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生态保护补偿是指采取财政转移支付或市场交易等方式，对生态保护者因履行生态保护责任所增加的支出和付出的成本，予以适当补偿的激励性制度安排。生态补偿机制最早于2005年党的十六届五中全会《中共中央关于制定国民经济和社会发展第十一个五年规划的建议》[1]提出。党的十八大以来，党中央、国务院高度重视生态补偿机制建设，党的十八大提出了建立资源有偿使用制度和生态补偿制度。中共十八届三中全会提出坚持“谁受益、谁补偿”的原则，完善重点生态功能区的生态补偿机制，推动地区间建立横向生态补偿机制。2015年4月，中共中央、国务院印发的《关于加快推进生态文明建设的意见》[2]和同年9月印发的《生态文明体制改革总体方案》[3]提出了要求探索建立多元化的生态补偿机制，加快形成受益者付费、保护者得到合理补偿的运行机制。2016年3月，中央全面深化改革领导小组第二十二次会议通过《关于健全生态保护补偿机制的意见》[4]。2017年11月，国家发改委在其出台的《关于全面深化价格机制改革的意见》[5]中，进一步要求完善生态补偿的价格机制。2021年9月，中共中央办公厅、国务院办公厅印发了《关于深化生态保护补偿制度改革的意见》[6]，进一步落实生态保护权责、调动各方参与生态保护积极性、推进生态文明建设。
由于我国不同区域人口、产业结构和经济发展水平不同，危险废物的产生种类、数量以及危险废物利用处置能力存在较大差异，对于能力不足的地区，可以通过跨区域合作实现危险废物无害化利用处置[7]。危险废物跨区域转移行为发生的同时会伴随污染转移、环境风险转移、监管责任转移以及邻避效应转移等问题[8]，因此，根据“谁收益，谁补偿”的原则，可以引入生态补偿机制，合理选择危险废物移出地相应生态环境利益的获得者，例如产废单位、当地生态环境受益者或能代表受益团体的地方政府等，对危险废物接受地进行补偿。
生态补偿制度在危险废物环境管理方面的应用与实践还未完善，我国已有部分省份在危险废物跨区域转移生态补偿方面进行了探索实践。如北京市财政局、北京市生态环境局于2020年3月联合印发《北京市危险废物处置生态环境补偿资金管理办法 (试行) 》，将危险废物处置设施分为医疗废物处置设施、飞灰处置设施、其它危险废物处置利用设施3类进行分类补偿，其前提条件为北京市其他工业危险废物种类较少，危险废物以医疗废物和生活垃圾焚烧飞灰为主，而对于区域危险废物种类多、产生量大的情况不适用。贵州省于2023年8月23日发布《贵州省危险废物跨省转入生态保护补偿机制试点方案》[9]，规定接受省外危险废物进入贵州省利用处置的危险废物经营单位，在不违反跨省转入条件并自愿缴纳危险废物生态补偿资金后，可适当转入符合条件的危险废物进行利用或水泥窑协同处置，其主要考虑危险废物运输、贮存及利用处置过程中可能发生或次生环境污染事故时所产生的治理费用，而忽略了资源开发成本、大气治理成本及转入地保护生态环境或放弃发展机会的成本等。江苏省南通市于2019年6月印发《南通市生活垃圾及飞灰异地处置生态补偿办法》[10]，规定飞灰来源地县 (市) 、区政府应当向飞灰终端处置单位所在地县 (市) 、区政府按照100 元·t-1的价格缴纳环境补偿费，用于扶持处置单位所在区域的经济发展和处置单位周边环境整治、修复、提升、补偿以及市政设施配套、周边关系协调等。北京市、贵州省、南通市进行的危险废物生态补偿实践各有其特点，且所规定的补偿主体、补偿标准、补偿范围等存在特异性。
综上，现有关于危险废物跨省转移生态补偿在区域危险废物种类多、产量大时，生态补偿如何开展尚不明晰；部分研究仅关注受偿区生态环境保护的直接成本而忽略了因邻避效应等问题造成的间接成本损失。因此，本研究通过应用收入损失模型提出危险废物跨省转移生态补偿资金计算公式，以4个临近省作为模拟对象，举例计算危险废物跨省转移生态补偿金额，制定了可能的征缴流程，以期为我国危险废物跨省转移生态补偿机制的构建提供决策参考。
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本研究所假定的危险废物跨省转移生态补偿场景为，转移的危险废物在移出地处置能力充足，但在移入地处置能力基本平衡或不足，此时危险废物的移出者是最主要的受益者，而移入地政府则作为移入地收益团体的代表。围绕“谁补谁，补多少，怎么补”的思路，构建危险废物跨省转移生态补偿框架如图1所示。主要内容包括：①补偿原则的确定：本研究所构建的危险废物跨省转移生态补偿机制是依托排污权有偿使用制度探索建立的市场化交易方式。危险废物跨省转移实行排污权有偿取得，即危险废物跨省转移移出人 (以下简称“移出人”) 在缴纳危险废物跨省转移生态补偿资金后获得向危险废物跨省转移接受地 (以下简称“受偿区”) 转移危险废物的权利。②补偿主客体的识别：基于危险废物流向，移出人应当对受偿区因履行生态保护责任所增加的支出和付出的成本予以适当补偿。③补偿金额的确定：移出人应缴纳的危险废物跨省转移生态补偿资金根据危险废物跨省转移量、补偿系数和利用处置方式计算[11]。④本研究根据危险废物跨省转移工作流程初步设计生态补偿资金征缴流程与管理办法。
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当前国内外生态补偿标准的计算方法有支付意愿法、机会成本法、收入损失法、总成本修正模型、费用分析法等[12]。其中，支付意愿法受地区经济水平以及人们意识程度的影响较大，且往往得到补偿标准较低，如不进行细致足量的问卷调查，则可能出现重大偏差[13]；机会成本法所计算出来的标准往往会高于补偿者的支付意愿，甚至超出他们的支付能力[14]；费用分析法因费用的不确定性和标准的动态变化，使其在具体实施过程中存在技术难度[15]。
总成本修正模型是在收入损失法计算总成本的基础上引入修正系数，对受偿对象生态建设的各项直接成本和间接成本进行修正，使计算模型更科学、公平。如在计算新安江流域生态补偿标准时，刘玉龙等[16]将投入成本分为直接和间接投入两部分：直接投入包括林业建设与保护成本、水土流失治理投入和污染防治投入。间接投入包括发展节水投入、移民安置投入和限制产业发展的损失。水源涵养与生态保护的直接成本与间接成本共同构成了上游地区生态建设与保护的总成本，以此作为生态补偿计算的依据，在进行投入成本分担分析时，引入水量分摊系数、水质修正系数、效益修正系数，计算生态保护的综合效益。
本研究所构建的危险废物跨省转移处置生态补偿模型基于总成本修正模型，综合考虑危险废物转入地生态建设与保护的各项直接成本 (DC) 和间接成本 (IC) ，同时引入危险废物跨省转移生态补偿系数Kc、危险废物转移处置方式系数 (Km) 进行模型修正，计算危险废物跨省转移生态补偿量。
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对于受偿区来说，用于危险废物污染防治及生态环境保护方面的直接成本 (DC) 包括：①危险废物运输、贮存及处置利用过程中因污染防治所支出的治理费用 (EGC，104元)；②因危险废物填埋场建设所支出的土地资源开发补偿费用等 (LRC，104元)；③危险废物焚烧所支出的年平均大气治理成本 (AGC，104元)。间接成本为因危险废物利用处置设施建设所损失的机会成本 (OC，104元)。
危险废物运输、贮存及处置利用过程中因污染防治所支出的治理费用 (EGC) 包含发生环境污染事故时所产生的治理费用和正常生产经营过程中支出的环境治理费用。其中，发生环境污染事故时所产生治理费用包括：①清除污染、修复生态环境费用；②生态环境受到损害至修复完成期间服务功能丧失导致的损失；③生态环境功能永久性损害造成的损失等合理费用[17]。具体数据可从省级生态环境损害赔偿制度改革工作领导小组办公室获取。EGC应取近3年受偿区危险废物运输、贮存及处置利用过程中因污染防治所支出的年平均治理费用进行计算。
根据土地有偿使用制度，国有土地有偿使用的法定方式包括国有土地使用权出让、国有土地租赁、国有土地使用权作价入股。危险废物填埋场建设所支出的土地资源开发补偿费用 (LRC) 可通过危险废物经营单位支付的土地使用权出让金、土地租金、土地使用费或者场地使用费等结合危险废物填埋场占地面积进行核算。同时，还应考虑危险废物经营单位所缴纳的新增建设用地有偿使用费、征地补偿安置费、耕地开垦费等土地资源开发成本。LRC应取近3年受偿区因危险废物填埋场建设所支出的年平均土地资源开发补偿费用进行计算。
危险废物焚烧过程产生大量烟气，虽经烟气净化设施处理后能够实现达标排放，但也会给受偿区大气环境带来污染，造成不必要的大气治理支出，因此还需补偿受偿区因危险废物焚烧所支出的大气治理成本 (AGC) 。
间接成本 (IC) 包括受偿区因危险废物利用处置设施建设所损失的机会成本 (OC) 。受偿区因危险废物利用处置设施的建设，可能面临产业发展受限、“邻避效应”等问题，由此造成的财政收入损失、税收损失、就业损失等经济成本也应考虑在内。
综上，受偿区因危险废物污染防治所支出的生态环境保护总成本：C=DC+IC=EGC+LRC+AGC+OC。
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将受偿区因危险废物污染防治所支出的生态环境保护总成本C与近3年受偿区危险废物年平均利用处置量D总 (104 t) 相除，得出近3年受偿区利用处置单位质量危险废物所付出的生态环境保护成本，即危险废物跨省转移生态补偿系数Kc (元·t−1) ，见式(1)。
移出人将危险废物跨省转移至受偿区，占据受偿区的环境容量；同时，在受偿区生态建设和保护持续投入的作用下，地区危险废物利用处置能力得以保障。基于这样的危险废物利用处置状况，确定移出人对受偿区生态建设和保护成本按转移量进行的分摊为危险废物跨省转移生态补偿系数Kc (元·t−1) 与危险废物转移量T (t) 的乘积，见式(2)。
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在危险废物跨省转移利用处置过程中，不同的利用处置方式对受偿区的环境影响程度也不同，本研究引入危险废物利用处置方式系数Km对受偿区转移量分摊金额进行修正。Km的选取根据不同危险废物利用处置方式对环境的影响程度而得出。如危险废物填埋处置过程，实质上只是暂时隔离和封存，并未消除其危险特性和潜在隐患，会占用移入地的土地资源，同时存在渗滤液污染土壤和地下水的风险[18]，因此危险废物若采用填埋处置，应承担较高的分摊系数。危险废物焚烧处置过程对土壤和地下水的危害风险较低，虽焚烧过程产生的残渣、飞灰以及烟气中的烟尘、重金属类、二噁英类等污染物也将给受偿区带来新的环境风险[19]，但焚烧过程排气集中且较易管理，尾气达标排放后对大气的污染程度较低，因此危险废物若采用焚烧处置，承担的分摊系数应小于填埋处置。危险废物资源化利用过程能够减少危险废物排放，同时回收能再次利用的物质，降低危险废物对周边环境的危害[20]，因此所承担的分摊系数最小，但值得注意的是且若资源化利用后继续产生新的危险废物则应根据新产生危险废物的处置方式重新计算分摊费用。
基于以上讨论，本研究设置转入受偿区填埋的危险废物Km取2.0，转入受偿区焚烧的危险废物Km取1.2，转入受偿区利用及以其他方式处置的危险废物Km取1.0。
综上可得，考虑危险废物转移量分摊和利用处置方式修正后移出人对受偿区的生态补偿量如式(3)所示。
其中，Kc的公式表示为式(4)。
式中：P为移出人应缴纳的生态补偿资金，元；T为移出人所在地省级生态环境部门批准转移危险废物的重量，t；Kc为生态补偿系数，元·t−1；Km为危险废物利用处置方式系数；EGC为近3年受偿区危险废物运输、贮存及处置利用过程中因生态环境保护所支出的年平均治理费用，104 元；LRC为近3年受偿区因危险废物填埋场建设所支出的年平均土地资源开发补偿费用，104 元；AGC为近3年受偿区因危险废物焚烧所支出的年平均大气治理成本，104 元；OC为近3年受偿区因危险废物利用处置设施建设所损失的年平均机会成本，104 元；D总为近3年受偿区危险废物年平均利用处置量，104 t。
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生态环境保护成本测算是生态补偿机制运行的前提和保障，但由于生态补偿行为主体的多元性和过程的复杂性使得难以按照统一的标准计算生态补偿成本[21]。例如刘玉龙等[16]通过调查收集上游地区生态建设与保护的年各项直接成本构建流域生态建设与保护补偿模型，但调查收集过程具有明显主观性，调查方法的不同也会造成生态环境保护成本测算偏差。同时，从目前我国开展的横向生态补偿上看，生态补偿成本与补偿标准并没有统一的计算方法，大多由补偿双方协商制定，从出台的对口支援补偿标准上看，补偿金额也并非经过公式计算得出，而多是中央政府、补偿方和受偿方3方博弈的结果。
本研究以各省公布的近3年全省 (市) 生态环保支出及固体废物与化学品支出为依据进行受偿区因危险废物污染防治所支出的生态环境保护总成本 (即公式中EGC+LRC+AGC+OC) 初步计算。根据经验值，危险废物污染防治支出约为全省生态环保支出的1%，其中政府支出和企业支出分别约占0.5%。基于此，本研究以某4个临近省份为例进行受偿区生态环境保护成本计算。
根据4省份发布的近3年全省 (市) 节能环保支出 (表1) ，计算得出A、B、C、D省年生态环境保护成本 (即EGC+LRC+AGC+OC) 分别为19 886.7、19 716.7、20 110.0、33 080.0×104元。
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受偿区危险废物跨省转移生态补偿系数为近3年因危险废物污染防治所支出的年平均生态环境保护总成本 (EGC+LRC+AGC+OC) 与危险废物年平均利用处置量 (D总) 的比值。近3年该研究区域危险废物年平均利用处置量 (D总) 见表2。根据表1、表2，计算得出A、B、C、D省危险废物跨省转移生态补偿系数 (Kc) 分别为256.5、83.6、47.5、58.4元·t−1。
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由2.3章节可知，危险废物跨省转移时，每吨危险废物应缴纳的生态补偿资金为Kc×Km；代入3.2章节计算结果，得出金额见表3。
根据计算结果，转入A省的危险废物每吨应缴纳的生态补偿资金明显高于其余3省份，这是因为A省生态环境容量有限而造成生态环境保护总成本较高。同时A省危险废物利用处置能力存在结构上的短板[22]，近3年危险废物利用处置量偏低，部分类别危险废物依赖跨省转移利用，因此计算结果明显高于其他省份。
从B、C、D 3省计算结果来看，转入受偿区填埋的危险废物每吨应缴纳95.0~167.1元的生态补偿资金，转入受偿区焚烧的危险废物每吨应缴纳57.0~100.3元的生态补偿资金，转入受偿区利用及以其他方式利用处置的危险废物每吨应缴纳47.5~83.6元生态补偿资金。根据李静等[23]的研究结果，2021年我国危险废物填埋价格为
1300 ~3150 元·t−1，焚烧价格为2 500~3 500元·t−1，协同处置价格为2 000~2170 元·t−1。基于表3，本研究所计算得出的危险废物跨省转移生态补偿资金占危废处置费用的比例为：填埋3.0%~12.9%、焚烧1.6%~2.9%、协同处置2.2%~4.2%。 -
以市场化交易方式进行生态补偿时，移出人应缴纳的危险废物跨省转移生态补偿资金为每吨危险废物应缴纳的生态补偿资金与移出量的乘积。资金缴纳形式可以依托国家危险废物信息管理系统，在危险废物跨省转移申请批准后依据危险废物拟移出量、拟利用处置方式等缴纳生态补偿资金。
当前，我国部分省份危险废物利用处置设施存在“吃不饱”或“吃不完”等结构性失衡现象，省份间危险废物利用处置能力存在差距[24]。基于强化跨区域合作、开展区域联防联治等危险废物环境管理政策，各省份在转出危险废物的同时，也能成为危险废物接受地，既是危险废物生态补偿机制中的补偿主体也是补偿客体。为便于4省份间了解掌握全年危险废物生态补偿资金总额，本研究基于2022年4省份间危险废物转移总量 (图2) ，计算2022年4省需缴纳、应收取的危险废物生态补偿资金，如表4、表5所示。
综上，经试算2022年A、B、C、D省需缴纳的危险废物生态补偿资金分别为1 632.7、138.0、1 238.9、1 519.9万元；应收取的补偿资金分别为0、2 761.3、791.4、976.7万元。
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本研究基于《危险废物转移管理办法》规定的危险废物跨省转移管理程序设计生态补偿资金缴纳流程(图3)。主要内容如下：1) 移出人应当通过国家危险废物信息管理系统 (以下简称信息系统) 填写危险废物跨省转移申请表，向危险废物移出地省级生态环境主管部门提出申请；2) 危险废物移出地省级生态环境主管部门初步审核同意移出的，通过信息系统向受偿区省级生态环境主管部门发出跨省转移商请函；3) 受偿区省级生态环境主管部门同意接受的，应通过信息系统函复移出地省级生态环境主管部门同意接受的意见。函复意见中应载明根据批准跨省转移危险废物的决定中批准的拟移出量、拟利用处置方式；4) 跨省转移危险废物的申请经批准后，移出人应当按照批准跨省转移危险废物的决定填写、运行危险废物转移联单，实施危险废物转移活动；5) 移出人缴纳危险废物跨省转移生态补偿资金的义务发生时间为发生转移危险废物活动的当日。危险废物跨省转移生态补偿资金按月计算，按季申报缴纳。移出人应当自季度终了之日起15日内，向受偿区税务部门办理申报并缴纳。
受偿区发展改革、生态环境、财政、税务等主管部门应按照各自职能负责危险废物跨省转移生态补偿征收标准的制定、征收资金核定、经费保障以及征收管理等工作，如应根据本省情况，及时核算和公布本省危险废物跨省转移生态补偿系数 (Kc) 、利用处置方式系数 (Km) ，明确外省转入危险废物生态补偿资金缴纳形式等。受偿区可根据属地实际情况，积极探索将危险废物跨省转移生态补偿资金按照政府非税收入纳入财政预算、环保基金、中华慈善基金等多种方式管理、使用和市场化运作。
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本研究基于相关法规政策，提出构建多省市间跨省转移生态补偿机制的必要性。以长江三角洲区域4个邻近省为例，通过搜集相关环保数据，应用收入损失模型，计算其危险废物跨省转移生态补偿标准，并对具体的征缴流程进行详细的方案制定，提高了实施的可能性。
开展多省市危险废物跨省转移生态补偿机制是大势所趋，需要建立和完善相关法律法规，科学界定保护者与受益者权利义务，合理制定补偿标准，加快形成受益者付费、保护者得到合理补偿的运行机制。破除跨区域合作的行政壁垒，应因地制宜建立强适应性的生态补偿体系，以政府为主导，发挥政府和市场的双重机制作用，不断培育市场主体，尽快健全市场化、多元化生态保护补偿机制，保证生态补偿机制的持续稳定运行。按照权责一致、分类分级的方式开展，做好各类型、各层级生态保护补偿政策的衔接配合，形成共同推动生态保护工作的合力。另外，还应强化信息公开，鼓励公众积极参与监督，消除公众顾虑，建立良好互信。
长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析
Construction and analysis of ecological compensation mechanisms for cross provincial transfer of hazardous waste in some provinces and cities in the Yangtze River Delta region
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摘要: 危险废物跨省转移生态补偿是落实生态文明战略的重要举措之一，可有效引导该过程中的生态受益者履行补偿义务，在保证省域环境公平的前提下促进危险废物利用处置行业高质量发展。本研究依托排污权有偿使用制度探索建立市场化危险废物跨省转移生态补偿机制，基于总成本修正模型，核算受偿区生态建设与保护总成本，并引入生态补偿系数、危险废物利用处置系数得出生态补偿资金计算修正公式。长江三角洲区域产生的危险废物具有产业覆盖广、废物结构多、跨省转移量大等特点，对于开展危险废物跨省转移生态补偿机制的研究具有代表性，因此选取了长江三角洲区域4个临近省作为模拟对象，举例计算危险废物跨省转移生态补偿金额，制定了可能的征缴流程。研究结论为危险废物跨省转移生态补偿机制探索与实践提供了新的理论依据，可作为推动经济社会可持续发展的有益补充。Abstract: The ecological compensation for the cross provincial transfer of hazardous waste (abbreviated as EC-method) is one of the important measures to implement the ecological civilization strategy. EC-method can effectively guide the ecological beneficiaries to fulfill their compensation obligations and promote the high-quality development of the hazardous waste utilization/disposal industry while ensuring provincial environmental fairness. This study explored the establishment of a market-based ecological compensation mechanism for the cross-provincial transfer of hazardous waste, relying on the system of paid use of pollution discharge rights. Based on the total cost adjustment model, it calculated the total costs of ecological construction and protection in the compensation-receiving areas. Additionally, it introduced ecological compensation coefficients and hazardous waste utilization and disposal coefficients to derive the revised formula for calculating ecological compensation funds. Hazardous waste generated in the Yangtze River Delta region is characterized by broad industrial coverage, diverse waste structures, and substantial inter-provincial transfer volumes. This makes it a representative case for studying the ecological compensation mechanism for the cross-provincial transfer of hazardous waste. Therefore, four neighboring provinces within the Yangtze River Delta region were selected as the study subjects for simulation. Examples of the calculation of ecological compensation amounts for hazardous waste transfers between provinces were provided, and a potential collection process was established. The research conclusion provides a new theoretical basis for the exploration and practice of EC-method, which serves as a beneficial supplement to promoting sustainable economic and social development.
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挥发性有机物 (volatile organic compounds，VOCs) 是土壤和地下水污染物中环境风险高且修复难度大的一类物质，具有化学性质活泼、毒性高、易挥发、易迁移、难管控等特点[1]。若VOCs污染场地未修复彻底就进行再开发利用，可能会导致异味或者有毒VOCs的蒸气入侵问题，引发社会群体性事件，因此，污染场地的修复再利用是环境管理部门关注的重点。
为规范污染场地修复工作，生态环境部先后发布了《建设用地土壤修复技术导则》 (HJ 25.4)、《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则》 (HJ 25.5)、《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6)、《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》等标准指南。这些指南文件有力指导了我国污染场地修复工作，显著提升了相关工作的规范性和科学性。本文拟探讨我国VOCs污染场地修复中仍存在的5个突出问题，剖析这些问题背后的科学机制并提出相应对策建议，以期为环境管理部门加强源头管控、制定针对高风险复杂场地修复治理及安全利用的政策提供参考。
1. 污染修复深度止步于土壤层，忽视了基岩层中的污染
基岩层是位于土壤层之下地壳最表层的岩石层。基岩层经过漫长的风化作用会形成的疏松的、粗细不同的矿物颗粒的地表堆积体，从而形成了新土壤的母质，为土地提供未来的土壤矿质成分。由于基岩的钻探成本高，大部分污染调查的深度往往止步于土壤层，然而泄漏后的污染物只要数量足够多会持续下渗进入基岩层。如果基岩层的风化程度高、裂隙发育好，大量的污染物则会赋存在基岩裂隙中[2]。特别是对于氯代烃类、氯苯类、多氯联苯、煤焦油、木馏油、重油等重非水相液体 (dense nonaqueous phase liquids，DNAPL) 类污染物，这类物质的密度比水大且与水不互溶，DNAPL在重力作用下不断地沿着土壤孔隙或者岩石裂隙下渗，直至遇到低渗层。对于DNAPL重污染场地，即使把表层污染土全部清挖仍可能有大量DNAPL残留在基岩中。随着地下水位的上下波动或水平流动或者土壤气挥发途径，赋存在基岩裂隙中的污染物会不断释放进入包气带和饱水带，最终导致以下问题：1) 修复达标后回填的土壤再次被污染；2) 地下水中相应污染浓度持续超标；3) 土壤气污染以及蒸气入侵危害[1]。
因此，部分场地基岩层中赋存的污染物数量可能非常巨大，占比可能远超土壤层，若仅对土壤层进行修复会遗留大量污染物，而这些残留的污染物仍会随着地下水或者土壤气不断向外释放。如果在这类基岩中残存大量污染物的地块上建设新的建筑可能会出现蒸气入侵问题，我国已有实际案例，因此，建议监管部门和修复调查单位加强对这类特殊场地类型的关注，必要时应出台相应管理办法。
过去三十年来，美国、加拿大等国对于DNAPL污染基岩裂隙场地的调查和修复取得了一系列进展，但彻底修复这类场地仍极具挑战[2]。针对此问题，笔者提出如下建议：1) 增强对于基岩裂隙污染调查和修复的科研投入；2) 对于土壤层厚度薄且污染风险高的地块，场地调查和修复应充分关注基岩层；3）由于基岩层的调查和修复成本高，对于基岩层中污染严重的地块很难做到彻底修复，且其残留污染的环境风险仍然较高，因此对于这类地块的再开发利用应严加限制。。
2. 表层土采样可能会高估VOCs污染土壤的修复效果
《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则》 (HJ 25.5) 是我国污染土壤修复效果评估工作的主要参考依据。该导则详细规定了污染土壤分别采用异位修复、原位修复、风险管控等措施后的效果评估方法。该导则发布以来有效地规范了我国土壤修复评估工作的开展。对于采用异位修复的地块，该指南分别规定了基坑清理效果和异位修复后土壤堆体修复效果的布点采样评估方法。而针对基坑清理效果，则进一步规定了基坑底部和侧壁的布点数量和位置。《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》规定：“基坑坑底和侧壁的样品以去除杂质后的土壤表层样为主 (0~20 cm) ，不排除深层采样”。受到时间和经济成本限制，很多修复效果评估项目通常只进行表层土壤采样。这对重金属和SVOCs污染场地问题不大，但对于VOCs污染土壤可能会高估其修复效果。对于大多数异位修复的污染场地，在基坑开挖后至效果评估采样之前可能会间隔几个月以上。而经过几个月的挥发和淋溶，表层土中的VOCs可能完全消散，但深层土中的VOCs却仍超标，故表层土采样可能会高估VOCs污染土壤的基坑清理效果。
针对上述问题，有两个解决思路。一是对涉及VOCs污染的基坑用手钻等方法进行深层土壤采样，采集埋深1 m 甚至更深层的土壤。尽管这样操作比较繁琐、时间成本会增加，但能显著提高样品的代表性和评估结果的可靠性。二是抓大放小，即抓住污染场地中最易造成危害的情形。实际上，小尺度、离散且轻微超标的土壤污染点并不会造成严重的环境问题，最容易出问题的还是VOCs污染严重且规模较大的污染源。对于这类污染源地下水监测及土壤气监测能起到非常好的指示作用，具体可参考本系列专论前期论述[3-4]及本文下一部分。
3. 修复效果评估中地下水监测数据的指示作用未受到足够重视
污染物在土壤中分布赋存具有高度非均质性，加上土壤采样可能存在VOCs挥发损失，故仅依赖土壤监测数据很可能遗漏VOCs重污染域[5]。实际上，由于土壤和地下水之间密切的物质交换及地下水较快的物质传输扩散能力，地下水监测比土壤监测更容易揭示地层中的VOCs污染[3]。相对于多环芳烃等SVOCs，大部分VOCs的水溶性更高，能更容易通过溶解进入地下水并形成地下水污染羽。地下水是一个拥有完整补-径-排系统的动态开放系统。若在地下水中检测到较高浓度的某种污染物，则在地层中通常存在对应土壤污染源 (这类土壤污染源未必是土壤，可称为“含水层介质”，为便于理解，后文仍沿称其为“土壤”) 。仅有地下水污染而不存在土壤污染源的可能性较低，只有当一次性泄漏了有限体积的污染物且污染物不易吸附时才可能出现这种仅地下水污染而土壤未污染的情形。。这种不易吸附污染物构成的地下水污染羽往往很快便被地下水稀释，故此类特殊情况无法形成稳定持久的污染羽。反过来说，若在地下水中持续监测到某种污染物，这说明地下水中存在一个较持久的污染羽，故地层中也必然存在一个持久的土壤污染源。因此，地下水监测数据不仅直接反映了地下水的污染状况，且间接反映土壤的污染状况。修复后的地下水出现浓度“拖尾”或者“反弹”现象实际上指示了土壤中存在未被清除的污染物。因此，《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6) 规定应对此类地块实施两年的监测期。
然而，部分修复项目迫于土地开发压力，对《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6) 执行不严格，给地块的安全利用埋下隐患。针对上述问题，笔者建议：1) 在修复效果评估阶段应严格执行《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6) 的技术规定；2) 对VOCs污染场地初步调查、详细调查、修复运行效果监测、修复效果评估等各个阶段中的地下水监测数据予以充分重视，对于超标污染物甚至有检出污染物的监测数据要给予足够重视，并进行深入分析；3) 充分结合目标污染物的理化性质、环境归趋行为、分布赋存特征等信息挖掘监测数据背后的科学机制和指示意义。
4. 地下水修复目标值的制定流程不规范，部分项目制定的修复目标值过高
生态环境部尚未颁布关于地下水修复目标值制定的技术指南。国内通行的做法是以《地下水质量标准》 (GB/T 14848) 中的III类或者IV类水标准作为修复目标，部分项目会通过地下水风险评估放宽修复目标。然而，由于风险评估方法的不确定性或使用不规范，少数基于风险评估制定的地下水修复目标值过高，个别项目甚至达到可能存在自由相 (NAPL) 的程度。由于已有实践表明，部分复杂场地的地下水修复很难完全达标[6]，故适当放宽地下水修复目标值的观点具有一定合理性。值得注意的是，我国的《地下水质量标准》 (GB/T 14848) 中的IV类水标准比国外地下水标准更为宽松。以氯代烃VOCs为例，《地下水质量标准》 (GB/T 14848) 中的IV类水标准比美国场地修复常用的MCL标准普遍偏高8~150倍。因此，我国IV类水不达标与美国MCL不达标所反映的地层中残余污染程度不在同一数量级。我国残余污染程度及其环境风险可能比美国高一个甚至几个数量级。国内有少数地块的地下水修复目标值可能比美国引起监管部门介入并触发修复项目的触发浓度还要高。这些不合理现象使得污染地块的安全利用存在较大隐患。
针对以上问题，笔者提出如下4条建议。1) 应尽快制定污染场地地下水修复目标上限值制定指南。2) 该指南应该参考《土壤环境质量-建设用地土壤污染风险管控标准》-GB36600和《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》的思路，允许地下水修复目标值根据项目实际情况进行适度调整，但不应超过一定上限，即制定一个类似于GB36600中管制值的地下水修复目标上限值。3) 地下水修复目标上限值 (或管制值) 的制定不能只基于风险评估计算的结果，而应该充分考虑每种污染物各自的理化性质、迁移转化归趋机制、环境赋存特征、国外同类标准的取值、经济社会承受能力等因素。笔者将在下一篇专论中对地下水修复目标上限值 (管制值) 的制定进行讨论。4) 我国的地下水风险评估方法仍需梳理完善。
5. 部分复杂污染场地修复后安全利用的不确定性较大
复杂污染场地是指水文地质条件复杂、污染程度重、环境危害大的场地。这类污染场地是各国环境管理部门关注的重点[7]。这些国家过去四十年的场地修复实践表明，现有的修复技术对于少数复杂场地的修复效果不佳，在五十年甚至一百年内也很难将这些复杂场地的地下水修复至饮用水标准 (Maximum Contaminant Level，MCL) [8]。1993年，美国环保署 (USEPA) 发布了“修复技术不可达”场地的评估指南[9]，我国学者近年来也启动这方面的研究[6]。修复不可达 (Technical Impracticability) 这一概念的提出承认了工程技术在解决复杂污染场地方面的局限性[9]，具有非常重要的积极意义。不过修复不可达不意味着“躺平”，对于美国提出的这一概念有以下4点值得注意。1) 美国的技术不可达对标的是非常严苛的饮用水标准 (MCL) ，而中国的地下水IV类水标准比美国MCL宽松，故中国与美国在地下水修复达标的难易程度方面并不相同。由于中国的标准比美国宽松，在美国技术不可达的场地在中国未必不可达。2) 美国对于技术不可达场地的认定流程和后续管理仍存在争议，USEPA新出台的管理文件趋向于减少使用不可达豁免。2011年，USEPA在撤销了1995年发布的一项关于DNAPL场地技术不可达豁免的技术文件，并发表了一项澄清文件[10]。澄清文件认为“自1990年代开始对于DNAPL的场地调查和修复治理的科学理论和技术手段都取得了长足的进步”[10]。3) 在美国，每年真正通过技术不可达评估得到豁免的场地数量很少，且近些年的审批日趋严格，数量呈减少的趋势。1988—2017年，美国超级基金场地中仅有96个场地得到了105份豁免许可 (年均3.54个场地) [11]。其中，2012—2017年仅有11个场地得到了14份豁免许可 (年均仅1.83个场地) [12]。4) 获得豁免的场地并不意味着其环境风险可接受，也不意味场地可以结案而不进行后续管理，更不意味着场地可以不加限制地进行再开发利用。USEPA认为，即使目标场地得到豁免，仍需做到“阻止地下水污染羽的进一步扩散，切断残余污染物的潜在人体暴露途径，评估风险降低程度”，并“实施必要的风险管控措施以确保周边居民的健康和环境得到保护”[10]。截至2012年，1988至2011年获得豁免的96个场地中，69个场地仍在执行包括土地利用限制在内的制度控制，31个场地仍在继续进行污染源清挖，17个场地进行了源区的阻隔，11个场地在进行源修复。部分获得豁免的场地仍在进行抽出处理等修复措施。
复杂污染场地污染程度重、环境危害大，容易引起社会舆情事件，这是土壤地下水环境管理工作中的重点。作为环保细分行业，污染场地修复行业存在的基本逻辑前提是“污染土壤地下水未经修复治理会造成不可接受的环境危害和健康风险，退役工业污染场地需做到净地出让否则无法保障土地的安全利用”。另一方面，其他国家现有实践证明，即使不考虑经济成本，单从工程技术角度评估少数复杂污染场地的彻底修复在短时间内是无法实现的。我国近几年的实践情况也发现，极个别修复项目出现了修复完成地块在进行房地产开发后，因出现VOCs蒸气入侵或其他场地相关环境问题导致几十亿甚至上百亿的房地产项目无法交付使用，给地方政府带来了极大压力。
因此，并不是所有污染场地都能进行彻底修复。部分场地残余污染的风险超过了现阶段可接受的水平。对于这类高风险技术不可达地场地，如果盲目进行开发利用将带来不可预知的环境和健康风险。笔者提出如下2条建议。1) 对于高风险复杂场地采用“暂时搁置”的思路，在现阶段禁止或至少做到严格限制其再开发应利用，等将来修复管控技术突破或者对场地中污染物扩散迁移规律，以及长期环境风险有更加全面客观认识以后，再进行更加合理的规划利用。这一点已经在《“十四五”土壤、地下水和农村生态环境保护规划》中有所体现，但部分地方政府在执行阶段并没有全面落实规划的要求。2) 如果高风险复杂场地周边存在敏感目标且场地内污染物存在迁移扩散风险时，应该加监测和预警，必要时采取有效的风险管控措施防止污染扩散，避免造成更大的环境危害。
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图 1 危险废物跨省转移生态补偿框架
Figure 1. Ecological compensation framework for cross provincial transfer of hazardous waste
图 2 2022年4省份危险废物转移量
Figure 2. Hazardous waste transfer volume (tons) in four provinces in 2022
图 3 危险废物跨省转移生态补偿资金缴纳流程和管理程序
Figure 3. Payment process and management procedure for ecological compensation funds for hazardous waste transfer across provinces
表 1 近3年研究区域全省 (市) 节能环保支出
Table 1. Energy conservation and environmental protection expenditure of the province (city) in the research area in the past three years
108 元 年份 A省 B省 C省 D省 2022年 203.8 201.2 223.2 280.1 2021年 212.2 199.1 203.8 338.6 2020年 180.6 191.2 176.3 373.7 近3年平均值 198.9 197.2 201.1 330.8 
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表 2 近3年研究区域危险废物年平均利用处置量
Table 2. Annual average utilization and disposal of hazardous waste in the research area in the past three years
104 t 年份 A省 B省 C省 D省 2022年 85.4 256.3 503.3 615.0 2021年 79.0 264.4 391.0 530.0 2020年 68.2 187.2 376.1 554.1 近3年平均值 77.5 236.0 423.5 566.4
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表 3 每吨危险废物应缴纳的生态补偿资金
Table 3. Ecological compensation funds to be paid per ton of hazardous waste
利用处置方式 危险废物利用处置方式系数 受偿金/(元·t−1) A省 B省 C省 D省 填埋 2.0 513.0 167.1 95.0 116.8 焚烧 1.2 307.8 100.3 57.0 70.1 利用 1.0 256.5 83.6 47.5 58.4 其他 1.0 256.5 83.6 47.5 58.4
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表 4 2022年应缴纳的危险废物生态补偿资金
Table 4. Ecological compensation funds for hazardous waste to be paid in 2022
元 移出地 受偿区 填埋 焚烧 利用 其他 总计 总金额 A省 B省 0 0 3 146 024.99 41 699.68 3 187 724.67 16 327 211.40 C省 0 12 568.50 5 779 853.52 1 907 781.23 7 700 203.25 D省 0 0 1 774 319.37 3 664 964.11 5 439 283.48 B省 A省 0 0 0 0 0 1 379 674.85 C省 0 0 659 062.03 15 553.40 674 615.43 D省 0 0 704 621.64 437.78 705 059.42 C省 A省 0 0.00 0 0 0 12 388 757.12 D省 0 70.10 1 739 047.46 31 001.03 1 770 118.59 B省 0 1 456.36 10 572 377.04 44 805.13 10 618 638.53 D省 A省 0 0 0 0 0 15 198 816.80 C省 0 0 1 365 083.15 26 628.79 1 391 711.94 B省 0 0 13 807 104.86 0.00 13 807 104.86
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表 5 2022年应收取的危险废物生态补偿资金
Table 5. Ecological compensation funds for hazardous waste to be collected in 2022
元 受偿区 移出地 填埋 焚烧 利用 其他 总计 总金额 B省 A省 0 0 3 146 024.99 41 699.68 3 187 724.67 27 613 468.06 D省 0 0 13 807 104.86 0.00 13 807 104.86 C省 0 1 456.36 10 572 377.04 44 805.13 10 618 638.53 C省 A省 0 12 568.50 5 779 853.52 1 907 781.23 7 700 203.25 9 766 530.62 B省 0 0 659 062.03 15 553.40 674 615.43 D省 0 0 1 365 083.15 26 628.79 1 391 711.94 D省 A省 0 0 1 774 319.37 3 664 964.11 5 439 283.48 7 914 461.49 B省 0 0 704 621.64 437.78 705 059.42 C省 0 70.10 1 739 047.46 31 001.03 1 770 118.59
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