度控制作为一种重要的污染场地风险管控措施，被美国、加拿大等国家广泛用于场地治理。近几年我国污染场地治理也在尝试采用这种手段，但我国制度控制目前存在理论研究不足、落地困难、应用不精细以及流程不完整等问题。为完善我国污染场地制度控制，剖析了我国制度控制应用现状和问题，研究了美国、加拿大等国家污染场地制度控制的理论体系与应用特征。通过借鉴国外经验，结合我国实践，尝试提出了包含各关键节点的制度控制框架流程，包括制度控制必要性识别、制度控制方案编制、方案审批、实施、评估和调整终止等。提出了我国污染场地制度控制的完善建议：多元化制度控制实施路径；细化不同类型场地的制度控制限制性要求；开展制度控制日常维护与监督，以期为我国污染场地制度控制策略的精细化发展与应用提供支撑。Abstract: Institutional control (IC), as an important risk control technology for contaminated site, has been widely used in the United States, Canada and other countries. In recent years, China has tried to apply this method for contaminated site, but there are some obstacles with IC application in China, such as insufficient theoretical research, difficulty in practicing, imprecise application and incomplete process. In order to improve IC of contaminated sites in China, this paper analyzed the application status and problems of IC in China by literature research, case investigation and statistical analysis, and studied the theoretical system and application characteristics of IC in the United States, Canada. Based on foreign experience and Chinese practice, this paper tries to put forward the process covering several key nodes, including IC necessity identification, IC scheme formulation, scheme approval, implementation, evaluation, adjustment and termination, etc. Finally, suggestions for the improvement of IC in China were put forward: the implementation path of diversified IC, refining IC restriction requirements of different types of sites, carrying out routine maintenance and supervision of IC, in order to provide support for the development and application of IC strategies for contaminated sites in China.
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人工湿地技术是一项通过模拟或强化生态系统的结构和功能，利用植物 、微生物及动物等的共同作用进行水污染治理和生态修复的水质净化工程技术，已被广泛应用于地表水的保护以及多种污废水，如生活污水、农业废水、工业废水、酸性矿山排水、城市和公路径流的脱氮处理[1-3]。其中，垂直流人工湿地，由于具有较好的有机物和氨氮去除能力[4-7]，并具有占地面积小的优势，在实际工程中常用于处理含氮量较高的污水[8-9]。目前国家对于农村生活污水的排放标准主要考察COD、氨氮和总氮等指标，没有对硝态氮作出明确要求，所以在使用传统非饱和垂直流人工湿地时也是主要考虑强化其对氨氮的硝化能力，忽略了对其反硝化能力的提升，从而导致其反硝能力普遍较弱[10-13]。
微生物的硝化和反硝化作用是人工湿地脱氮的主要途径，但二者对氧的需求不同[14]。一般来说，参与硝化过程的功能微生物对氧的需求较高，大多数为好氧或兼性好氧微生物，而参与反硝化过程的功能微生物多数为兼性厌氧微生物。因此，当水中溶解氧(dissolved oxygen，DO)<1~2 mg·L−1时硝化作用会减小, DO>0.2 mg·L−1 反硝化作用受到抑制[15-16]。大多数传统垂直流人工湿地系统在运行过程中是处于水不饱和状态，大气复氧能力强，有利于硝化作用进行但不利于反硝化作用进行。因此，为了弥补传统垂直流人工湿地反硝化能力差的问题，本研究对传统垂直流人工湿地系统进行了结构改造，将系统构建成分内、外两层的多氧态垂直流人工湿地，采用内层底部连续进水，在内层形成水上行的饱和状态和厌氧环境，促进生活污水中的高浓度有机化合物进行厌氧降解，使污水中有机氮通过氨化反应转化为氨氮[17]。同时，在外层形成水下行的部分饱和状态，使系统(尤其是系统外层)中DO的分布呈持续的动态变化状态(多氧态)，为硝化和反硝化过程的进行提供适宜的DO环境，在系统外层上部的非饱和区利用硝化反应将氨氮转化为硝态氮，在系统外层下部的饱和区利用反硝化反应将硝态氮转化为氮气，从而实现在同一湿地系统中将污水中的有机氮经氨化降解、再硝化、反硝化彻底去除的目的。此外，本研究对该湿地系统在不同水饱和比、不同水力停留时间(hydraulic retention time，HRT)条件下的污染物去除效率、基质中微生物群落结构的演变规律以及氮循环功能基因的分布特征进行了分析和比较，可为多氧态垂直流人工湿地系统的推广和应用提供参考。
1. 材料和方法
1.1 实验装置
本实验采用自行设计的多氧态垂直流人工湿地系统，实验装置设置在桂林理工大学污水处理站内。系统由配水箱、蠕动泵和垂直流人工湿地3部分组成如图1所示。垂直流人工湿地部分由内外两层的PVC圆柱体建成，内层直径为16 cm，外层直径为30 cm；内层高度为0.7 m，填充高度为0.6 m；外层高度0.8 m，填充高度为0.7 m，内外层填充体积比为1:3。进水通过蠕动泵和布水装置均匀的从内层底部自下而上的流过内层床体，出水由与外层底部的出水口相连的软管排出。根据虹吸原理，通过调节出水软管高度来控制外层床体的饱和区水位，以外层饱和区水位高度与总高度比值来表示系统外层水饱和比。
图 1 多氧态垂直流人工湿地系统及采样位点示意图Figure 1. Schematic diagram of the vertical flow constructed wetland system with multi-aerobic and anerobic zones and sampling sites湿地系统的内、外层分别采用粒径8~10 mm的石英砂颗粒和粒径5~8 mm的焦炭颗粒进行填充。内外层主体填料的上下两端各填充厚度为5 cm的鹅卵石，作为进水区和集水区，以截留悬浮物防止堵塞。内外层的填料层上种植的植物为美人蕉。填料中在内层距底部20 cm(a点)和40 cm(b点)处，以及外层距底部25 cm(c点)和55 cm(d点)处分别埋有直径8 mm的4根采样管，便于水样采集。
1.2 实验设计
实验进水取自桂林理工大学污水站的生活污水，污水中COD、NH4+-N、NO3−-N的平均质量浓度分别为(105.60±17.36)、(51.54±14.35)、(0.78±0.45) mg·L−1。实验正式开始前，系统先在HRT为48 h的条件下连续进水1个月进行预培养，使系统运行达到稳定。
为确保系统外层水位不会影响最佳HRT的确定，正式实验以系统外层水饱和比(既外层水位高度与外层填料高度的比值)为0的条件作为对照，比较HRT 分别为6、12、24、48 h时对污染物(COD和NH4+-N)的净化效果，来确定系统污染物去除的最佳HRT。再在最佳HRT条件下，比较系统外层水饱和比分别为1、3∶4、1∶2、1∶3、0时，对污染物的去除效果，确定最优的系统外层水饱和比；同时，分析该水饱和比条件下湿地系统内部的饱和区和非饱和区DO、ORP分布特征，确定系统的多氧态形成情况。最后，在最佳外层水饱和比和最佳HRT条件下，控制进水C/N为7:1，测定系统对高负荷生活污水的污染物净化效率，分析比较系统填料微生物群落结构、以及反硝化功能基因的丰度变化情况，分析其促进污染物去除的机理。
1.3 样品采集与分析
1)水样采集与分析。水样采集位点如图1所示为内层20 cm(a点)、内层40 cm(b点)、内部顶层(i70 cm)、外层25 cm(c点)和外层55 cm(d点)，分别标记为内层20、内层40、内层70、外层25、外层55。内、外层填料中不同高度的水样使用洗耳球通过预埋的采样管吸取，i70 cm的水样采用50 mL注射器直接抽取，出水水样直接从排水管口直接收集。每个点水样采集至少150 mL。针对特定条件运行周期，每2 d采集1次，水样采集后立即带回实验室进行分析。分析的指标包括：化学需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)和硝态氮(NO3−-N)。测试方法分别为：重铬酸钾法(GB11914-89)，纳氏试剂分光光度法(GB7479-87)和紫外分光光度法(HJ-T346-2007)。水样采集的同时，以便携式YSI多参数水质分析仪在采样现场测定各采样点的DO、氧化还原电位(oxidation-reduction potential，ORP)。
2)微生物样品采集与分析。实验末期，控制系统外层水饱和比为1:2，进水C/N为7:1，连续运行两周。期间除了水样采集，在实验结束后，再在如图1所示的a点、b点、c点和d点4个水样采集点中，各取3个基质样品，将其均匀混合后取10 g作为该采样点的基质微生物样品，其中对b点和d点处样品进行氮循环功能基因定量PCR分析。样品采集后，立即送样至北京奥维森生物科技有限公司进行DNA提取，微生物多样性检测和氮循环功能基因定量PCR分析。其中，DNA 提取方法参照 DNA Kit (Omega Bio-tek, Norcross, GA, U.S.)试剂盒说明书。微生物多样性检测选取细菌16S rDNA V3~V4区，利用 Illumina Miseq PE300高通量测序平台测序。氮循环功能基因定量PCR分析选择氨氧化作用的三种菌(AOA，AOB与厌氧氨氧化 (Anammox) 菌和反硝化菌)的功能基因进行研究。定性和定量PCR时，AOA与AOB的扩增都采用功能基因氨单加氧酶amoA的引物，Anammox菌的扩增采用Anammox 16s-RNA；硝化检测功能基因nxrA、nxrB；反硝化菌检测功能基因narG、nirS和nirK。所有引物的合成和数据分析处理均由北京奥维森生物科技有限公司完成。
2. 结果与讨论
2.1 多氧态湿地系统的最佳HRT
通过改变可伸缩U型管的出水高度，控制系统外层水饱和比为0，比较不同HRT条件下系统对污染物COD和NH4+-N的净化效果，此阶段进水COD为140.62~219.53 mg·L−1，进水NH4+-N在32.36~65.65 mg·L−1。由图2可以看到，随着HRT从6 h增加到48 h，湿地系统的COD和NH4+-N的去除率逐渐从76.03%和88.28%(6 h)增加到95.76%和98.38%(24 h)，并在48 h时达到96.64%和99.04%。
图 2 不同HRT条件下多氧态湿地系统对COD和NH4+-N的去除效率Figure 2. Removal rates of COD and NH4+-N by the vertical flow constructed wetland system with multi-aerobic and anerobic zones at different HRT在HRT为6 h和12 h时，系统对污染物的去除率较低，这可能在于停留时间较短，系统的水力冲刷大，污水在系统填料间的停留时间较短，不能充分被微生物转化、降解。而当HRT增大为24 h和48 h时，系统对污染物的去除率逐渐升高并达到最佳状态，对COD和NH4+-N的去除率可达到90%以上，可见，HRT的变化可显著影响人工湿地的污染物净化效果。分别核算HRT为24 h和48 h时的单位面积氨氮负荷去除量可得，24 h时为8.22 g·(m2·d)−1，48 h时为5.11 g·(m2·d)−1，则系统在24 h时对氨氮的去除效能最好，同时从经济性上考虑，过长的HRT可能会造成系统处理能力的浪费。因此系统HRT采用24 h时长，既可以保证污染物的最好净化效果，又能充分发挥系统的处理能力，因此后续的实验均在HRT为24 h条件下进行。
2.2 多氧态湿地系统的构建
1)多氧态湿地系统的最优水饱和比。在HRT为 24 h条件下，通过改变可伸缩U型管的出水高度，控制系统外层水饱和比分别为1、3:4、1:2、1:3、0，比较系统在不同水饱和比条件下对COD和NH4+-N的去除效果，结果如图3(a)和图3(b)所示。
图 3 不同水饱和比条件下多氧态湿地系统对COD和NH4+-N的去除效率Figure 3. Removal rates of COD and NH4+-N by vertical flow constructed wetland system with multi-aerobic and anerobic zones at different water saturation ratios方差分析结果表明，系统外层水饱和比对COD和NH4+-N的去除均有显著性影响(P<0.05)。水饱和比为0时COD的去除效率最高，约为96%；水饱和比为1∶2、1∶3和0时，NH4+-N的去除效率均在98%以上，故分别核算系统外层水饱和比为1、3∶4、1∶2、1∶3和0时的单位面积氨氮负荷去除量为6.78、18.76、21.30、16.71和8.22 g·(m2·d)−1，可得本系统在外层水饱和比为1∶2时对氨氮的去除效能最好。总的来看，系统外层水饱和比为1∶2时，系统对COD和NH4+-N可以达到相对较好的净化效果。
2)多氧态湿地系统的DO及ORP分布特征。DO是影响污水有机物去除效率的重要因素，ORP则可综合DO、有机物质及微生物活性等指标来反映系统中的氧化还原状态[18]。当外层水饱和比为1∶2时，湿地系统DO及ORP 分布特征如图4(a)所示。系统内层饱和区的DO普遍较低(0.2~0.7 mg·L−1)，基本处于厌氧状态，ORP呈由内层底部(20 cm)的−143.04 mV向顶部(70 cm) 提升至−124.1 mV，呈逐渐升高的趋势。系统外层分为水饱和区和非饱和区，但二者的DO和ORP均显著高于内层。其中，外层的DO由底部向顶部同样呈现由低向高的逐渐变化，且表现出好氧、缺氧和厌氧区的区分，其中c点处DO值为0.7~1.7 mg·L−1，处于缺氧状态；d点DO值在2.1~2.5 mg·L−1，处于好氧状态。同时，外层中的ORP随着深度的增加呈下降趋势，−49.10 mV(d点)降到−68.80 mV(c点)。以上结果表明，本研究采用的双层垂直流人工湿地设计，可通过控制系统外层水饱和比的高低，调节系统的饱和区和非饱和区的占比，促使系统尤其是系统外层的DO和ORP分布呈持续的动态变化状态，实现系统多氧态状态的构建。
图 4 多氧态湿地系统DO和ORP的分布特征及主要位置污染物质量浓度变化Figure 4. Distribution characteristics of DO and ORP in vertical flow constructed wetland system with multi-aerobic and anerobic zones and changes in pollutant mass concentrations at major locations垂直流人工湿地中有机物的去除主要是通过微生物的氧化，对NH4+-N的净化主要是通过微生物的硝化作用。由图3可见，当外层的水饱和比为0时，有机物的去除效率最高；系统外层水饱和比≤1:2时，NH4+-N的去除效率即可达到98%以上。由图4(b)可以看出，i70 cm处的NH4+-N质量浓度高于进水。这可能是因为系统内层发生的厌氧发酵使得污水中的有机氮在微生物作用下转化生成NH4+-N，同时部分有机物也被降解去除，使COD的去除率接近70%，之后随着外层非饱和区利用大气的复氧作用使得水中DO含量上升，为有机物的进一步氧化分解及NH4+-N的硝化去除创造了条件，表现为出水中NO3−-N质量浓度上升，而COD和NH4+-N质量浓度持续下降。
3)多氧态湿地系统中氨氮的转化。传统垂直流人工湿地中，部分饱和的垂直流人工湿地的反硝化效果明显高于不饱和垂直流人工湿地[19]。因此，在外层水饱和比分别为0和1:2的条件下，对比系统进、出水的NH4+-N和NO3−-N的浓度得到如图5所示结果。可以看出，系统外层水饱和比为0时，进水中的NH4+-N几乎全部转化成NO3−-N，且出水中NH4+-N和NO3−-N的含量与进水中的基本相当，说明此条件下，进水中NH4+-N质量浓度的降低主要是依靠硝化作用，但产生的NO3−-N 在系统中没有进一步的转化。这可能由于此条件下系统由外层底部直接出水，非饱和区占比大，所以NH4+-N的硝化作用彻底，绝大部分均转化成了NO3−-N 。但由于决定NO3−-N 去除的反硝化阶段缺失，因此系统总的脱氮效率较低。而当系统外层的水饱和比为1∶2时，外层形成了一定的饱和区，使其底部呈现缺氧状态，而顶部仍然是好氧状态，整个系统形成厌氧-好氧-缺氧的多氧态，进水中的NH4+-N可以通过硝化作用去除，其生成的NO3−-N 也能够在外层下部饱和区的缺氧环境中发生反硝化作用生成N2去除，所以该条件下出水的NO3−-N 含量更低，同时NH4+-N+NO3−-N的含量也显著下降，仅为系统外层水饱和比为0时的57%，可大大提高系统总的脱氮效率。因此，与传统非饱和垂直流湿地相比，多氧态湿地系统的不仅保留了其原本的硝化能力，还提升了一定的反硝化能力[19–20]。
图 5 不同外层水饱和比下湿地系统中氮的转化情况Figure 5. Nitrogen transformations in wetland systems at different outer water saturation ratios2.3 多氧态湿地系统对污染物的净化效率
控制湿地系统外层水饱和比为1:2，进水C/N为7:1(COD为350.23~381.46 mg·L−1、NH4+-N为50.23~60.57 mg·L−1)，测定系统对COD和NH4+-N的较高有机负荷污水的净化效率。如图6所示，多氧态湿地系统对污水中COD的去除率可达91.92%，而NH4+-N去除率也可达到90.53%。说明本系统具有良好的有机物降解能力，能够去除较高负荷的有机污染物，同时对于高氨氮污水也有较高的处理能力。
图 6 进水C/N为7:1时系统对COD和NH4+-N的去除效率Figure 6. Removal rates of COD and NH4+-N by the system at an inlet C/N of 7:12.4 氮循环功能基因在多氧态湿地系统的分布特征
以特定功能基因或特定的16S-RNA片段作为分子标记，采用定量 PCR(Real-time PCR)来测定特定基因片段的相对数量，可以对样品中特定功能微生物数量进行定量分析[21]。本研究选择的分子标记：氨单加氧酶amoA、亚硝酸盐氧化酶nxrA和nxrB、硝酸还原酶narG、亚硝酸还原酶nirS和nirK 是参与自然界氮循环过程的关键催化酶，其分别在氨的好氧氧化、亚硝酸盐氧化、亚硝酸盐还原、硝酸盐还原过程中起到重要作用；Anammox菌介导的厌氧氨氧化过程，可直接在缺氧条件下以NH4+为电子供体，亚硝酸盐为电子受体，产生N2。
由图7(a)可知，多氧态湿地系统amoA功能基因主要来源于AOA，且外层中amoA功能基因的数量显著高于内层，说明系统的好氧氨氧化作用主要发生外层，且主要由好氧氨氧化细菌驱动[22–23]。与之类似, 通过图7(b)可看出，催化亚硝酸盐氧化的重要功能基因nxr在外层中的含量比内层高，也说明系统外层中的硝化作用更强[24]。因此，由图7(a)和图7(b)可以表明外层营造的好氧环境为硝化细菌的生存和繁殖提供了适宜的环境。
图 7 氮循环功能基因在多氧态湿地系统内、外层的丰度Figure 7. Abundance of functional nitrogen cycling genes in the inner and outer layers of the vertical flow constructed wetland system with multi-aerobic and anerobic zones此外，系统中还同时存在一定量的Anammox菌，其中内层石英砂的丰度为2.91×109 拷贝数·g−1，外层焦炭中的丰度为7.86×108 拷贝数·g−1，与AOA的数量基本持平，但主要分布在系统内层饱和区，这与Anammox菌对氧的需求适应。Anammox菌能够在厌氧/缺氧的条件下，直接以NH4+为电子供体，NO2−为电子受体，产生N2[25]。虽然这一过程的存在，可能使亚硝酸盐氧化细菌(NOB)的因为底物竞争而生长受抑，使nxrA、nxrB基因的数量较低(图7(b))，但Anammox过程的存在，可以使NH4+直接转化为N2而去除，对提高系统总氮的去除效率是非常有利的。
narG编码的硝酸盐还原酶参与催化反硝化过程的第1步，促使硝酸盐向亚硝酸盐的转化，而nirK和nirS则是编码反硝化过程第2步中催化亚硝酸盐还原酶的关键功能基因[26–27]。由图7(c)和(d)可知，narG、nirK和nirS在系统内、外层中均有分布，但在系统内层中的含量均比外层中的少。这可能与外层中的NO3−-N含量远大于内层有关，也表明系统多氧态的形成，可以促使反硝化作用在外层进行，提升系统总的氮去除能力，这也与前期的研究结果(图5)相符合。
总的来看，本湿地系统构建形成的“多氧态”状态，可以在保持传统垂直流人工湿地系统水流特点和优势的同时，为对氧具有不同需求的氮循环功能微生物提供适宜的微生态环境，强化其生物转化作用(包括硝化、反硝化以及Anammox作用)，从而提高系统的氮去除效率。
2.5 多氧态湿地系统的微生物结构特征
1)门水平微生物群落结构。对多氧态湿地系统内外层共4个基质样品进行微生物多样性检测分析，并对所有OTU系列进行物种注释，共得到60多种不同的细菌门。如图8所示，微生物数量最多的前3个门依次为Proteobacteria(变形菌门) 、Chloroflexi(绿弯菌门)和Bacteroidetes(拟杆菌门)，这3种菌门也被广泛报道存在于水处理反应器中[28-30]。
图 8 多氧态湿地系统4个基质样品中微生物群落丰度图(门水平)Figure 8. Abundance map of microbial communities in four substrate samples from the vertical flow constructed wetland system with multi-aerobic and anerobic zones (at phylum level)从门水平看，Proteobacteria在4个样本中均为相对丰度最高的优势种，这与ANSOLA等[31]在人工湿地中的研究结果一致。Proteobacteria属于革兰氏阴性细菌，其物种和遗传多样性极为丰富，是COD去除和脱氮过程的重要贡献者。本研究结果表明，Proteobacteria在系统外层所占的比例(平均55.6%)比内层的(平均25.8%)高(图8)，说明湿地系统多氧态的构建可以促使Proteobacteria大量繁殖，从而可能提升系统的污染物去除能力增加。
此外， 4个样本中Chloroflexi和Bacteroidetes的相对丰度仅次于Proteobacteria，但二者在系统内层所占的比例(平均21.9%)比外层的(平均6.6%)大(图8)，这与Chloroflexi和Bacteroidetes均属于兼性厌氧微生物，对氧的需求较低有关。已有研究表明这两类细菌都是有机物的主要降解者，能够降解复杂的有机物[32]。因此，Chloroflexi和Bacteroidetes在内层的广泛存在，可充分发挥其对复杂有机物的降解能力，有利于系统对有机污染物的去除。同时，多氧态湿地系统中丰度较大的还有Caldiserica、Actinobacteria、Firmicutes、Acidobacteria等，他们在有机物的矿化和氮的固定等方面发挥着重要作用[33]。
2)属水平微生物群落结构。以属为单位对多氧态湿地系统的微生物群落结构进行分析得到图9。系统内层的优势菌属为Caldisericum、Longilinea、Smithella、Leptolinea、Syntrophorhabdus等厌氧菌，他们均与有机物的代谢有关，其中，Longilinea和Leptolinea对多糖具有良好的降解能力[34]，Caldisericum和Syntrophorhabdus是工业废水生物处理系统中常见菌种，有助于有机物的降解，并且Syntrophorhabdus是厌氧生态系统中的丰富细菌主要降解芳香族化合物[35]。他们在样品总丰度中的占比分别为37.74%(内层20)、34.70%(内层40)、1.09%(外层25)、0.14%(外层55)，且在内层的相对丰度远大于在外层的。可以推测，系统的有机物降解过程主要在系统内层发生。
图 9 属水平上多氧态湿地系统4个基质样品中微生物群落丰度Figure 9. Abundance of microbial communities in four substrate samples from the vertical flow constructed wetland system with multi-aerobic and anerobic zones at genus level系统的外层优势菌属为Rhodanobacter、Nitrospira等。其中，Rhodanobacter属变形菌门γ-变形菌纲的黄色单胞菌科[36]。该菌在好氧的土壤表层发现并分离，具有反硝化能力[37-40]，它在多氧态湿地系统的外层中大量出现，可促进反硝化反应的进行。而外层的另一优势菌Nitrospira是亚硝酸盐氧化细菌的主要菌属，主要分布在外层上部的好氧区域，丰度达2.94%。作为硝化过程中的关键菌属，它可将水体中的亚硝酸盐氧化成硝酸盐[41]，其在系统外层的优势存在，也很好的解释了为何多氧态湿地系统的外层具有较强的硝化能力。
3)多氧态湿地系统促进氮去除的机理。综上所述，本实验所构建的多氧态垂直流人工湿地，可通过调节外层水饱和比，在保证系统有机物去除效率的同时，提高系统总的脱氮效率，这与其特殊的分层结构有关。首先，多氧态垂直流人工湿地分为内外两层，当外层不饱和比为0时，其内层与传统的多氧态垂直流人工湿地相似，出水中氮主要以NO3−-N为主，NH4+-N 和 NO3−-N的含量与进水相比，降低仅为5%左右。而当外层不饱和比大于0时，系统的外层被由下到上被分成了饱和区和非饱和区，这与内层在完全饱和状态下形成的单一缺氧甚至是厌氧的环境相比，外层由底部向顶部DO和ORP均逐渐上升，形成同时兼备厌氧-缺氧-好氧环境的结构特点， 这使得系统外层中参与反硝化和硝化过程的微生物如Rhodanobacter和Nitrospira等均得到优势生长(图9)，系统的外层硝化和反硝化功能也比内层得到强化(图7)，从而使系统的氮去除能力得到提升(图5)。
3. 结论
1)通过调节系统外层水饱和比，多氧态湿地系统的内层呈饱和状态，DO比较低，属于缺氧厌氧区；外层上部非饱和区为好氧区，底部饱和区为厌氧/缺氧区，能够形成由厌(缺)氧到好氧的氧化还原分区。
2)多氧态湿地系统对NH4+-N和COD均有较好的去除效果，而当外层水饱和比为1:2，HRT为24 h时，多氧态湿地系统对污染物的净化效果最好。
3)多氧态湿地系统氮循环功能微生物的数量在外层中的分布高于内层，对系统的硝化和反硝化功能均有促进作用，可提升系统总的氮去除效率。
4)多氧态湿地系统内、外层的微生物群落结构组成具有显著差异。在门水平上Proteobacteria、Chloroflexi和Bacteroidetes的相对丰度较大，其中Proteobacteria在系统外层的丰度较大，而Chloroflexi和Bacteroidetes在内层丰度较大。属水平上，系统外层与内层的优势菌属也不同，外层的优势菌属为Rhodanobacter，属于反硝化菌；内层的优势菌属为Caldisericum、Longilinea等厌氧菌，有助于有机物的降解。
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图 1 美国超级基金污染场地修复模式趋势统计(1982-2017年)[29]
Figure 1. Statistics on trends in remediation modes at Superfund sites in US from 1982 to 2017
图 2 美国污染场地制度控制应用特征
Figure 2. Characteristic of the application of contaminated sites IC in US
图 3 美国污染场地制度控制的分类限制性要求
Figure 3. Systematic restrictions for IC of contaminated sites in US
图 4 美国污染场地制度控制不同阶段相关方职责
Figure 4. Responsibilities of relevant parties at different stages of IC in US
图 6 建议我国污染场地制度控制的实施流程
Figure 6. Suggested implementation processes for IC of contaminated sites in China
表 1 我国需要进行制度控制的污染场地类型及制度控制应用情况分析
Table 1. Analysis on the types of contaminated sites and the application of institutional control in China
环境介质 残留污染物 修复+风险管控方式 污染地块名称 制度控制实施现状 存在的问题 土壤 重金属 原位固化稳定化 CQ-R+RM-1HN-RM-1[17] 永久性风险标识牌；设置隔离围栏 待进一步针对不同场地类型、修复与风险管控措施、场地再开发利用情况制定精细化的制度控制要求。 土壤 重金属，有机污染物 阻隔 (垂直 (钢板桩、泥浆墙、防渗膜墙) 、水平阻隔 (清洁土、工程) ) GD-R+RM-1GD-R+RM-3GD-R+RM-4GD-R+RM-5GD-R+RM-6GD-R+RM-7GD-R+RM-8GD-R+RM-10GD-R+RM-11GD-R+RM-12SH-RM-1[18]ZJ-RM-1ZJ-RM-2[19] 风险标识；设置隔离围栏；阻隔区域日常维护与跟踪监测 地下水 有机污染物 阻隔 (渗流屏障、拦截井或沟渠、泥浆墙和可渗透性反应墙) GD-R+RM-9BJ-RM-1TJ-R+RM+GW-2JS-RM+GW-1 地下水污染区域后期开发利用的要求 太过笼统，可操作性低。 地下水 有机污染物 抽出处理 GD-RM+GW-2GD-R+GW-13GD-R+GW-16GD-R+GW-17 — 未采取制度控制。 地下水 有机污染物 原位氧化 GD-R+GW-14GD-R+GW-15JS-R+RM+GW-2[20] — 土壤或地下水 挥发性有机污染物 设置气体屏障 SH-R+RM-2[21]TJ-R+RM+GW-1YN-R+RM-1 — 注：地块代码构成为“省份代码-修复 (R) 和风险管控 (RM) 方式-地下水修复 (GW) -数字序号”；省份代码为，广东 (GD) 、北京 (BJ) 、上海 (SH) 、天津 (TJ) 、重庆 (CQ) 、浙江 (ZJ) 、江苏 (JS) 、湖南 (HN) 、云南 (YN) 。 
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表 2 污染场地制度控制目标及限制性要求分类
Table 2. Classification of objectives and restrictive requirements of IC
制度控制目标 限制性要求分类 管控场地、地下水用途及利用方式 ①禁止制度控制区域作为第一类用地，包括不能用于GB50137规定的城市建设用地中的居住用地 (R) ,公共管理与公共服务用地中的中小学用地 (A33) 、医疗卫生用地 (A5) 和社会福利设施用地 (A6) ，以及公园绿地 (G1) 中的社会公园或儿童公园用地等 ②禁止地下水作饮用水源使用 管控场地上人类活动 ①禁止对风险管控设施例如阻隔层、监测井、可渗透反应墙等进行扰动、损害的行为 ②禁止在采取固化/稳定化修复方式的区域进行开挖和打钻 ③禁止平整、清挖、回填等可能将污染土壤带到地表的活动 ④当存在地下水污染，禁止以使用地下水为目的的地下水井，禁止抽取利用地下水 ⑤对场地周边区域可能影响风险管控设施效果的建设施工活动进行审批，并采取必要工程措施防止因为临近区域的建设活动，例如基坑开挖 ⑥禁止其他可能影响修复和风险管控效果的人类活动 保护风险管控设施 ①对阻隔层 (土壤阻隔、工程阻隔) 进行定期巡检与维护 ②对固化/稳定化的修复方式的区域建设保护系统 (在固化/稳定化区域上方覆土或铺设沥青层) ，防止固化/稳定化产物受到风化的影响 ③对地下水长期修复设施 (可渗透反应墙) 和风险管控设施 (监测自然衰减) 进行定期巡检与维护 ④对土壤气导排设施进行定期巡检与维护 ⑤对长期跟踪监测设施如地下水监测井进行定期巡检和维护
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