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高氯酸根与人体特异性膜蛋白 (Na+/I-Symporter, NIS) 的结合度高，其电荷和离子半径与碘离子的非常相近，与碘离子竞争转运蛋白使甲状腺对碘的吸收减少，会导致甲状腺激素T3和T4的合成量下降，从而影响甲状腺正常的功能、代谢和发育，严重时诱发甲状腺癌[1-6]。若婴幼儿体内高氯酸盐过量，造成碘缺乏，就会出现学习障碍、不可逆的智商发育迟缓、多动症、注意力分散、弱智等症状，严重时可直接促使人体脑瘫或死亡。整体上，缺碘儿童的IQ比正常儿童约低10个点[7-9]。另有研究发现乳腺、肾脏等组织器官中也能检测到高氯酸盐, 因此认为其在人体组织中存在迁移和累积，甚至可通过脐带传递给下一代[10]。二十世纪八十年代，美国公共健康服务组织对加州、犹他州和亚里桑那州的健康普查数据表明，在高氯酸根排放集中的地区，婴儿先天性甲状腺机能不足的患病率高于全国平均水平2~3倍[11]。
高氯酸盐因其溶解性和扩散性广泛的分布于饮用水和食品中，因其稳定性可在生物体内持续存在。自1977年，美国加利福尼亚州饮用水中检测到较高浓度的高氯酸盐，此后陆续在该国其他州也发现饮用水高氯酸盐浓度偏高的现象。目前，已经有多个国家和组织规定了饮用水中高氯酸盐的限值。2005年，加拿大将水中高氯酸盐质量浓度限定为 6 μg·L−1，2020年11月又将其更新为4 μg·L−1 [12]；韩国环境保护部门亦将高氯酸盐列入水污染物名单，并规定其限值为 15 μg·L−1 [13]；日本供水公司在2015年提出水源地地下水中高氯酸盐质量浓度限值，为5 μg·L−1 [14]；世界卫生组织 (World Health Organization，WHO) 于2017年制定了饮用水中高氯酸盐质量浓度限值为70 μg·L−1 [15]；2009年1月，美国环保署 (Environmental Protection Agency，EPA) 饮用水中高氯酸盐的推荐参考剂量为15 μg·L−1 [16]；2019年6月，EPA在《联邦公报》 (Federal Register) 中提出，建议饮用水中高氯酸盐限值最高为56 μg·L−1，但不作为参考剂量。
我国是高氯酸盐生产和排放较多的国家，且部分地区饮用水高氯酸盐污染严重，但仍缺乏全国性研究，《生活饮用水卫生标准》 (GB5749-2006) 及各历史标准中均未将其列入水质标准中并给出限值。为了更全面、充分地了解高氯酸盐对人类健康的现实威胁，应对饮用水中高氯酸盐质量浓度进行持续动态监测。本研究基于我国多个流域的水环境高氯酸盐浓度和人体对碘吸收的抑制效应评估我国人群高氯酸盐暴露风险，同时推算饮用水水质安全基准值，以期为我国饮用水高氯酸盐标准制定提供支撑。
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本研究的实测数据主要来自于2009年11月—2017年12月对北京、上海、成都等全国47个城市396个水厂出厂水质进行的2次大规模水质调查，方法检测限为0.01 μg·L−1。
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人群高氯酸盐暴露途径有3种：经口摄入、呼吸和皮肤接触。其中，主要暴露途径为经口摄入暴露，占总暴露的98.80%，其中饮用水途径占32.02%[17]。该值为全国不同地区饮用水途径暴露贡献率分布的期望值，具有全国代表性，用于国家标准制定的参考。而不同省份饮用水途径的暴露贡献率差别较大 (5.60%~87.70%) ，这将会在地方标准中体现。结合中国人群暴露手册成人卷、儿童卷的详细参数，不同年龄人群体重、饮用水摄入量、各膳食高氯酸盐浓度及膳食摄入量[18-19]，参照公式 (1) ，即可求出单位体重下高氯酸盐的慢性每日摄入量(chronic daily intake, CDI)。
式中：Cdrw为饮用水中高氯酸盐质量浓度μg·L−1；C为食品中高氯酸盐质量浓度μg·L−1[19]；IH为每天饮用水摄入量[18]；IR为每天各类膳食摄入量kg·d−1[20] 。
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采用国际通用的综合考虑人群的暴露分布和个体敏感性的概率方法，通过个体敏感性对数正态分布代替以往不确定系数。表1为文献汇总的高氯酸盐对人体无可见有害作用水平值 (levels of no observed adverse effect，NOAEL) 。
本研究采用R统计计算软件“fitdist”函数对我国饮用水高氯酸盐质量浓度和人体无可见有害作用水平2个数据集进行拟合，发现饮用水高氯酸盐质量浓度的自然对数和NOAEL值所对应的浓度值的自然对数呈现正态分布，通过公式 (2) 得到正态分布的均值和标准差。
式中：高氯酸盐质量浓度的自然对数分布为μ1=0.85，σ1=1.33；而NOAEL转换后的自然对数值分布为μ2=5.66，σ2=1.58。
根据公式 (3) 计算人群暴露超过NOAEL值的风险概率，式中F为标准正态分布 (0，1) 的累积概率密度函数。风险值即人群暴露超过NOAEL的概率。
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非致癌物质的毒性效应有阈值，即不超过阈值污染物不会产生危害；非致癌物质依据参考剂量，并设定人体体重、人体日均饮水量等，再根据污染物的饮水贡献率进行推导。其公式如见式 (4) 。
式中：WQC (water quality criteria) 表示饮用水水质安全基准值 (μg·L−1) 。为了制定基准值，必需应用某些参数设定，此处RSC (relative source contribution) 代表饮用水途径贡献率为32.02%[17]；成年人每日饮用水消费量 (daily intake，DI) 和体重 (body weight，BW) 的默认设定值参考WHO标准分别为2 L和60 kg。
最大可接受日摄入量计算参考式 (5) 。
式中：RfD为参考剂量，μg·(kg·d)−1，指包括特殊敏感人群 (如儿童、孕妇、老年人)推荐的最大剂量或每日摄入量；NOAEL为无可见有害作用水平，LOAEL (levels of lowest observed adverse effect) 为最低可见有害作用水平，单位均是 μg·(kg·d)−1，UF是种内不确定因子，用来保护比测试种群更敏感的种群[26]；MF为修正子，表示没有明确包括在不确定因子中的其他不确定性。修正因子的取值0<MF≤10，默认值为1 (无量纲)。
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地下水中的高氯酸盐主要源自大气沉积物的冲刷与渗透作用。高氯酸盐水溶性高，易在水环境中流动，而不易在固体介质上吸附，经降雨、土壤沉积、灌溉、食物链、生物累积富集在动植物体中，最终传递给人类[27]。高氯酸盐对人产生毒性最主要的暴露途径是通过摄入含有高氯酸盐的水和食物，而皮肤吸收和呼吸吸入可以忽略不计，饮用水途径摄入的高氯酸盐占总膳食摄入的32.02%[17]。在地下水、饮用水，以及肉制品、谷物、果蔬、饮料、茶叶等食品中均普遍存在不同程度高氯酸盐污染，且菠菜、生菜等叶片蔬菜中高氯酸盐浓度很高，可能是喷洒灌溉叶片与空气和水的接触面积大有关。固态的高氯酸盐以粉尘颗粒的形式通过呼吸系统、皮肤接触进入人和动物体内，约占人群高氯酸盐总暴露量的1.20%[17]。
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2008年，我国启动国家水体污染治理重大专项 (“十一五”“十二五”) ，并于近10年来针对高氯酸盐进行连续监测，包括全国47个城市水质普查及重点流域的水质调查。在2009—2017年检测的610个数据中，512个样品中高氯酸盐有检出，检出率为84%。高氯酸盐检出范围为0.05~152 μg·L−1，均值为 (6.59±15.99) μg·L−1，这说明我国饮用水存在高氯酸盐污染。以湖南、四川和江西为代表的长江流域地区，饮用水高氯酸盐平均质量浓度为16.68 μg·L−1，最高可达152 μg·L−1，长江流域地区28%水样高氯酸盐质量浓度超过EPA于2009年设定的暂定限值 (15 μg·L−1) [28]。这与采样时上游存在高氯酸盐污染源和烟花爆竹生产基地有关。其他地区饮用水高氯酸盐质量浓度均低于EPA推荐值，且存在明显的季节性变化，枯水期浓度高于丰水期浓度。
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美国最早开展环境中的高氯酸盐的研究。美国环境保护署 (EPA) 在1998年根据对高氯酸盐的初步风险评估提出高氯酸盐的参考剂量为0. 10~0.50 μg·(kg·d)−1，并于2005年提出包括婴幼儿及孕妇等敏感人群在内，高氯酸盐摄入的参考剂量为0.70 μg·(kg·d)−1 [26]。2002年，GREER等[24]建议健康人群高氯酸盐摄入的参考剂量为7 μg·(kg·d)−1。通过对我国12个省份共14个主要城市 (福州、厦门、银川、哈尔滨、沈阳、南宁、西安、郑州、石家庄、武汉、大连、南昌、上海、成都) 的数据计算得到，我国人群高氯酸盐总暴露量约为0.42 μg·(kg·d)−1。暴露途径主要为经口暴露，均值为0.41 μg·(kg·d)−1，其中，饮用水暴露量约为0.15 μg·(kg·d)−1，食品途径暴露量约为0.36 μg·(kg·d)−1。对比EPA敏感人群参考剂量，中国人群高氯酸盐暴露量处于安全范围的中等偏高水平。其中，成都成人饮用水暴露量约为1.75 μg·(kg·d)−1，儿童饮用水暴露量约为2.32 μg·(kg·d)−1，均明显高于敏感人群总暴露量的安全值0.70 μg·(kg·d)−1，处于较高暴露风险中。
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通过公式 (4) 和公式 (5) ，将表1汇总的高氯酸盐NOAEL值转化为对应的饮用水质量浓度值，将此浓度值的自然对数值与396个水厂610个出水样品高氯酸盐质量浓度经均值处理后的自然对数值做联合概率分布，结果如图1所示。2个曲线之间有明显重叠，最终计算得到高氯酸根引起水厂超过无可见有害作用水平值的发生概率是2.18×10−4。这些较高风险水厂主要集中在湖南、四川和上海等地。
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表1中高氯酸盐对人体碘吸收抑制的毒理实验结果显示最低NOAEL值为7 μg·(kg·d)−1 [24]，该值显示有98.2％的碘吸收，因为该实验受试群体主要为妇女等敏感人群，故将种内不确定因子取为1，得到参考剂量 (RfD) 为7 μg·(kg·d)−1。为验证该参考剂量，采用美国EPA基准剂量软件“Benchmark”中的“Hill”模型针对高氯酸盐对碘的抑制作用进行模拟验证，结果如图2所示。以低于5％的人群受影响度确定基准剂量下限，由此得到的基准剂量下限(baseline dose lower limit，BMDL)为4 μg·(kg·d)−1，这个数字与GREER等[24]确定的RfD的数量级相同且数值相差不大。
鉴于中国饮用水中高氯酸盐检出范围广，不同地区浓度差异较大，人群中存在由饮用水高氯酸盐摄入导致碘缺乏疾病发生的可能性。同时，为了安全和考虑人群中最敏感的部分 (孕妇、婴儿或已有甲状腺功能障碍人群) ，通过公式 (4) 计算得我国高氯酸盐水质安全基准值为70 μg·L−1。在该安全基准值下，此次调查数据显示全国水厂出水高氯酸盐质量浓度超过70 μg·L−1的概率为0.8×10−2，且超标水厂均位于湖南省，其他地区水厂高氯酸盐质量浓度均低于70 μg·L−1。通过上述健康风险评估和计量-反应分析确定高氯酸盐的饮用水安全基准值，同时考虑检测方法和处理技术等因素，推荐饮用水高氯酸盐的卫生标准为70 μg·L−1.
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尽管上述推荐的饮用水高氯酸盐安全基准值与2017年世界卫生组织 (WHO) 饮用水指南中高氯酸盐质量浓度的限值相同，均为70 μg·L−1，但二者参考剂量 (RfD) 和饮用水贡献率的取值不同。WHO以抑制50%碘摄取的BMDL50为基础，不确定因子数为10，计算暂定最大日摄入量 (provisional maximum daily intake，PMTDI) 作为参考剂量 (RfD) ，为10 μg·(kg·d)−1 ，而本研究以无可见有害作用水平 (NOAEL) 推出参考剂量 (RfD) 为7 μg·(kg·d)−1。在贡献率方面，WHO标准中饮用水高氯酸盐贡献率为20%，而我国调查数据为32.02%[17]。与美国2009年推荐的饮用水高氯酸盐标准值15 μg·L−1相比较，本研究采用的不确定因子数、人均体重及饮用水贡献率均不同，美国的不确定因子数取值为10，人均体重为70 kg，饮用水贡献率为62%[29]，而中国和WHO的人均体重取值为60 kg。参数对比如表2所示。
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本研究的不确定性主要来自参数的简化和分布模型的拟合优化。为估计参数，对实际问题进行了简化，如假设相同年龄人群膳食摄入量、体重都相等。在参考剂量 (RfD) 计算中将种内不确定因子UF的取值为1，而实际的不确定因子值因不同环境下人群差异而不同，从动物实验外推到人存在不确定性 (10倍) ，同种内之间差别 (10倍) ，个体之间的差距等，最终外推到人大约存在0~3 000倍不确定性。为计算超标风险，对饮用水高氯酸盐质量浓度和人体无可见有害作用水平 (NOAEL) 的分布进行了模拟，以简化计算的复杂性。
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1) 高氯酸盐作为一种典型的可从源头控制的持久性污染物，暴露在全球多个国家和地区中，对生态环境和人体健康造成不利影响。2009—2017年中国高氯酸盐暴露风险最高城市为成都，超过EPA推荐的敏感人群暴露参考剂量0.70 μg·(kg·d)−1。2) 根据分布模拟和计算，得到我国自来水厂出水高氯酸盐质量浓度超过无可见有害作用水平的发生概率是2.18×10−4，风险较高。3) 根据计算推荐我国高氯酸盐水质安全基准值为70 μg·L−1，在该基准值下，除湖南省部分水厂出水高氯酸盐质量浓度超标外，其他地区质量浓度均低于该值。
《生活饮用水卫生标准》 (GB 5749-2022) 中高氯酸盐指标及限值的制定思路
The formulation of perchlorate limits in GB 5749-2022 “Drinking Water Sanitation Standard”
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摘要: 高氯酸盐干扰人体甲状腺对碘的吸收，扰乱甲状腺激素水平，导致甲状腺体积增大、增生、功能减退等健康问题，引起国内外专家的关注。美国、加拿大等国已开始对饮用水高氯酸盐浓度进行限定。我国是高氯酸盐生产和消耗大国，水源地普遍检出且局部存在高浓度污染，然而却缺乏饮用水高氯酸盐暴露的人群风险评估和相应的安全基准值。基于“十一五”和“十二五”期间全国重点城市饮用水水质监测数据，评估了我国水环境中高氯酸盐的污染状况和暴露风险，发现我国水厂出水高氯酸盐浓度超过安全阈值的发生概率为2.18×10−4。根据敏感人群无有害可见作用水平，结合我国人群饮用水途径高氯酸盐暴露的贡献率，计算并推荐我国饮用水高氯酸盐安全基准浓度为70 μg·L−1，该研究结果为我国饮用水高氯酸盐标准制定提供支撑。Abstract: Perchlorate interferes with the absorption of iodine by the human thyroid, disrupts the level of thyroid hormone, and leads to health problems such as thyroid hypertrophy、hyperplasia and hypothyroidism, which has attracted the attention of experts at home and abroad. The United States, Canada and other countries had begun to limit the concentration of perchlorate in drinking water. China produces and consumes a lot of perchlorate, and high concentrations of pollution are commonly detected in water sources. However, there is a lack of risk assessment and corresponding safety benchmark for people exposed to perchlorate in drinking water. Based on during the period of "11th five-year plan" and the "12th five-year plan " national key urban drinking water quality monitoring data, evaluated the perchlorate pollution condition of water environment and the risk of exposure. The results show that the occurrence probability of perchlorate concentration exceeding the safety threshold is 2.18×10−4. According to the level of no harmful visible effects in sensitive population, combined with the contribution rate of perchlorate exposure in drinking water route of Chinese population, the safe baseline concentration of perchlorate in drinking water is calculated and recommended to be 70 μg·L−1, The results of this study provide support for the formulation of perchlorate standards for drinking water in China.
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Key words:
- perchlorate /
- drinking water safety /
- exposure risk /
- water quality benchmark
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《中华人民共和国土壤污染防治法》规定“省级人民政府生态环境主管部门应当对风险管控效果评估报告、修复效果评估报告组织评审，评审认为达到土壤污染风险评估报告确定的风险管控、修复目标且可以安全利用的地块方可移出建设用地土壤污染风险管控和修复名录。”因此，对于已达到土壤污染风险评估报告确定的风险管控、修复目标的建设用地地块，方可进行进一步的开发建设，并在“环境安全”前提条件下进行开发利用。我国已处于全面推进土壤污染防治的加速发展阶段，但仍缺乏对污染地块安全开发利用及模式构建方面的研究。本研究依托国家重点研发专项“场地土壤污染成因与治理技术”子课题“京津冀及周边焦化场地污染治理与再开发利用技术研究与集成示范”之“场地污染治理修复与安全开发利用新模式”的研究任务，旨在解决如何定义“污染地块安全开发利用模式”、如何评价开发利用的安全性这一问题，以期为建设用地土壤污染风险管控和修复提供参考。
1. 污染地块安全开发利用模式的产生背景、核心内容与类型
1.1 污染地块安全开发利用模式的提出
对工矿企业遗留用地进行再开发利用是城市可持续发展的重要途径。城市化进程的快速推进使得城市建设用地需求大幅增加。在土地资源紧缺背景下，污染地块再开发利用不仅可推动经济发展和改善城市生态环境，还可促进低效废弃地再利用、优化土地利用结构、盘活存量土地资源。2012年，原环境保护部制定了《关于保障工业企业场地再开发利用环境安全的通知》(环发〔2012〕140号)，使得污染地块开发利用得到了国家层面的进一步关注。2016年，国务院颁布并实施《土壤污染防治行动计划》，提出“到2020年，污染地块安全利用率达到90%以上，到2030年污染地块安全利用率达到95%以上”的目标要求，“污染地块安全利用”得以正式提出。
1.2 各地相关技术导则的提出及核心内容
在我国土壤污染防治法律、法规和标准等各类文件中，尚未正式提出过“污染地块安全开发利用模式”这一术语。2018年，原环境保护部会同相关部委共同发布的《土壤污染防治行动计划实施情况评估考核规定》提出了“污染地块安全利用率”的计算方法。根据该方法，“污染地块安全利用”所针对的是经过修复并通过效果评估、获取了建设工程规划许可证的污染地块，也就是说，若该污染地块对人群健康的风险在可控范围内，则可投入开发建设和利用。该计算方法从程序上阐释了“安全”的定义，但并未从技术上给出“安全”的概念和内涵。查阅近年来土壤污染治理修复、开发利用模式等方面的文献资料后发现，相关研究多为对修复模式的分析，而对污染地块安全利用模式、污染地块安全开发模式方面的讨论与探索还较少。
2016年龙涛[1]在《基于风险管控的污染地块修复模式概述》中提出了“污染地块修复模式”的概念，并指出“污染地块修复模式”是污染地块风险控制的总体策略，是为控制、削减地块风险、保证土地安全再利用所采用的工程和管理的总体思路。“修复模式”的具体形式包括原地修复、异地修复、异地处置、自然修复、污染阻隔、居民防护和制度控制，以及以上方法的有机结合。该文还进一步分析了基于污染源削减的修复模式(异地修复、异地处置，以及原地修复和监控自然修复等具体模式)、基于暴露途径阻隔与受体防护的修复模式(具体包括污染阻隔、人群防护与制度控制，以及改变用地方式)等2大类模式，提出在确定好修复模式后再进一步比选和确定具体的修复技术。2019年，生态环境部发布的《建设用地土壤污染修复技术导则》(HJ25.4-2019)中提出了“修复模式”这一术语。根据该导则，“修复模式”是指“对地块进行修复的总体思路，包括原地修复、异地修复、异地处置、自然修复、污染阻隔、居民防护和制度控制等，又称修复策略”。2020年，北京市生态环境局发布了《建设用地土壤污染修复方案编制导则》(征求意见稿)，提出进行“修复策略”的研究和确定，定义“修复策略”为“根据地块条件、地块概念模型、地块修复目标，确定地块修复策略。地块修复策略应明确修复方式(包括治理修复和风险管控方式中的任意一种及其组合)、修复介质与范围、目标污染物、修复目标值/风险管控目标。2019年11月，生态环境部组织召开了土壤环境管理新闻发布会。在会上，重庆市等地探索了“源头治理-途径阻断-制度控制-跟踪监测”的风险管控模式；北京市等地探索了“合理规划-管控为主-有限修复”的安全利用模式，江苏省苏州市等地探索了“原位为主-控制开挖-防控异味”的修复模式等。基于以上导则和会议材料的表述，可将修复技术模式理解为某种技术或某几种技术的有机组合。在组合过程中，应突出其技术特点和防控重点。
综上所述，“模式”总体上可理解为一套综合解决对策(或者叫做策略)。据此再对“污染地块安全开发利用模式”这个词语进行分析，其含义是将“污染地块”转变为“可开发利用地块”，其目标或者说衡量标准是“安全”[2]，因此，在实现“安全性”目标情况下采取的所有对策(策略)，就是“污染地块安全开发利用模式”。因此，对污染地块“安全”性的理解便成为模式研究的核心内容。
1.3 安全开发利用的类型
污染地块要实现“安全”开发利用，覆盖的范围和影响因素是多样化的。这是由地块污染特点和地块修复的特点决定的。首先，土壤污染的隐蔽性、不均一性等特点决定了土壤污染状况的调查是贯穿在地块从调查评估到修复工程实施等全周期过程中的，不仅仅是在前期调查评估阶段才开展土壤环境的调查。其次，作为污染载体的土壤本身具有不均一性，这直接影响了土壤修复后的效果也具有一定的不确定性和不均一性。此时修复技术的合理选择就非常重要，与技术相关的技术方法、工程参数、技术集成等就成为技术选择阶段非常重要的内容。由此，对污染地块“安全”开发利用的理解，可分为广义和狭义2种类型[3]：广义的“安全”性需要覆盖修复工程实施的全过程；狭义的“安全”性重点是指修复技术的比选确定和工程实施阶段。2种不同理解形成了2种不同的污染地块安全开发利用模式，即广义和狭义2种模式。
2. 污染地块安全开发利用的2种模式及其确定
2.1 广义的污染地块安全开发利用模式
污染地块要实现以“安全”为根本目标的风险管控或修复是一个复杂的系统工程，需要从污染地块的规划定位开始，涵盖污染调查、风险评估、方案编制、工程实施、效果评估、后续跟踪管理等全过程，并确保“安全性”目标赖以实现的制度性保障。相关活动包括工程监理、环境监理和效果评估等，故“安全”与否与每个过程都有关联性。因此，覆盖污染地块安全修复全过程的模式是广义的安全性模式。该模式由7个方面构成：合理的规划定位、精细的污染调查、科学的风险评估、最优的修复策略、耦合式的环境修复与风险管控工程、有效的二次污染防治、后期持续的监管监测等。若要实现污染地块安全开发利用和相应的模式，必须从这7个方面共同发力、环环相扣、缺一不可，其中前一内容为后一内容的前提和基础。
1)实施合理的规划定位。这是实现污染地块安全开发利用的方向引领。结合地块利用历史、现实状况、确定污染地块的规划定位，以规划为统领，实现污染地块安全开发利用。
2)开展精细的污染调查。这是实现污染地块安全开发利用的重要基础。通过污染识别、详细调查，以及必要的补充调查，精准明晰土壤及地下水的污染因子、范围及程度。
3)实施科学的风险评估。这是实现污染地块安全开发利用的安全保障。根据地块环境污染特征及周边敏感点分布特征，结合污染地块未来的规划用途，评估地块安全利用对人体健康和生态环境安全的风险，得出该地块风险可接受条件下的管控目标。
4)筛选最优的修复策略。这是实现地块安全开发利用的技术支撑。结合污染地块区域特征、开发定位、污染物类型、污染物分布特征等因素，筛选出某种或者某几种修复技术，确定最优的修复策略。
5)实施耦合式的环境修复与风险管控工程。这是实现地块安全开发利用的关键举措。根据预定的修复(管控)目标，结合水文地质条件特点、工程实施周期、预算经费等要求，通过比选确定并实施一套适用于特定污染地块的风险管控与修复的综合工程措施。
6)开展全面有效的二次污染防治。这是实现污染地块安全开发利用的内在要求。污染地块安全开发利用过程中不能形成新的污染是《土壤污染防治法》提出的重要要求。当前我国开展污染地块修复或管控活动中，各级环境监管部门均将二次污染防治监管作为工程项目监管的重要内容。通过环境监理和工程监理的实施，督促工程实施方切实落实各方面二次污染防治各项措施，以确保不会形成二次污染。
7)落实后期持续合理的监管监测。这是实现地块安全开发利用的持续性保证。为确保工程实施后稳定实现预期的修复目标，以及采用自然修复方法(如自然衰减法)进行管控的方法，都需要在工程实施达到一定的目标之后继续开展一定的工程、管理、监测、评估等方面的措施，以保障“安全利用”目标的持续实现。
2.2 狭义的污染地块安全开发利用模式
2.2.1 定义
狭义模式主要集中在技术方案比选和工程实施阶段，突出实现“安全利用”目标的修复或者管控技术选择的方法和策略。目前，国内相关政策文件、相关文献中尚未见对狭义的“污染地块安全开发利用模式”的阐释。结合当前我国土壤环境修复所处历史阶段和当前我国土壤环境管理的特点，本研究将狭义的污染地块安全开发利用模式定义为：以土地未来规划用途为先导，结合土壤和地下水污染特征以及特定的水文地质条件特点，采取适合于分位、分期、分区、分层的多种修复与管控技术组合，从技术、工程、管理等3个层面，实现技术可靠性、经济合理性、二次污染绿色性、工程实施高效性和跟踪监管持续性等5个方面的特点要求，使污染物浓度减少或毒性降低或完全无害化，从而形成一套包含修复策略和技术特点在内的综合性污染地块治理修复或风险管控的总体技术策略。
综上所述，狭义的污染地块安全开发利用模式即表现为总体技术策略。该策略包括2个方面，即修复策略和技术特点，并共同构成模式的内涵。
1)修复策略。即“分位、分期、分区、分层”(以下简称“四分”)的修复策略[4]。即在充分分析不同污染物类型的基础上，开展分类、分期、分区、分层的修复策略的设计和实施。一个污染地块明确好如何分位、如何分期、如何分区、如何分层后，形成特定污染地块的修复策略，该修复策略即可形成狭义的“污染地块安全开发利用模式”的第1层含义。
2)技术特点。技术特定可以从5个方面进行衡量和判断，即技术可靠性、经济合理性、二次污染绿色性、工程实施高效性、跟踪监管持续性。这5个方面共同构成了“污染地块安全开发利用模式”的第2层含义。
2.2.2 修复策略
总体修复策略即是在充分分析污染物类型和特点的基础上，确定分位、分期、分区、分层等4个方面的具体选择。污染物类型的不同直接决定了管控或者修复技术类型的差异。污染物包括有机污染物、无机污染物等类别。其中，有机污染物还需进一步区分为挥发性、半挥发性、有机农药、石油烃类等。另外，还需注意高密度非水相液体(DNAPL物质，如三氯乙烯(TCE)、三氯乙烷(TCA)、四氯乙烯(PCE)等)和低密度非水相液体(LNAPL物质，如汽油、柴油等烃类油品物质)；无机污染物则需进一步区分为六价铬、砷、汞等类型。
1)分位。原位或者异位，或者原位异地等。这是首先应考虑的问题。需要结合修复周期、难易程度、平面布置等因素，选择是在地块范围内的原位修复或者原位异地，还是地块范围外进行异位修复。
2)分期。由于污染类型不同、治理修复资金制约、技术成熟性不同、开发建设紧迫性不同等因素，将一个污染地块划分为不同区域，形成不同的分期修复方案。不同的分期方案也会在一定程度上影响技术选择，随着行业技术不断进步，选用的技术和装备也会不断升级。
3)分区。考虑不同的污染物类型、不同等级的污染程度等因素，从而形成水平方向上不同的分区。针对不同区域采用不同的管控技术或修复技术。
4)分层。纵向方向上考虑土壤性质的不同、污染类型不同、污染程度不同、开发利用深度不同等因素，从而形成不同的污染分层。不同层级上采用不同的修复或者管控技术。
从分位、分期、分区、分层等4个层面确定出相应的方案后，共同构成一个完整的修复策略方案，从而即可形成一定的“污染地块安全开发利用模式”[5]。
2.2.3 内涵
“污染地块安全开发利用模式”的内涵应具有下述5个方面的特征，或认为可从以下5个方面进行评价。
1)技术可靠性。指采取的污染土壤和地下水风险管控技术或者修复技术的可靠性和有效性，应能够实现预期的管控目标或者修复目标。
2)经济合理性。指处置单位污染土壤(地下水)的总体综合单价(包含设备购置(或租赁)、材料药剂、原辅材料消耗、人工费用等)、某一修复(管控)技术的总体综合单价，总体在合理范围和经济社会可承受范围内。
3)二次污染控制绿色性。指大气污染、废水污染、固体废物污染、噪声污染、恶臭污染等不同环境要素污染控制技术的达标性，以及修复过程中不会引发产生新的大气、水体、固体废物和地下水中的污染物和对周边环境的污染问题。
4)工程实施高效性。指项目合同管理、实施变更管理的有效性、项目成本控制和项目工期控制等主要方面的有效性。
5)跟踪监管持续性。指制定的跟踪监督计划具有全面性、合理性和可操作性；全面落实计划的各项要求；在资金上对计划的落实并给予必要保障；通过跟踪监管，污染物控制有效。
2.3 影响模式确定的主要因素
不同污染地块之间的差异性较为明显，即便是同一地块内部也存在较为明显的不均一性。污染地块在进行安全开发利用模式设计和选择，也就是进行分位、分期、分区、分层方案设计时，要充分考虑对模式选择和设计的主要影响因素，从而确保设计的模式具有科学性、合理性、可行性和操作性。
通过工程实践分析，笔者认为影响模式确定的因素主要包括未来开发利用用途、土壤(地下水)污染特征、水文地质特点、工程实施周期、周边环境敏感点分布等5个方面。不同影响因素的含义及影响作用见表1。实际工程项目在实施过程中，应对每一个影响因素进行逐一分析，确定在每个因素下的分位、分期、分区、分层方案，然后将5个因素进行综合考虑。当出现有不一致甚至矛盾的时候，需进一步细化分析利弊，确定主要影响因素，根据主要影响因素的影响结果而定，同时分析可能造成的负面影响，提出相应防护和应对措施[6]。
表 1 污染地块安全开发利用模式选择的主要影响因素Table 1. The main influencing factors of safe development and utilization mode of contaminated land影响因素 含义 作用 未来用地规划用途 一类用途、二类用途及一类与二类的混合用途。对大型污染地块，还需在此基础上进一步分析文教、商业、住宅、科教、娱乐、绿化等不同类型。 不同类型的用途在很大程度上决定了分区、分期等方案的确定，以及管控与修复技术的筛选和确定，是影响模式选择的首要因素。一般情况下未来规划用途类型不一致的区域在进行分区时应归为不同的区域。 土壤和地下水污染特征 水平和垂直方向上的污染分布、浓度分布、分区特点、分层特点、污染扩散途径和趋势等。 污染特征决定了分区、分层、分期等方案的选择和设计，以及修复（管控）技术的选择，是影响模式选择和确定的核心因素。风险评估过程中，确定出管控目标后，应在水平和纵向方向上分别确定出挥发性、半挥发性、重金属，以及特定类型的污染范围，基于水平和纵向上的污染范围，再进行一定的合并，从而形成了分层、分区结果。 水文地质特点 指地层结构和土工参数，如粒径、渗透系数、塑性指数等），地下水流场、水位变化和水流流向、流速等。 影响分层的主要影响因素。不同特点的水文和地质条件和特点，在很大程度上影响到分层结果。不同层上的水文地质特点，应划分为不同层级。工程实践中，为了提高工程操作性，有时将一定的层级进行合并。 工程实施周期 修复工程实施的时间长短 很大程度上影响了原位、异位修复策略，以及修复技术类型的选择。若修复周期较短，总体选择异位修复方式；若修复周期在可接受的范围内，一般情况下优先考虑原位修复。 周边环境敏感点分布 待修复土壤和地下水周边500~1 000 km，各类环境敏感点的分布、距离，以及敏感点对修复工程实施的诉求和敏感要求。 土壤和地下水污染调查过程中，应充分分析修复过程对周边环境敏感对象的影响，以及敏感对象对土壤和地下水环境修复过程中的诉求。这些直接影响分位、分期、分区、分层方案的选择，以及具体修复技术的选择。总体而言，需要分析不同敏感对象的影响和诉求，从诉求出发选择适宜的方案。如敏感人群距离较近，且土壤污染物对人体影响较大，社会敏感度较高，一般考虑异位修复，或者技术较为成熟的原位修复技术，这时相应的二次污染防治设施和舆情监控必须到位。 | Show Table
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3. 污染地块开发利用“安全性”评价方法
污染地块是否实现“安全修复”是一个非常重要的问题。2018年12月，生态环境部发布了《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)。该导则指出通过效果评估的技术方法来判断污染地块中目标污染物是否实现了预定的风险管控修复目标值。若达到了修复(管控)目标值的要求，即认为该地块得到了安全修复，并可从省级污染地块风险管控与修复名录中退出。然而，上述评判方法仍有其局限性，即主要考虑的是目标污染物修复后的浓度，或者管控后的工程效果，评价因素较为单一，评价方法也有一定的不确定性和随机性。本研究通过对污染地块安全开发利用模式的分析可以看出，“安全性”评价应是一个多因素的综合评价体系，应结合对该模式内涵的分析，构建出全面、综合反映“安全性”的指标体系，通过该指标体系的评价，从而更好地分析和判断地块修复后的“安全程度”。
根据上述对“安全修复”内涵特点的分析，“安全”开发建设中的“安全性”评价指标体系的构建见表2。该指标体系共计包括5个一级指标、10个二级指标，并指出各指标名称、指标含义、指标分值和相应的评价方法。
表 2 污染地块开发利用“安全性”评价指标体系框架Table 2. The framework of “safety” evaluation index system for the development and utilization of contaminated land一级指标及总分值 二级指标 二级指标含义 二级指标分值 评价要求 评价方法 总体修复策略（20分） 分位策略 选择原位修复还是异位修复，或者是二者的组合。在原位修复中，选择是原址原位还是异址原位。 10分 综合考虑场地修复周期、修复的难以程度、厂区内平面布置、修复后土壤的去向等因素，选择和确定出适宜和最佳的分位策略，在原位修复（原址、异址）、异位修复中做成合理、可行的选择。 专家评价法 分期策略 将一个地块分解为若干子地块，区分时间上的先后顺序，分不同时间段分别进行修复（管控）。 10分 综合考虑分期开发利用、治理修复资金的制约、技术成熟性等因素，选择和确定出适宜和最佳的分期策略，即合理、科学确定出分期修复方案，明确各期范围，可以有效避免分期修复之间的相互影响和干扰。 专家评价法 空间修复策略（30分） 分层策略 在纵向方向上，将污染地块进行分层，不同层级上采用不同的修复（管控）技术。 15分 综合考虑纵向方向上土壤不同性质和结构、污染物浓度的不同、未来开发建设需求等因素，设计适宜、合理的分层方案，提出不同层的厚度、土壤性质、污染浓度范围等。 专家评价法 分区策略 在水平方向上，将污染地块进行分区，不同区间范围采用不同的修复（管控）技术。 15分 综合考虑水平方向上污染物的分布特点（如有机污染物、无机污染物或者混合型污染物），设计适宜、合理的分区方案。 专家评价法 技术性（30分） 技术可靠性 采用的修复（管控 ）技术对目标污染物浓度降低或者控制污染物不扩散、不渗漏等污染物控制目标的有效性、稳定性等 10分 根据上述总体修复策略和空间修复策略，在充分分析污染物特性的基础上，比选和确定适宜的修复技术或者技术组合。技术方案应具有较好的成熟性、可靠性，应能有效去除土壤中污染物，实现预定的管控或者修复目标。 数值对比法 污染控制绿色性 修复（管控）过程中产生的二次污染物的产生控制性，以及产生出来的污染物的达标排放性和对人体健康、生态环境危害的最小化。 10分 修复过程中尽量不产生新的二次污染物，对产生出来的污染物应 采取有效的工程和管理措施，使其满足达标排放的要求，以及满足对人体健康、生态环境的危害性最小。 专家评价法、数值对比法 经济合理性 修复（管控）工程的投资与处置费用与经济社会发展水平的适应性 10分 技术在建设投资和运行成本两方面构成的综合成本上可接受，具有较好的市场竞争能力。 数值对比法 工程实施（10分） 工程实施高效性 工程项目组织管理水平 10分 项目合同管理、实施变更管理的有效性、项目成本控制和项目工期控制等主要方面的有效性 数值对比法、专家评判法 修复后管理（10分） 跟踪管理持续性 污染地块完成修复或者管控，从省级风险管控与修复名录中退出后继续实施的地块管理。 10分 制定的跟踪监督计划具有全面性、合理性和可操作性；有固定的跟踪管理技术人员；跟踪管理成效落实。 专家评判法 | Show TableDownLoad:
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运用上述方法，可对我国已经通过效果评估后的修复(管控)工程项目进行评价。上述指标中，“总体修复策略”下的2个指标实施和应用较好。“空间修复策略”下的2个指标虽然通过相关技术规范的规定在实际工程中得到了应用，但由于受到前期污染调查和风险评估精度的影响，尚需在分层和分区策略上进一步朝着精细化方向发展。“技术性”中的“污染控制绿色性”是我国“双碳”战略下污染地块风险管控与修复的重要发展方向，在修复材料、装备使用等方面都应将绿色性放在更加突出的位置上进行考量。“修复后管理”中由于我国尚缺乏相应的制度要求和技术规范性文件的支撑，所以污染地块退出省级名录后如何有效实施后续监管尚需在实践中不断探索和总结。
上述指标体系需在应用过程中不断进行完善，尤其是需要结合地块具体情况和特点，在本指标框架体系下进一步建立可量化或者定性评价的三级评价指标，以解决当前我国污染地块仅有效果评估这一单一的评价手段的现实问题。
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图 1 NOAEL和高氯酸盐暴露的联合概率分布
Figure 1. Joint probability distribution of NOAEL and drinking water
图 2 美国EPA基准剂量软件中Hill模型的基准剂量值计算
Figure 2. Base dose value calculation of Hill model in US EPA benchmark dose software
表 1 高氯酸盐对人体无可见有害作用水平值汇总
Table 1. Summary of values for levels of no observed adverse effect of perchlorate on humans
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表 2 本研究与国外饮用水高氯酸盐标准的参数取值对比
Table 2. Comparison of the perchlorate standard parameters of drinking water in this study and foreign countries
研究来源 参考剂量 /(μg·(kg bw·d)−1) 不确定因子数 体重/kg 饮用水贡献率 美国EPA 0.7 10 70 62% 世界卫生组织 (WHO) 10 10 60 20% 本研究 7 1 60 32%
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