典型有機化工廠污染地塊氯代烴分布特征及基于蒙特卡洛模擬的風險評估

周禮洋

1.上海申環環境工程有限公司

2.上海建工環境科技有限公司

2010 年以來，隨著產業政策調整及行業整合加速，大多數農藥、石油、化工等企業相繼關停搬遷，重工業企業因長期生產經營和管理不當逐漸變成污染地塊[1-2]。氯代烴（chlorinated hydrocarbons，CAHs）引起的土壤和地下水污染問題是污染地塊中的常見類型[3]，CAHs 作為一種重要的有機溶劑和產品中間體，廣泛應用于汽車零部件、電子元件、工業清洗以及印刷行業[4]，大多數CAHs 屬于重非水相液體（dense non-aqueous phase liquids，DNAPLs），密度比水大且具有致癌、致畸和致突變的毒性效應[5]，對公眾健康和環境安全造成極大威脅[6]。鑒于CAHs 污染地塊的廣泛性以及CAHs 污染物對環境的危害性，諸多學者針對污染地塊CAHs 的污染狀況展開調查與分析，大多研究僅涉及土壤或地下水，CAHs 種類單一，如牛真茹等[7]通過地質勘查、監測采樣與分析等手段探查某污染場地中CAHs 污染物的空間分布與污染成因，結果表明，超標的CAHs 類包括三氯甲烷、1,1-二氯乙烷、1,2-二氯乙烷、四氯化碳、氯乙烯，污染物濃度整體上先隨深度增加逐漸升至峰值，后隨深度增加而大幅降低，最大污染深度7.0 m；高尚等[8]綜述了DNAPLs 在地下水環境中的分布特點，遷移特征以及最新判定技術；陸強等[9]選取上海浦東某化工污染場地，調查地下水中三氯乙烷污染物種類和濃度分布情況，并通過GMS 軟件描繪出場地地下水中CAHs 污染羽分布及遷移規律；朱瑞利[10]針對某CAHs 污染場地長期進行地下水監測，分析三氯乙烷的污染濃度、范圍和遷移轉化途徑；李佳斌等[11-12]以華北地區CAHs 污染地塊為對象，采用現行調查方法和基于膜界面探針技術相結合，快速且高效地表征地塊揮發性有機物污染空間分布特征，結果顯示特征污染物以1,1,2-三氯乙烷、三氯乙烯、四氯乙烯等為主，最大污染深度13 m。調查結果能否精確刻畫污染物在地塊中的污染特征和空間分布影響后續風險評估及修復等環節，明確有機化工類污染地塊深層土壤和地下水中多種CAHs 的污染分布特征以及空間規律，對后續風險評估、管控以及土壤地下水協同修復等地塊管理環節至關重要。

目前，我國的土壤風險評估工作仍處于不斷完善階段，健康風險評估工作中涉及較多的評估參數和模型，包括人體暴露參數、建筑物參數、場地土壤理化參數等[13]，主要參照HJ 25.3—2019《建設用地土壤污染風險評估技術導則》[14]中推薦的模型和美國國家環境保護局（US EPA）健康風險評價模型等。傳統的健康風險評價主要關注確定性健康風險，大多數采用參數最大值或者均值計算風險值，導致過高或者過低的評估結果，確定性風險評估難識別出風險高的污染物[15]。近年來，概率風險評估秉持表征不確定性和變異性的理念，為土壤污染健康風險評估帶來全新視角[16]，蒙特卡洛模擬作為常用的概率分析方法現廣泛應用于健康風險評估，具有降低參數不確定性的優勢，不僅可以分析污染物對人體健康的影響，還可分析模型中各指標的不確定因素對預測結果的影響[17-18]。目前國內研究大多數針對多環芳烴和重金屬類污染地塊運用蒙特卡洛方法進行風險評估模擬，關于CAHs 污染地塊的健康風險評估則相對較少。

鑒于此，選擇某典型有機化工污染地塊為研究對象，探明CAHs 在土壤地下水環境中污染程度以及空間分布特征，結合蒙特卡洛模擬方法分析土壤和地下水中多種CAHs 健康風險，探究不同暴露途徑的風險貢獻率和關鍵參數的敏感性，以期為CAHs 污染地塊風險評估工作提供參考和借鑒，同時為CAHs 污染地塊實現精準風險管控和土壤地下水協同修復治理提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 地塊概況

研究地塊為長三角某關閉搬遷的化工廠生產用地，占地面積91 781.2 m2，該廠從1958 年開始生產和銷售化工類產品，生產周期長達50 多年，主要生產聚氯乙烯、三氯乙烯、液氯、勻染劑等產品，原料涉及燒堿、氯乙烯、三氯乙烯、氯乙酸、氯化苯等。2005 年該廠氯甲烷裝置液氯工段液氯泵管道發生過泄漏，2012 年開始該廠拆除搬遷，地塊逐漸變為空地，地形較為平整，未來規劃為科研用地和商業用地。

1.2 地塊地層結構

研究地塊勘探深度為30 m，勘探深度內為第四系沖積層，屬沖湖積平原地貌單元，根據地質勘探情況，結合土質巖性、埋深分布等將其分為6 個主要工程地質層，自上而下分別為：第①層，雜填土層，深度0～4.3 m，包氣帶介質以雜填土為主，滲透系數為4.77×10?5cm/s，滲透性良好；第②層，淤泥質粉質黏土夾砂層，深度4.3～5.5 m，滲透系數為8.25×10?6cm/s；第③層，粉質黏土層，深度5.5～7.5 m，滲透系數為4.84×10?7cm/s；第④層，黏質粉土層，深度7.5～12.0 m，滲透系數為4.39×10?6cm/s；第⑤層，淤泥質粉質黏土層，層底埋深12.0～18.0 m，滲透系數為7.74×10?6cm/s；第⑥層，粉質黏土層，層底埋深18.0～25.0 m，滲透系數為4.81×10?8cm/s，滲透性差，屬于隔水層。

本地塊地下水類型屬第四系松散層潛水，主要賦存形式：第①層的雜填土層，受地表水及大氣降水補給；第④層的黏質粉土層，屬微承壓水，補給來源主要為徑向補給及上部少量越流補給，微承壓水水位為1.96 m，地下水流向大致為自東北向西南。各土層特征參數見表1。

表1 地塊各土層特征參數Table 1 Characteristic parameters of each soil layer in the researched site

1.3 樣品采集與分析

根據HJ 25.1—2019《建設用地土壤污染狀況調查技術導則》和《建設用地土壤環境調查評估技術指南》，結合現場踏勘和地塊歷史使用情況，初步調查階段采用系統布點法結合專業判斷法，按照1 600 m2（40 m×40 m）網格進行點位設置；詳細調查階段，根據初步調查篩選的涉嫌污染的區域，土壤采樣點位數每400 m2不少于1 個，地下水采樣點位數每6 400 m2不少于1 個，鉆探取樣深度最大為28 m，布設土壤采樣點位115 個(圖1)，初步調查階段土壤采樣按照3 m 內間隔0.5 m 采1 個樣品，3～6 m 間隔1 m采1 個樣品，詳細調查階段6 m以下間隔2 m 采集1 個樣品，依據PID 篩查結果異常優先進行采樣；布設地下水監測井27 個，監測井直徑50 mm，篩孔寬0.25 mm，初步調查開篩深度5.0～5.5 m，詳細調查階段設置關聯井對地下水進行分層采樣，關聯井開篩深度11.0～24.5 m，現場共采集651 個土壤樣品和30 個地下水樣品，均送往實驗室分析測試。

圖1 土壤和地下水采樣點位分布Fig.1 Distribution of soil and groundwater sampling points in the researched site

根據地塊涉及的生產工藝、原輔材料、產品種類等情況，分析地塊可能存在的土壤和地下水特征染物，包括氯乙烯、二氯乙烯、三氯乙烯、四氯乙烯、三氯乙烷、苯乙烯和石油烴等。土壤監測項目包括GB 36600—2018《土壤環境質量 建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》基本項目中的7 項重金屬和無機物、27 項揮發性有機物、11 項半揮發性有機物，選測項目中的石油烴(C10～C40)以及 pH。地下水監測項目和土壤監測項目保持一致。土壤樣品測定方法參照GB 36600—2018 和HJ/T 166—2004《土壤環境監測技術規范》，地下水樣品分析方法參照GB/T 14848—2017《地下水質量標準》和HJ/T 164—2020《地下水環境監測技術規范》，樣品分析檢測工作委托上海實樸檢測技術服務有限公司完成。

1.4 暴露評估及風險表征

研究地塊未來規劃為科研用地和商業用地，在此暴露情境下，成人可能會長期在地塊內活動，地塊關注污染物為土壤和地下水中超標CAHs，長時間暴露可能會對成人產生致癌風險或非致癌危害。因此，以成人期暴露來評估污染物的致癌風險和非致癌危害慢性暴露效應。

暴露途徑是指人體暴露于地塊土壤和地下水污染物的途徑[19]，地塊周邊居民不飲用地下水，對于以揮發性有機物為污染的地塊，主要暴露途徑是吸入土壤中揮發至室內或室外的有機物蒸氣[20-21]，參照HJ 25.3—2019 和前人研究報道[22-23]，根據地塊污染源特征、水文地質條件以及暴露途徑，構建研究地塊暴露概念模型，結果如圖2 所示。土壤有6 種潛在暴露途徑，分別為經口攝入土壤、皮膚接觸土壤、吸入土壤顆粒物、吸入室外空氣中來自表層土壤的氣態污染物、吸入室外空氣中來自下層土壤的氣態污染物和吸入室內空氣中來自下層土壤的氣態污染物。地下水有2 種潛在暴露途徑，分別為吸入室外空氣中來自地下水的氣態污染物和吸入室內空氣中來自地下水的氣態污染物。

圖2 地塊暴露途徑模型Fig.2 Exposure pathway model in the researched site

土壤和地下水中單一污染物各暴露途徑的致癌風險和危害商按照HJ 25.3—2019 中的公式進行計算，非致癌總危害商（HI）為各暴露途徑危害商（HQ）的算術和，總致癌風險（TR）為各暴露途徑致癌風險（CR）的算術和，公式如下：

式中：HI土和HI水分別為土壤和地下水中污染物的總危害商；HIn為污染物n的危害商；CRn為污染物n的致癌風險；iiv1 為吸入室內空氣中來自下層土壤的氣態污染物途徑；iiv2 為吸入室內空氣中來自地下水的氣態污染物途徑；ois 為經口攝入土壤途徑；iov2為吸入室外空氣中來自下層土壤的氣態污染物途徑；iov3 為吸入室外空氣中來自地下水的氣態污染物途徑；iov1 為吸入室外空氣中來自表層土壤的氣態污染物途徑；pis 為吸入土壤顆粒物途徑；dcs 為皮膚接觸土壤途徑。

鑒于暴露評估和風險表征時選取的參數、分析得出的數據具有不確定性[18]，為降低風險評價的不確定性，采用蒙特卡洛方法對本地塊土壤和地下水進行風險評估模擬[24-25]。評估參數取值對評價結果影響較大[26]，蒙特卡洛人體健康概率風險評估輸入參數如表2 所示，各超標CAHs 的毒性參數和理化性質參數直接參考HJ 25.3—2019 中的推薦值。

表2 蒙特卡洛人體健康概率風險評估輸入參數Table 2 Input parameters of Monte Carlo human health probability risk assessment

1.5 數據分析

地塊未來規劃為科研用地和商業用地，土壤樣品評價標準為GB 36600—2018 第二類用地標準值，地下水樣品評價標準為GB/T 14848—2017 Ⅳ類標準值和依據HJ 25.3—2019 計算出的風險控制值。

使用Excel 2016 和SPSS 21.0 軟件對檢測數據進行統計分析，Earth Volumetric Studio（EVS）2019軟件進行三維地質建模和污染物三維空間插值模擬，Origin 2022 軟件繪制污染物濃度隨深度變化圖。通過Crystal Ball 11.1.2.400 軟件對各超標物質的健康風險進行模擬計算和敏感性分析，設定隨機模擬迭代次數為10 000 次，置信水平為95%，獲得各污染物對人體健康風險的概率分布，風險評價結果采用Origin 2022 軟件處理作圖。

2 結果與討論

2.1 CAHs 檢測結果

根據檢測結果，對比土壤和地下水篩選值，篩選出地塊內CAHs 超標情況，統計結果見表3 。土壤中存在9 種CAHs 物質檢出濃度超過篩選值，三氯乙烯濃度變化較大，為3.07～82 400.00 mg/kg，最大超標倍數為29 427.57 倍，超標率（超標樣品數占總樣品數比例）為17.63%，三氯乙烯檢出濃度峰度（109.81）屬于高峰態，說明三氯乙烯濃度分布容易受到外部干擾，濃度偏高點位較多[33]。極高的變異系數（6.91%）和標準偏差（7 699.14mg/kg）表明三氯乙烯污染物分布不均一，空間差異大，離散度高；氯乙烯、1,1,2-三氯乙烷和1,1-二氯乙烷3 種有機污染物的峰度大于3.00，屬于高峰態，表明偏高的濃度定位較多；其他5 種CAHs 物質濃度變化不大，峰度均小于3.00，屬于低峰態，說明濃度偏高的點位較少。李安娜等[34]針對爆炸化工污染地塊的研究表明，1,1,2-三氯乙 烷、氯苯及 1,4-二氯苯3 種有機污染物的峰度均大于 3，屬于高峰態，與本研究存在一定差異，可能與地塊歷史使用情況有關。9 種CAHs 物質的偏度均大于 0，屬于正偏斜，表明土壤中污染物濃度分布受到外界干擾程度大[35]。地下水中存在7 種CAHs 物質超標，三氯乙烯、順-1,2-二氯乙烯、氯乙烯和反-1,2-二氯乙烯峰度和偏度較大，離散程度高，三氯乙烯、順-1,2-二氯乙烯、氯乙烯和反-1,2-二氯乙烯最大濃度分別為456.00、63.70、11.30 和31.00 mg/L，地下水中其余5 種CAHs 物質離散程度低，分布均一。

表3 土壤和地下水中CAHs 檢測結果Table 3 Statistics of chlorinated hydrocarbon detection results in soil and groundwater

土壤和地下水中CAHs 物質的濃度箱線圖如圖3 所示。土壤中氯乙烯濃度中位數偏上且大于均值，土壤中其余CAHs 物質濃度均值大于中位數，三氯乙烯濃度呈右偏態分布，離散程度高，存在異常值點，異常點位主要位于三氯乙烯生產車間表層土壤，且分布集中，推測受歷史生產情況影響，這與李書迪等[36]研究結果類似。土壤中其余CAHs 物質濃度呈偏正態分布，濃度分布相對集中，無顯著異常值出現，濃度箱線圖顯示的數據分布與表3 檢測結果統計相似。地下水中三氯乙烯箱體較長，濃度中位數偏上且大于均值，呈偏正態分布，地下水中其余CAHs 物質濃度中位數偏下，數據分布均勻。蘇安琪等[37]研究華北某市搬遷化工污染場地發現地下水存在6 種CAHs 污染物，污染物對應的箱體均較長，中位數大多位于箱體一側，污染物濃度呈非正態分布，范圍差異很大，與本研究結果相似。

圖3 土壤和地下水中CAHs 類污染物濃度箱線圖Fig.3 Concentration box diagram of chlorinated hydrocarbon pollutants in soil and groundwater

2.2 CAHs 分布特征

結合污染物的種類、污染特征和土層結構，分析地塊CAHs 污染物在垂向上的分布特征（圖4）。由圖4 可見，土壤中的CAHs 污染在垂向分布上具有一定的連續性，除三氯乙烯和順-1,2-二氯乙烷濃度隨著深度增加逐漸降低，其他CAHs 污染物濃度隨深度無明顯變化規律。牛真茹等[7]報道某典型污染場地中CAHs 類污染濃度整體上先隨深度增加而逐漸升高，后隨深度增加而逐漸降低，與本研究結果存在顯著差異，可能與土層巖性分布和理化性質不同有關[38]。該地塊歷史上液氯泵管道發生過泄漏情況，主要位于液氯生產車間附近，造成第①層雜填土層各CAHs 濃度最高，填土層的滲透系數為4.77×10?5cm/s，滲透性良好，有利于污染物擴散遷移。污染物在土壤中的累積與不同土層土壤滲透系數密切相關[39]，CAHs 進入土壤后以自由態形式存在，隨著時間的推移，在雨水淋溶、重力和長時間高濃度污染共同作用下向深層土壤遷移[40]。原廠生產周期達50 年，長期污染導致CAHs 已穿透第③層粉質黏土層和第④層黏土層，進入承壓含水層，土壤中最大污染深度達到25.0 m，最大污染深度中存在三氯乙烯、1,1,2,2-四氯乙烷和1,1,2-三氯乙烷3 種物質，濃度分別為149、17.6 和6.3 mg/kg，18.0～25.0 m 為粉質黏土層，滲透系數為4.81×10?8cm/s，滲透性差，屬于隔水層，較好地阻隔了污染物進一步垂向遷移。

圖4 CAHs 污染物超標濃度的垂向分布Fig.4 Vertical distribution of excessive concentrations of CAHs pollutants

圖4 顯示地下水中污染物超標濃度分布不連續，在粉質黏土和黏質粉土層中出現超標，與內梅羅綜合污染指數結果相一致，粉質黏土層是地塊在隔水層頂板以上分布最多的土層（表1），有機污染物在雨水淋溶和重力作用下不斷縱向遷移，容易富集在有機質含量高的黏土層[41]，粉質黏土層有機質濃度為2.1～2.3 g/kg。調查地塊雜填土層和淤泥質粉質黏土夾砂層滲透性相對較好，滲透系數分別為4.77×10?5和8.25×10?6cm/s，CAHs 穿透填土層和淤泥質粉質黏土層向下遷移，在遷移過程中未殘留在非飽和帶土壤中，向下遷移過程速度逐漸放緩最終到達隔水層頂板[42]。CAHs 主要聚集于飽和帶含水層以及隔水層頂板，地下水最大污染深度為25.0 m，最大污染深度存在三氯乙烯和順-1,2-二氯乙烯2 種物質，濃度分別為4.36 和1.33 mg/L，土壤和地下水中不同CAHs 污染深度存在一定差異，可能由于土壤不均一性造成，水位以下污染物的遷移主要受地下水流和地層特性影響[8]。

土壤和地下水中CAHs 按照篩選值插值得出污染三維空間分布（圖5），結果表明地塊各CAHs 污染物垂向分布規律具有一定的相似性，與Pearson 相關性分析結果相對應。從污染羽分布得出土壤中CAHs 主要集中在地塊西南部和西北部。西南部地塊CAHs 濃度較高，污染最嚴重，其歷史上主要為三氯乙烯和液氯生產車間以及污水處理站，可能為污染源，污染物主要集中在污染源附近，呈現出局部富集現象，與某搬遷地塊土壤中污染物空間分布特征相似[43]。地塊其他區域未發現CAHs 超標，土壤下層污染羽范圍逐漸增大，而地下水下層污染羽逐漸減小，因下層黏土層滲透系數低，污染物遷移速率低，導致CAHs污染物在水平方向上遷移有限[44]。同時插值計算得到污染土壤體積為317 387.34 m3，污染地下水體積為581 781.68 m3，土壤污染范圍的中心在?9.27 m（絕對標高），地下水污染范圍中心在?11.05 m（絕對標高）。張婉瑩[45]基于EVS 模擬某化工污染場地中1,4-二氯苯的空間分布，結合不同土層結構計算污染土壤和地下水體積，針對不同地層條件和污染程度提出修復技術策略提供數據支撐。以上研究表明三維建模及可視化分析能較好反映污染空間分布特征，為后續地塊風險管控和土壤修復提供技術支持[46-48]。

圖5 地塊CAHs 污染范圍三維模型Fig.5 Three-dimensional spatial concentration interpolation distribution of chlorinated hydrocarbon pollution

2.3 風險表征

2.3.1 概率健康風險評價結果

根據HJ 25.3—2019 規定，關注污染物的致癌風險大于10?6或非致癌危害商大于1 時，污染物健康風險水平不可接受，需開展風險管控或者修復?；诿商乜迥M計算的土壤和地下水累計健康風險分布如圖6 所示。結果表明，土壤中有7 種CAHs在一定概率范圍內致癌風險不可接受，致癌風險均符合對數正態分布，在95%置信水平下，蒙特卡洛模擬結果得出7 種CAHs 致癌風險差異較大，排序大小依次為三氯乙烯＞氯乙烯＞1,1,2,2-四氯乙烯＞1,1,2-三氯乙烷＞氯仿＞1,1-二氯乙烷＞四氯乙烯，主要由污染物濃度、毒性參數和理化性質不同造成。污染物健康風險大小與濃度分布基本趨于一致，其中三氯乙烯致癌風險大于10?6的概率為87.2%，致癌風險最大值為5.85×10?4，95%分位數為4.03×10?4，四氯乙烯致癌風險大于10?6的概率為35.4%，致癌風險最大值為4.46×10?6，95%分位數為3.34×10?6。土壤中三氯乙烯、氯乙烯、四氯乙烯和1,1,2-三氯乙烷的非致癌風險在一定概率范圍下不可接受，非致癌危害商大于1 的概率分別為71.76%、9.75%、15.26%和4.34%，其中三氯乙烯非致癌危害商的95%分位數為121.58，最大值163 遠超可接受閾值?；ㄋ加闧49]分析某CAHs 場地中三氯乙烯的非致癌危害商最大值為121，與本研究結果基本一致，說明三氯乙烯是非致癌風險的主要貢獻物質。以上結果表明，土壤中CAHs 針對潛在暴露人群的致癌和非致癌風險超過可接受范圍，須開展污染風險管控或者修復治理工作；地塊污染嚴重且深度較深，在修復技術選擇上建議采用原位修復[50]。

圖6 基于 Monte Carlo 模擬的健康風險指數分布Fig.6 Distribution of health risk index based on Monte Carlo simulation

地下水中四氯乙烯、氯乙烯、1,1,2,2-四氯乙烷和氯仿致癌風險大于10?6的概率為0，表明對成人無致癌風險。三氯乙烯致癌風險大于10?6的概率為42.86%，95%分位數為8.45×10?6，致癌風險最大值為1.38×10?5。氯乙烯、順1,2-二氯乙烯、四氯乙烯和反1,2-二氯乙烯無非致癌風險，危害商均小于1。三氯乙烯和氯仿非致癌危害商大于1 的概率分別為55.19%和81.28%，95%分位數分別為16.25 和257.54，健康風險高，對人體健康可能造成損害，氯仿的非致癌危害商遠大于可接受值，表明氯仿是非致癌風險的主要貢獻物質。Liu 等[51]評價某廢棄化工廠周邊地下水中CAHs 致癌和非致癌風險時，發現氯仿和1,1,2-三氯乙烷是風險的主要貢獻因子，非致癌危害商最大值分別為 932 和512，遠大于1。針對地塊內三氯乙烯和氯仿超風險范圍，建議采用合適的修復技術進行經濟有效的修復，如抽出處理技術、化學氧化技術、可滲透反應墻技術等[37]。

2.3.2 敏感性分析

為探究污染物濃度和暴露參數對風險評估的影響，基于蒙特卡洛模型進行敏感性分析，識別健康風險的主要影響因子。敏感性分析所得敏感度為正，表示與風險結果呈正相關，敏感度為負，則與風險結果負相關，數值越大，其對風險值影響越大[24]。如圖7所示，從CAHs 物質角度分析，氯乙烯、1,1,2,2-四氯乙烯、三氯乙烯對土壤致癌風險的影響較大，敏感度分別為41.9%、11.8%和12.8%，順-1,2-二氯乙烯和三氯乙烯對土壤非致癌危害商的影響較大，敏感度分別為6.8%和45.2%。三氯乙烯和順1,2-二氯乙烯對地下水致癌風險的影響較大，敏感度分別為5.6%和12.1%，三氯乙烯和氯仿對地下水非致癌危害商的影響較大，敏感度分別為26.7%和45.5%，其他CAHs 物質對土壤和地下水的風險敏感度均較低。以上結果表明，CAHs 濃度是進行健康風險評價較為敏感的參數。

圖7 致癌風險和非致癌危害商的敏感性分析Fig.7 Sensitivity analysis of carcinogenic risk and hazard quotient

從人體暴露參數角度分析，對于土壤中CAHs的致癌風險，每日土壤攝入量的敏感性最大，敏感度為31.9%，每日土壤攝入量與土壤致癌風險呈正相關，即每日土壤攝入量越大，致癌風險越高。每日土壤攝入量和暴露期對非致癌危害商的影響較大，敏感度分別為34.6%和11.8%，其他暴露參數敏感度均低于1%。皮膚表面黏性系數、室內暴露頻率、每日空氣呼吸量和致癌平均時間與地下水致癌風險呈正相關，其敏感度分別為16.9%、12.4%、8.7%和8.6%，每日土壤攝入量、室內暴露頻率和體重對致癌風險的敏感度分別為?6.3%、?1.8%和?7.8%。程全國等[52]分析體重具有負敏感性，說明體重越小的人群，污染物對其造成的健康風險水平越高。皮膚表面黏性系數和每日空氣呼吸量對地下水非致癌危害商的敏感度分別為23%和2.2%，其他暴露參數的敏感度均較低。以上結果表明，人群的生活方式對環境污染的健康風險有較大影響，選擇不同暴露參數進行風險評估時，造成評價結果產生顯著差異[53]?；诿商乜宸椒M的健康風險可信度高，有助于提高土壤和地下水CAHs 風險評價的準確性，不僅能得出致癌風險和非致癌危害商，而且能有效降低參數選取、數據波動帶來的不確定性[18]。

2.3.3 暴露風險貢獻率分析

在土壤致癌和非致癌的風險中，吸入室內空氣中來自下層土壤的氣態污染物是最主要的暴露途徑，貢獻率分別高達97.8%和92.4%，其次為吸入室外空氣中來自表層土壤的氣態污染物途徑。陳莉娜等[54]對典型有機化工遺留場地進行風險評估，表明吸入室內空氣中來自土壤的氣態污染物是主要暴露途徑，與本研究結果基本一致。在土壤修復過程中注意減少通過吸入室內空氣中來自下層土壤暴露途徑對人群健康的危害，減少人體與土壤的直接接觸。在地下水致癌和非致癌的風險中，吸入室內空氣中來自地下水的氣態污染物途徑是最主要的暴露途徑，貢獻率分別高達93.7%和94.2%，其次為吸入室外空氣中來自地下水的氣態污染物途徑。Han 等[55]評估某廢棄化工廠地下水中10 種揮發性有機物對人體健康風險，結果表明氯仿的致癌風險較高，吸入室內蒸汽是主要暴露途徑。CAHs 有機物的揮發作用是影響健康風險的重要原因，在后期修復過程中應避免長期暴露在室內。

3 結論

（1）土壤中三氯乙烯污染程度最嚴重，空間差異大，離散度高，地下水中三氯乙烯和順-1,2-二氯乙烯峰度和偏度較大，離散程度高，CAHs 物質濃度整體呈偏正態分布。

（2）污染指數結果表明，淤泥質粉質黏土層污染最嚴重，地下水中污染物濃度分布不連續；在粉質黏土和黏質粉土層中出現超標，土壤中CAHs 濃度隨著深度增加整體逐漸降低，最大污染深度達25.0 m；EVS 插值結果顯示，污染羽主要集中在地塊西南部和西北部，土壤下層污染羽范圍逐漸增大，而地下水下層污染羽逐漸減小。

（3）概率健康風險評價結果表明，土壤和地下水中部分CAHs 針對潛在暴露人群的致癌和非致癌風險超過可接受范圍，土壤和地下水的非致癌風險主要貢獻物質分別為三氯乙烯和氯仿，每日土壤攝入量對土壤致癌風險的敏感性最大，敏感度為31.9%，每日土壤攝入量和暴露期對非致癌危害商的影響較大，敏感度分別為34.6%和11.8%，皮膚表面黏性系數對地下水致癌風險和非致癌危害商的敏感度最大，分別為16.9 和23%。

（4）在土壤致癌和非致癌的風險中，吸入室內空氣中來自下層土壤的氣態污染物是最主要的暴露途徑，貢獻率分別高達97.8%和92.4%，在地下水致癌和非致癌的風險中，吸入室內空氣中來自地下水的氣態污染物途徑是最主要的暴露途徑，貢獻率分別高達93.7%和94.2%。