土壤損害價值量化方法的比較研究
——以某固體廢物傾倒案件為例

戴 翔，程 城，陸效磊，趙文愷

（江蘇省環境科學研究院，江蘇 南京 210036）

0 引言

中國是工業大國，2021 年規模以上的工業企業有441 517 家，產生了397 006 萬t 一般工業固體廢物[1]。由于工業固體廢物的產生量大、處置能力相對不足，且部分企業環保意識薄弱，導致非法傾倒、填埋工業固體廢物的事件在各地屢次發生[2]。工業固體廢物在非法傾倒、填埋到場地后，其中的污染物可能在重力沉降、降雨淋溶等作用下，擴散到土壤、地下水等環境介質中，對場地區域的生態環境安全造成負面影響[3]。對此，需開展生態環境損害鑒定評估工作，量化受污染場地土壤和地下水的損害價值，依法追究生態環境損害賠償責任。

與發達國家相比，我國在環境損害評估方面的工作起步較晚。2011 年，環境保護部出臺了《關于開展環境污染損害評估工作的若干意見》和《環境污染損害數額計算推薦方法（第Ⅰ版）》，開始啟動環境損害評估工作[4-5]。2016 年，環境保護部發布《生態環境損害鑒定評估技術指南總綱》等技術文件，進一步完善了生態環境損害鑒定評估技術體系和流程。2020 年，生態環境部發布《生態環境損害鑒定評估技術指南 總綱和關鍵環節 第1 部分：總綱》等國家標準，成體系地構建了生態環境損害鑒定評估技術標準，使得生態環境損害價值量化方法有了可靠依據。

根據現行技術標準，在生態環境損害鑒定評估過程中，對土壤損害價值進行量化時，如果現狀污染水平超過了基線水平但不需要開展修復，則需要對現狀污染水平與基線水平之間的損害進行計算。在現狀污染水平與基線水平對應的土地利用類型相同的情況下，可以基于理論治理成本法和土壤資源價值法來進行評估計算。因此，本文以江蘇省某工業固廢傾倒案件為例，比較研究了基于理論治理成本和土壤資源價值的方式評估出的土壤環境損害數值的差異性，以期為其他環境損害鑒定評估工作中的方法選取提供一定參考。

1 案件情況

2022 年，某地政府部門接到舉報，稱有人在當地非法傾倒工業固體廢物。經調查核實后，地方政府部門迅速對場地進行了清理，并將清理出的固體廢物運送至倉庫進行暫存。隨后地方政府委托第三方機構對場地土壤開展生態環境損害評估工作。評估的范圍即為固體廢物傾倒區域，其面積約為150.25 m2。在傾倒區域內布設土壤采樣點位4 個，編號T1，T2，T3，T4，點位布設見圖1。

圖1 傾倒區域土壤樣品點位布置

每個土壤采樣點采集土壤樣品4 份，采樣深度分別為0～0.5，0.5～2，2～3.5，3.5～5 m，共采集土壤樣品16 份。結合固體廢物的污染物檢測情況，對傾倒區域土壤樣品進行檢測分析，土壤的主要污染物見表1。在傾倒區域周邊布設土壤對照點位6 個，分別編號BJT1，BJT2，BJT3，BJT4，BJT5 和BJT6，采樣深度與傾倒區域土壤點位對應，為0～0.5，0.5～2，2～3.5，3.5～5 m，共采集土壤對照點樣品24 份。經檢測分析，對照點土壤的主要污染物見表2。

表1 傾倒區域土壤的主要污染物

表2 對照點土壤的主要污染物

采用Kolmogorov-Smirnov 檢驗（K-S 檢驗）方法驗證同一采樣深度的6 個對照點土壤樣品的數據是否符合正態分布。經分析，3.5～5.0 m 對照點土壤樣品的鋅檢出數據不符合正態分布，采用數據的第90百分位數作為基線；其他對照點土壤樣品的數據均符合正態分布，采用數據的90%參考值上限（算術平均數+ 1.65 標準差）作為基線。計算得到的評估區域土壤基線見表3。

表3 土壤基線

結合傾倒區域土壤樣品污染物的數據，計算每個點位土壤中污染物濃度的超基線倍數，計算公式為：

式中：Ki為某點位土壤中特征污染物的超基線倍數；Ti為某點位土壤中特征污染物的濃度；Bi為土壤中特征污染物濃度的基線水平。傾倒區域土壤超基線倍數情況見表4。

表4 傾倒區域土壤超基線倍數

通過泰森多邊形法計算采樣點位代表的土壤面積，模擬情況見圖2。計算采樣點位T1，T2，T3，T4 代表的區域面積分別為50.25，51.2，11.24，37.58 m2。按布點面積乘以采樣深度計算可得受污染土壤體積。經計算，受污染土壤體積為351.49 m3，按照1.0 g/cm3作為土壤的容重，則受污染土壤重量為351.49 t。

圖2 受污染土壤面積泰森多邊形模擬

分析比較HJ 25.3—2019 《建設用地土壤污染風險評估技術導則》 計算的土壤風險控制值、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）》規定的管制值，確定了土壤中砷、鋅、鎳的修復目標值分別為140，135 000，2 000 mg/kg。土壤中砷、鋅、鎳濃度超過基線，但未超過修復目標值，故對土壤現狀污染水平與基線水平之間的損害進行計算土壤損害價值。在本案中，現狀污染水平與基線水平對應的土地利用類型相同，可基于理論治理成本法、土壤資源價值法量化評估土壤環境損害。

2 土壤損害價值量化

2.1 理論治理成本

計算土壤現狀污染水平與基線水平之間的損害時，若能夠獲取理論治理成本，則優先以理論治理成本計算損害價值。理論治理成本是通過治理成本函數計算得到的治理成本。而治理成本函數是以治理費用為因變量，以處理技術、處理規模、污染物去除效率等因素為自變量構建的函數模型。

目前對于環境損害評估中土壤治理成本函數的研究比較少，技術標準和指南中并無可直接引用的函數模型。在實際評估工作中，多使用一種簡化方法計算理論治理成本，計算公式如下：

式中：T 為土壤治理費用，元；c 為某種處理技術的單位土壤治理費用，元/t 或元/m3；Q 為需要處理的土壤量，t 或m3。

查閱技術標準，綜合考慮土壤污染物種類及濃度、傾倒地土壤性質，可以采用水泥窯協同處置和植物修復2 種修復技術。

2.1.1 水泥窯協同處置技術

土壤的水泥窯協同處置技術是指將滿足入窯要求的受污染土壤投入水泥窯，在進行水泥熟料生產的同時，實現受污染土壤無害化處置的過程。在此過程中，土壤中重金屬被固化在水泥熟料的晶格中，土壤中有機物在窯內的高溫作用下被分解成CO2和H2O[6]。與其他土壤恢復技術相比，水泥窯協同處置技術效率高、二次污染少，符合污染防治 “資源化、無害化、減量化” 的原則，是一種低環境風險的土壤治理技術。

水泥生產的原料主要是石灰質原料、黏土質原料。受污染土壤的主要成分與黏土質原料相似，在水泥生產中可以作為部分替代原料。采用水泥窯協同處置技術處理受污染土壤時，土壤的成分與添加比例可能對水泥產品質量造成一定的影響[7]。李衛斌[8]采用水泥窯協同處置技術修復砷質量分數為0.66×103～1.06×103mg/kg 的污染土壤，對含砷土壤進行預處理后按照1%～3%的比例與生料進行配料，產生成品水泥。丁歡[9]研究了水泥窯協同處置含鎳（319 mg/kg）、含鋅（273 mg/kg）的污染土壤對水泥熟料的影響，發現4%的重金屬污染土壤添加比例不會改變熟料的礦物組成，但會略微降低水泥熟料的強度。CHANG 等[10]研究了重金屬污染土壤摻雜比例對水泥產品質量的影響，發現摻雜比例為3%時，水泥產品可以滿足標準要求；摻雜比例為7.6%時，水泥的重金屬浸出超標。

根據GB/T 39792.1—2020 《生態環境損害鑒定評估技術指南環境要素第1 部分：土壤和地下水》附錄B，水泥窯協同處置技術在國內的應用成本為800～1 000 元/m3?？紤]到案例中土壤的污染物濃度較低，不需要實際開展修復工程，建議取應用成本的下限，按照800 元/m3的費用計算土壤的理論治理成本。根據公式（2）計算，水泥窯協同處置技術的理論治理成本為281 192 元。

2.1.2 植物修復技術

土壤的植物修復技術是一種利用植物或與植物共存的微生物來清除或降低土壤中污染物的技術[11]。植物修復技術成本低廉、對土壤環境的擾動較小，但存在修復效率不高的問題，是一項具有很高潛力的土壤修復技術[12]。根據其作用方式，植物修復技術可以分為植物降解、植物揮發、植物提取、根際圈生物降解、植物固定這5 種類型。植物降解是利用植物根部分泌物和酶對土壤中有機污染物進行降解；植物揮發是指植物將土壤中重金屬吸收后轉變為氣態釋放到空氣中；植物提取是指通過超富集植物對土壤中重金屬的吸收積累來減少土壤中重金屬污染；根際圈生物降解是通過植物根部微生物轉化分解土壤中有機污染物；植物固定是利用植物根部特殊物質的螯合作用來固定土壤中的重金屬[13]。其中，植物提取是最有發展前景、研究較為廣泛的植物修復方式。

中科院采用蜈蚣草對湖南省雄黃礦區及周邊的砷污染土壤進行提取修復，2 年時間將土壤中砷含量降低了13.6%[14]；程薛霖等[15]以狼尾草作為超富集植物應用于鉻、鎳復合型污染土壤修復，研究發現狼尾草對土壤中鎳的吸收率為5.84%～18.22%；黃月群等[16]研究了大葉落地生根對土壤中重金屬鉛鋅的富集能力，發現大葉落地生根對土壤中鋅的提取效率最高可達68.68%。由此可見，采用植物修復技術修復土壤中砷、鋅、鎳，從技術上是可行的。

根據GB/T 39792.1—2020 《生態環境損害鑒定評估技術指南環境要素第1 部分：土壤和地下水》附錄B，植物修復技術在國內的工程應用成本約為100～400 元/t。同樣考慮到案例中土壤的污染物濃度較低，不需要實際開展修復工程，建議取應用成本的下限，按照100 元/t 的費用計算土壤的理論治理成本。根據公式（2）計算，植物修復技術的理論治理成本為35 149 元。

2.2 土壤資源價值

當既無法獲取受污染土壤的理論治理成本，也無法基于污染物排放量計算受污染土壤的虛擬治理成本時，可計算受污染土壤資源價值作為土壤環境的損害價值。計算公式如下：

式中：Vr為受污染土壤資源價值；Vb為土壤資源非使用基準價值；γ 為調整系數，取值見表5，該案例土壤中污染物濃度最大超基線倍數未超過200 倍，γ取0.2。

表5 土壤資源非使用基準價值調整系數

土壤資源非使用基準價值優先采用實際購置單價，無法獲取實際購置單價時取25 元/t。根據能否獲取土壤實際購置單價，土壤資源價值的計算存在兩種可能結果：

（1）對附近土建公司進行電話詢價，了解到類型相同、質量相當的土壤實際購置單價為15 元/t（不包括運輸、人工等費用），通過公式（3）計算得土壤資源價值為1 054.47 元。

（2）按照25 元/t 作為土壤資源非使用基準價值，通過公式（3）計算得土壤資源價值為1 757.45 元。

3 理論治理成本與土壤資源價值對比

在案例中，土壤的砷、鋅、鎳濃度超過基線，但未超過修復目標值，故采用了理論治理成本和土壤資源價值方式來量化評估土壤環境損害價值。理論治理成本中采用水泥窯協同處置技術和植物修復技術進行計算，量化結果分別為281 192 元和35 149 元；土壤資源價值中依據能否獲得土壤實際購置單價進行計算，量化結果分別為1 054.47 元和1 757.45 元?；诶碚撝卫沓杀痉ㄅc土壤資源價值法的4 種量化結果對比情況見表6。

表6 土壤損害價值量化結果的比較

4 種量化結果存在巨大的差異，總體而言，采用理論治理成本法量化的土壤損害價值遠大于土壤資源價值法量化的土壤損害價值。理論治理成本中，水泥窯協同處置技術量化的土壤損害價值是植物修復技術的8 倍，這種差距是2 種處理技術的單位土壤治理費不同造成的。水泥窯協同處置技術量化的土壤損害價值也是所有結果中最高的，約是最低損害價值的266 倍。

土壤環境損害評估中，土壤超過基線但無需修復時，應當優先采用理論治理成本方式進行損害價值量化；無法獲取受污染土壤的理論治理成本和虛擬治理成本時，可計算受污染土壤資源價值作為土壤環境的損害價值。在實際工作中，計算出恰當的理論治理成本需要構建科學合理的治理成本函數模型，這對技術人員的能力和經驗有極高的要求。且治理成本函數模型的構建目前尚無統一標準，受技術人員主觀意見的影響較大，這與環境損害賠償案件辦案人員和當事人對于評估結果客觀性、權威性的訴求又是相悖的。一方面是技術能力有限，另一方面是為了保證評估過程有可靠的依據、避免個人主觀因素的影響；所以評估工作中理論治理成本計算常采用一種由受損土壤量和單位土壤治理成本2 個自變量構成的簡化公式，而這種簡化公式計算出的損害價值往往會遠高于土壤資源價值量化出的損害價值。

4 結論

根據現有的技術標準，理論治理成本法和土壤資源價值法均適用于本案例，但其計算的損害價值存在較大差異。理論治理成本法中，采用水泥窯協同處置技術和植物修復技術進行計算，損害價值量化結果分別為281 192 元和35 149 元；土壤資源價值法中，以土壤實際購置單價15 元/t 和不能獲取實際購置單價的情況進行計算，損害價值量化結果分別為1 054.47 元和1 757.45 元?？傮w而言，理論治理成本法計算的土壤損害價值遠大于土壤資源價值法，最高的損害價值量化結果是最低的266 倍。

現行標準雖然明確了優先采用理論治理成本法，但標準指南對于不采用理論治理成本法的情形描述比較籠統，技術人員有較大的自主空間選擇評估方法，損害價值量化結果受技術人員主觀影響較大。環境損害鑒定評估結果是環境損害賠償磋商和訴訟的重要依據，對于同一個案件，采取不同的評估方式，評估出的土壤損害價值存在巨大差異，可能會引起環境損害賠償責任人的懷疑和不滿，傷害環境損害鑒定的權威性和客觀性。在現行的標準指南下，遇到土壤超過基線但無需修復的情況時，建議優先用土壤資源價值方法來量化計算土壤損害價值，這種方法的計算公式與數據均有標準文件作為依據，計算結果相對客觀，較易為環境損害賠償當事人所接受。