土壤损害价值量化方法的比较研究
——以某固体废物倾倒案件为例

戴 翔，程 城，陆效磊，赵文恺

（江苏省环境科学研究院，江苏 南京 210036）

0 引言

中国是工业大国，2021 年规模以上的工业企业有441 517 家，产生了397 006 万t 一般工业固体废物[1]。由于工业固体废物的产生量大、处置能力相对不足，且部分企业环保意识薄弱，导致非法倾倒、填埋工业固体废物的事件在各地屡次发生[2]。工业固体废物在非法倾倒、填埋到场地后，其中的污染物可能在重力沉降、降雨淋溶等作用下，扩散到土壤、地下水等环境介质中，对场地区域的生态环境安全造成负面影响[3]。对此，需开展生态环境损害鉴定评估工作，量化受污染场地土壤和地下水的损害价值，依法追究生态环境损害赔偿责任。

与发达国家相比，我国在环境损害评估方面的工作起步较晚。2011 年，环境保护部出台了《关于开展环境污染损害评估工作的若干意见》和《环境污染损害数额计算推荐方法（第Ⅰ版）》，开始启动环境损害评估工作[4-5]。2016 年，环境保护部发布《生态环境损害鉴定评估技术指南总纲》等技术文件，进一步完善了生态环境损害鉴定评估技术体系和流程。2020 年，生态环境部发布《生态环境损害鉴定评估技术指南 总纲和关键环节 第1 部分：总纲》等国家标准，成体系地构建了生态环境损害鉴定评估技术标准，使得生态环境损害价值量化方法有了可靠依据。

根据现行技术标准，在生态环境损害鉴定评估过程中，对土壤损害价值进行量化时，如果现状污染水平超过了基线水平但不需要开展修复，则需要对现状污染水平与基线水平之间的损害进行计算。在现状污染水平与基线水平对应的土地利用类型相同的情况下，可以基于理论治理成本法和土壤资源价值法来进行评估计算。因此，本文以江苏省某工业固废倾倒案件为例，比较研究了基于理论治理成本和土壤资源价值的方式评估出的土壤环境损害数值的差异性，以期为其他环境损害鉴定评估工作中的方法选取提供一定参考。

1 案件情况

2022 年，某地政府部门接到举报，称有人在当地非法倾倒工业固体废物。经调查核实后，地方政府部门迅速对场地进行了清理，并将清理出的固体废物运送至仓库进行暂存。随后地方政府委托第三方机构对场地土壤开展生态环境损害评估工作。评估的范围即为固体废物倾倒区域，其面积约为150.25 m2。在倾倒区域内布设土壤采样点位4 个，编号T1，T2，T3，T4，点位布设见图1。

图1 倾倒区域土壤样品点位布置

每个土壤采样点采集土壤样品4 份，采样深度分别为0～0.5，0.5～2，2～3.5，3.5～5 m，共采集土壤样品16 份。结合固体废物的污染物检测情况，对倾倒区域土壤样品进行检测分析，土壤的主要污染物见表1。在倾倒区域周边布设土壤对照点位6 个，分别编号BJT1，BJT2，BJT3，BJT4，BJT5 和BJT6，采样深度与倾倒区域土壤点位对应，为0～0.5，0.5～2，2～3.5，3.5～5 m，共采集土壤对照点样品24 份。经检测分析，对照点土壤的主要污染物见表2。

表1 倾倒区域土壤的主要污染物

表2 对照点土壤的主要污染物

采用Kolmogorov-Smirnov 检验（K-S 检验）方法验证同一采样深度的6 个对照点土壤样品的数据是否符合正态分布。经分析，3.5～5.0 m 对照点土壤样品的锌检出数据不符合正态分布，采用数据的第90百分位数作为基线；其他对照点土壤样品的数据均符合正态分布，采用数据的90%参考值上限（算术平均数+ 1.65 标准差）作为基线。计算得到的评估区域土壤基线见表3。

表3 土壤基线

结合倾倒区域土壤样品污染物的数据，计算每个点位土壤中污染物浓度的超基线倍数，计算公式为：

式中：Ki为某点位土壤中特征污染物的超基线倍数；Ti为某点位土壤中特征污染物的浓度；Bi为土壤中特征污染物浓度的基线水平。倾倒区域土壤超基线倍数情况见表4。

表4 倾倒区域土壤超基线倍数

通过泰森多边形法计算采样点位代表的土壤面积，模拟情况见图2。计算采样点位T1，T2，T3，T4 代表的区域面积分别为50.25，51.2，11.24，37.58 m2。按布点面积乘以采样深度计算可得受污染土壤体积。经计算，受污染土壤体积为351.49 m3，按照1.0 g/cm3作为土壤的容重，则受污染土壤重量为351.49 t。

图2 受污染土壤面积泰森多边形模拟

分析比较HJ 25.3—2019 《建设用地土壤污染风险评估技术导则》 计算的土壤风险控制值、GB 36600—2018《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》规定的管制值，确定了土壤中砷、锌、镍的修复目标值分别为140，135 000，2 000 mg/kg。土壤中砷、锌、镍浓度超过基线，但未超过修复目标值，故对土壤现状污染水平与基线水平之间的损害进行计算土壤损害价值。在本案中，现状污染水平与基线水平对应的土地利用类型相同，可基于理论治理成本法、土壤资源价值法量化评估土壤环境损害。

2 土壤损害价值量化

2.1 理论治理成本

计算土壤现状污染水平与基线水平之间的损害时，若能够获取理论治理成本，则优先以理论治理成本计算损害价值。理论治理成本是通过治理成本函数计算得到的治理成本。而治理成本函数是以治理费用为因变量，以处理技术、处理规模、污染物去除效率等因素为自变量构建的函数模型。

目前对于环境损害评估中土壤治理成本函数的研究比较少，技术标准和指南中并无可直接引用的函数模型。在实际评估工作中，多使用一种简化方法计算理论治理成本，计算公式如下：

式中：T 为土壤治理费用，元；c 为某种处理技术的单位土壤治理费用，元/t 或元/m3；Q 为需要处理的土壤量，t 或m3。

查阅技术标准，综合考虑土壤污染物种类及浓度、倾倒地土壤性质，可以采用水泥窑协同处置和植物修复2 种修复技术。

2.1.1 水泥窑协同处置技术

土壤的水泥窑协同处置技术是指将满足入窑要求的受污染土壤投入水泥窑，在进行水泥熟料生产的同时，实现受污染土壤无害化处置的过程。在此过程中，土壤中重金属被固化在水泥熟料的晶格中，土壤中有机物在窑内的高温作用下被分解成CO2和H2O[6]。与其他土壤恢复技术相比，水泥窑协同处置技术效率高、二次污染少，符合污染防治 “资源化、无害化、减量化” 的原则，是一种低环境风险的土壤治理技术。

水泥生产的原料主要是石灰质原料、黏土质原料。受污染土壤的主要成分与黏土质原料相似，在水泥生产中可以作为部分替代原料。采用水泥窑协同处置技术处理受污染土壤时，土壤的成分与添加比例可能对水泥产品质量造成一定的影响[7]。李卫斌[8]采用水泥窑协同处置技术修复砷质量分数为0.66×103～1.06×103mg/kg 的污染土壤，对含砷土壤进行预处理后按照1%～3%的比例与生料进行配料，产生成品水泥。丁欢[9]研究了水泥窑协同处置含镍（319 mg/kg）、含锌（273 mg/kg）的污染土壤对水泥熟料的影响，发现4%的重金属污染土壤添加比例不会改变熟料的矿物组成，但会略微降低水泥熟料的强度。CHANG 等[10]研究了重金属污染土壤掺杂比例对水泥产品质量的影响，发现掺杂比例为3%时，水泥产品可以满足标准要求；掺杂比例为7.6%时，水泥的重金属浸出超标。

根据GB/T 39792.1—2020 《生态环境损害鉴定评估技术指南环境要素第1 部分：土壤和地下水》附录B，水泥窑协同处置技术在国内的应用成本为800～1 000 元/m3。考虑到案例中土壤的污染物浓度较低，不需要实际开展修复工程，建议取应用成本的下限，按照800 元/m3的费用计算土壤的理论治理成本。根据公式（2）计算，水泥窑协同处置技术的理论治理成本为281 192 元。

2.1.2 植物修复技术

土壤的植物修复技术是一种利用植物或与植物共存的微生物来清除或降低土壤中污染物的技术[11]。植物修复技术成本低廉、对土壤环境的扰动较小，但存在修复效率不高的问题，是一项具有很高潜力的土壤修复技术[12]。根据其作用方式，植物修复技术可以分为植物降解、植物挥发、植物提取、根际圈生物降解、植物固定这5 种类型。植物降解是利用植物根部分泌物和酶对土壤中有机污染物进行降解；植物挥发是指植物将土壤中重金属吸收后转变为气态释放到空气中；植物提取是指通过超富集植物对土壤中重金属的吸收积累来减少土壤中重金属污染；根际圈生物降解是通过植物根部微生物转化分解土壤中有机污染物；植物固定是利用植物根部特殊物质的螯合作用来固定土壤中的重金属[13]。其中，植物提取是最有发展前景、研究较为广泛的植物修复方式。

中科院采用蜈蚣草对湖南省雄黄矿区及周边的砷污染土壤进行提取修复，2 年时间将土壤中砷含量降低了13.6%[14]；程薛霖等[15]以狼尾草作为超富集植物应用于铬、镍复合型污染土壤修复，研究发现狼尾草对土壤中镍的吸收率为5.84%～18.22%；黄月群等[16]研究了大叶落地生根对土壤中重金属铅锌的富集能力，发现大叶落地生根对土壤中锌的提取效率最高可达68.68%。由此可见，采用植物修复技术修复土壤中砷、锌、镍，从技术上是可行的。

根据GB/T 39792.1—2020 《生态环境损害鉴定评估技术指南环境要素第1 部分：土壤和地下水》附录B，植物修复技术在国内的工程应用成本约为100～400 元/t。同样考虑到案例中土壤的污染物浓度较低，不需要实际开展修复工程，建议取应用成本的下限，按照100 元/t 的费用计算土壤的理论治理成本。根据公式（2）计算，植物修复技术的理论治理成本为35 149 元。

2.2 土壤资源价值

当既无法获取受污染土壤的理论治理成本，也无法基于污染物排放量计算受污染土壤的虚拟治理成本时，可计算受污染土壤资源价值作为土壤环境的损害价值。计算公式如下：

式中：Vr为受污染土壤资源价值；Vb为土壤资源非使用基准价值；γ 为调整系数，取值见表5，该案例土壤中污染物浓度最大超基线倍数未超过200 倍，γ取0.2。

表5 土壤资源非使用基准价值调整系数

土壤资源非使用基准价值优先采用实际购置单价，无法获取实际购置单价时取25 元/t。根据能否获取土壤实际购置单价，土壤资源价值的计算存在两种可能结果：

（1）对附近土建公司进行电话询价，了解到类型相同、质量相当的土壤实际购置单价为15 元/t（不包括运输、人工等费用），通过公式（3）计算得土壤资源价值为1 054.47 元。

（2）按照25 元/t 作为土壤资源非使用基准价值，通过公式（3）计算得土壤资源价值为1 757.45 元。

3 理论治理成本与土壤资源价值对比

在案例中，土壤的砷、锌、镍浓度超过基线，但未超过修复目标值，故采用了理论治理成本和土壤资源价值方式来量化评估土壤环境损害价值。理论治理成本中采用水泥窑协同处置技术和植物修复技术进行计算，量化结果分别为281 192 元和35 149 元；土壤资源价值中依据能否获得土壤实际购置单价进行计算，量化结果分别为1 054.47 元和1 757.45 元。基于理论治理成本法与土壤资源价值法的4 种量化结果对比情况见表6。

表6 土壤损害价值量化结果的比较

4 种量化结果存在巨大的差异，总体而言，采用理论治理成本法量化的土壤损害价值远大于土壤资源价值法量化的土壤损害价值。理论治理成本中，水泥窑协同处置技术量化的土壤损害价值是植物修复技术的8 倍，这种差距是2 种处理技术的单位土壤治理费不同造成的。水泥窑协同处置技术量化的土壤损害价值也是所有结果中最高的，约是最低损害价值的266 倍。

土壤环境损害评估中，土壤超过基线但无需修复时，应当优先采用理论治理成本方式进行损害价值量化；无法获取受污染土壤的理论治理成本和虚拟治理成本时，可计算受污染土壤资源价值作为土壤环境的损害价值。在实际工作中，计算出恰当的理论治理成本需要构建科学合理的治理成本函数模型，这对技术人员的能力和经验有极高的要求。且治理成本函数模型的构建目前尚无统一标准，受技术人员主观意见的影响较大，这与环境损害赔偿案件办案人员和当事人对于评估结果客观性、权威性的诉求又是相悖的。一方面是技术能力有限，另一方面是为了保证评估过程有可靠的依据、避免个人主观因素的影响；所以评估工作中理论治理成本计算常采用一种由受损土壤量和单位土壤治理成本2 个自变量构成的简化公式，而这种简化公式计算出的损害价值往往会远高于土壤资源价值量化出的损害价值。

4 结论

根据现有的技术标准，理论治理成本法和土壤资源价值法均适用于本案例，但其计算的损害价值存在较大差异。理论治理成本法中，采用水泥窑协同处置技术和植物修复技术进行计算，损害价值量化结果分别为281 192 元和35 149 元；土壤资源价值法中，以土壤实际购置单价15 元/t 和不能获取实际购置单价的情况进行计算，损害价值量化结果分别为1 054.47 元和1 757.45 元。总体而言，理论治理成本法计算的土壤损害价值远大于土壤资源价值法，最高的损害价值量化结果是最低的266 倍。

现行标准虽然明确了优先采用理论治理成本法，但标准指南对于不采用理论治理成本法的情形描述比较笼统，技术人员有较大的自主空间选择评估方法，损害价值量化结果受技术人员主观影响较大。环境损害鉴定评估结果是环境损害赔偿磋商和诉讼的重要依据，对于同一个案件，采取不同的评估方式，评估出的土壤损害价值存在巨大差异，可能会引起环境损害赔偿责任人的怀疑和不满，伤害环境损害鉴定的权威性和客观性。在现行的标准指南下，遇到土壤超过基线但无需修复的情况时，建议优先用土壤资源价值方法来量化计算土壤损害价值，这种方法的计算公式与数据均有标准文件作为依据，计算结果相对客观，较易为环境损害赔偿当事人所接受。