地下水污染風險評價研究進展

孫才志，陳相濤，陳雪姣，鄭德鳳

(遼寧師范大學城市與環(huán)境學院，遼寧大連 116029)

地下水資源因其穩(wěn)定的供水量，良好的水質(zhì)狀況和較強的調(diào)蓄能力，已成為城鄉(xiāng)居民生活、工礦業(yè)生產(chǎn)和農(nóng)業(yè)灌溉的重要水源之一。目前我國地下水開采總量占供水總量的18%，近30年來增長近1倍，其中北方地區(qū)65%的生活用水、50%的工業(yè)用水和33%的農(nóng)業(yè)灌溉用水來自地下水［1］。隨著地下水開采量的增加，我國地下水污染問題也日益突出，地下水污染對環(huán)境和經(jīng)濟發(fā)展的影響也日趨嚴重，《2014環(huán)境狀況公報》數(shù)據(jù)顯示:2014年全國202個城市的 4896個地下水水質(zhì)監(jiān)測點中較差級的監(jiān)測點所占比例為45.4%，極差級的監(jiān)測點所占比例為16.1%。主要超標指標為溶解性總固體、鐵、錳、總硬度、“三氮”(亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮和氨氮)、氟化物、硫酸鹽等，個別監(jiān)測點有砷、鉛、六價鉻、鎘等重(類)金屬超標現(xiàn)象，對人類的身體健康構成極大威脅。目前我國地下水污染的基本態(tài)勢是:由單一污染向復合污染轉(zhuǎn)變，由點狀、條帶狀向面狀擴散，由淺層向深層滲透，由城市向周邊蔓延［1-2］。

地下水廣泛存在于巖土孔隙中，運移過程緩慢，這也決定了地下水污染具有隱蔽性與難以治理的特點［3］。地下水污染風險評價可利用有效的數(shù)據(jù)和科學的判斷來確定地下水污染風險的大小，并提供相應的風險決策方案，這不僅是地下水資源保護與污染防治的前提，更是地下水污染防控的重要環(huán)節(jié)。筆者在對地下水污染風險評價領域大量研究成果進行歸納整理與分析的基礎上，就其研究歷程、評價內(nèi)容與方法、最新成果、未來可能發(fā)展方向等方面進行了較全面的評述，可為相關研究、生產(chǎn)與教學提供參考。

1 地下水污染風險概念及屬性特征

風險表示在特定環(huán)境下一定時間內(nèi)某種損失或破壞發(fā)生的可能性，由風險因素、風險受體、風險事故、風險損失組成［4］。當前較為通用的風險定義為:風險R是事故發(fā)生概率P與事故造成的環(huán)境(或健康)后果C的乘積，即:R=PC。地下水污染風險雖然沒有一個公認的概念體系，但經(jīng)過國內(nèi)外學者的不斷探索，其概念逐漸變得全面、科學與系統(tǒng)。自20世紀60年代法國學者Margat提出地下水脆弱性以來一直處于不斷發(fā)展中［5-6］，經(jīng)歷了由考慮水文地質(zhì)內(nèi)部要素和氣候條件的地下水本質(zhì)脆弱性，到考慮人類活動產(chǎn)生外部污染源與污染行為的特殊脆弱性，再到引入災害風險理論后考慮地下水污染損失的地下水污染風險評價歷程。這期間，胡二邦［7］將地下水污染風險定義為由自發(fā)的自然原因或人類活動引起，通過地下水環(huán)境介質(zhì)傳播，能對人類社會及環(huán)境產(chǎn)生破壞、損害等不良影響后果事件的發(fā)生概率及其后果。Morris等［8］指出地下水污染風險是指含水層中地下水由于其上人類活動導致遭受污染達到不可接受水平的可能性，是含水層污染脆弱性與人類活動造成的污染負荷之間相互作用的結果。周仰效等［9］用地下水污染的概率與污染后果的乘積來表示污染風險。

風險具有客觀性、不確定性和發(fā)展性。因此，地下水污染風險的屬性特征應包括:①自然屬性:地下水系統(tǒng)自身對外界污染脅迫具有一定的抵御與恢復能力，當污染物濃度未超出地下水系統(tǒng)可接納范圍時，可通過自身調(diào)節(jié)恢復到平衡狀態(tài)，其恢復與調(diào)節(jié)能力取決于含水層自然條件［10］。②社會屬性:地下水污染風險的產(chǎn)生受人類活動的廣泛影響。人類不合理的生產(chǎn)與生活方式，產(chǎn)生了大量污染物，也破壞了地下水環(huán)境，改變?nèi)霛B、補給、徑流等地下水循環(huán)過程。③不確定性:地下水污染風險涉及多個因素與多個變量，它的不確定性是地下水系統(tǒng)客觀隨機特性的表現(xiàn)，包括系統(tǒng)變量的不均一性以及風險發(fā)生時間與空間的不確定性。④動態(tài)性:地下水系統(tǒng)是一個巨大的動態(tài)開放系統(tǒng)，系統(tǒng)環(huán)境處于不斷更新中。外界脅迫因素與地下水系統(tǒng)的動態(tài)性使得地下水的污染風險呈現(xiàn)出動態(tài)性特征。

2 地下水污染風險評價與研究的主要內(nèi)容

由地下水污染風險概念可知，地下水污染風險評價應該包括發(fā)生污染事故的概率與污染后果損害兩個方面。也就是說地下水污染風險評價過程不僅要考慮含水系統(tǒng)抵御污染的能力以及人類活動產(chǎn)生的外界污染載荷的影響，還需將地下水價值功能的變化以及外界污染物在土壤-地下水系統(tǒng)中的遷移、衰減動態(tài)納入考慮范疇［11］。目前地下水污染風險評價與研究的主要內(nèi)容包括:地下水本質(zhì)脆弱性評價、特殊脆弱性評價、外界污染物種類與危險度識別、地下水價值功能評價4個方面。

2．1 本質(zhì)脆弱性評價

本質(zhì)脆弱性又稱為固有脆弱性，是地下水系統(tǒng)自身對外界環(huán)境變化適應能力的表現(xiàn)，強調(diào)區(qū)域含水層的自然屬性，具有較高的穩(wěn)定性特征。本質(zhì)脆弱性的大小是由地下水位埋深、滲流區(qū)介質(zhì)、含水層水力傳導系數(shù)等多因素決定的。它反映了外界污染物抵達含水層的速度以及地下水環(huán)境消納污染物的能力。目前國內(nèi)外地下水脆弱性的評價模型主要有DRASTIC、GOD、AVI、SEEPAGE、SINTACS、EPIK 等，這些模型所考慮的參數(shù)與評價側(cè)重點基本相同，但都有各自的優(yōu)勢［12］。Gogu 等［13］用 EPIK 等上述5種模型對比利時Condroz地區(qū)的含水層脆弱性進行了評價與比較，認為物理方法可以用來檢驗評價結果的可靠性。滕彥國等［14］也對上述地下水本質(zhì)脆弱性的評價模型做了較為詳盡的論述。目前國內(nèi)外評價本質(zhì)脆弱性廣泛采用1985年美國環(huán)境保護署(USEPA)建立的 DRASTIC 模型［15］。DRASTIC模型包含7個指標，計算公式為

式中:Vi為本質(zhì)脆弱性指數(shù);D為地下水埋深;R為含水層凈補給量;A為含水層介質(zhì)類型;S為土壤介質(zhì);T為地形坡度;I為包氣帶影響;C為水力傳導系數(shù);下標r和w分別表示各個指標的評級和權重。

通過模型加權得到本質(zhì)脆弱性指數(shù)，進一步進行脆弱性指數(shù)的大小分級。由于DRASTIC模型在評價原理、方法與結果上有不同程度的缺陷［16］，因此眾多學者在后續(xù)研究與應用中對此模型進行了改進。Thirumalaivasan等［17］利用 GIS的建模功能，創(chuàng)建了AHP-DRASTIC軟件包，改進了參數(shù)的權重與評級。Panagopoulos等［18］依據(jù)研究區(qū)的特點在簡化的DRASTIC模型基礎上添加土地利用參數(shù)，通過硝酸鹽檢驗取得了比傳統(tǒng)DRASTIC模型更為準確的結果。王國利等［19］將多目標模糊模式識別模型引入到含水層本質(zhì)脆弱性評價中，較傳統(tǒng)DRASTIC模型取得了更準確的結果。孟憲萌等［20］將熵值法引入DRASTIC模型中提升了權重的合理性。Nura等［21］將DRASTIC模型的各個指標進行了靈敏度分析，用靈敏度分析的有效權重來改進DRASTIC模型，為其在小區(qū)域范圍的地下水脆弱性評價提供了參考。

對地下水本質(zhì)脆弱性的研究，形成了最初地下水污染風險評價的雛形，其本質(zhì)是將地下水環(huán)境的自然屬性與區(qū)域的水文地質(zhì)、土地利用因素、區(qū)域氣候條件等因素進行簡單的復合疊加。該階段的評價方法基本以基于指數(shù)疊加法的線性評價模型為主，掩蓋了許多污染細節(jié)與問題，不能稱為真正意義上的地下水污染風險評價。

2．2 特殊脆弱性評價

20世紀80年代末期國內(nèi)外學者意識到地下水污染風險是地下水的本質(zhì)脆弱性與外界污染源共同作用的結果。地下水脆弱性較高的區(qū)域如果沒有明顯的外界污染負荷則不存在污染風險，而即便在脆弱性較低但污染負荷高的地區(qū)仍存在較大的污染風險［22］。美國國家科學研究委員會于1993年定義地下水脆弱性為污染物到達最上層含水層之上某特定位置的傾向性與可能性。此時地下水污染風險評價將人類活動與外界污染物納入考慮范疇，形成了地下水污染風險評價的特殊脆弱性研究。地下水特殊脆弱性表征了人類活動產(chǎn)生的污染源以及土地資源開發(fā)過程中對地下水天然流場的影響，具有動態(tài)性與可控性，是地下水受到外界干擾時敏感性的體現(xiàn)，它的大小由污染源類型、規(guī)模以及污染物在地下水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律共同決定［23］。

國內(nèi)外對地下水特殊脆弱性的研究多以土地利用類型和人類活動為切入點。Al-Adamat等［24］將土地利用參數(shù)添加到DRASTIC模型中，加強了脆弱性評價中量化數(shù)據(jù)的補充，并用地下水中硝酸鹽含量做了驗證。孫才志等［12］通過加權疊加模型，對下遼河平原地下水系統(tǒng)進行了本質(zhì)脆弱性與特殊脆弱性評價，分析了脆弱性的空間分異規(guī)律及其形成機理。Nerantzis等［25］改進了DRASTIC模型的指標構成，用LOSW-PN法計算得到的硝酸鹽流失量代替土壤介質(zhì)類型S，用LOSW-PW法計算得到的水的滲透量代替含水層凈補給量 R，在此基礎上提出了DRASTIC-PA與 DRASTIC-PNA模型，結果表明這2種模型在含硝酸鹽污染的多孔介質(zhì)含水層特殊脆弱性評價中有較好的適應性。

特殊脆弱性評價的過程多是將外界污染源以及土地利用類型作為評價指數(shù)進行量化評分，并賦予權重，然后與本質(zhì)脆弱性的最終結果進行疊加［26-29］。它是在本質(zhì)脆弱性評價研究的基礎上發(fā)展起來的，是地下水污染風險評價過渡階段的重要組成部分。

2．3 外界污染源種類與危險度識別

外界污染物種類與危險度識別建立在污染源類型、分布、負荷與遷移研究的基礎上。目前地下水外界污染源種類與危險度的識別主要從定性與定量2 個角度入手(表1)。Zaporozec［30］將污染物分為自然、農(nóng)村、生活、工礦等7類，并依據(jù)經(jīng)驗將污染源風險劃分為高、中、低3個等級。Foster等［31］根據(jù)數(shù)據(jù)獲取的容易度與操作度提出了定性與定量相結合的POSH法，利用污染源及其產(chǎn)生的載荷進行分級。此外還有詳細分級法，它需要通過廣泛的室外調(diào)查與監(jiān)測來獲取豐富的污染源信息，建立污染物遷移與污染源強度矩陣來劃分外界污染等級。

國內(nèi)已開展了大量地下水外界污染源研究工作，研究成果包含外界污染源的類型、脅迫度等級和空間分布等。2011年環(huán)境保護部發(fā)布的HJ610—2011《環(huán)境影響評價導則—地下水環(huán)境》中對地下水污染源的分類和重點污染源的排放形式與規(guī)律做了明確闡述。陸燕等［22］篩選工業(yè)等6個地下水污染源，疊加污染物特征屬性與排放量，以定量的方式得出了北京市地下水污染源的分級與空間分布特征。金愛芳等［32］構建了多因素耦合的風險源識別模型，用該模型進行了風險源的評價與分級，其成果對地下水污染預防以及污染源的監(jiān)管有重要意義。王俊杰等［33］在對地下水污染源進行解析的基礎上，提出了基于特征污染物及其排放量的量化體系，一定程度上解決了外界脅迫脆弱性評價難以量化的問題。

2．4 地下水價值功能評價

20 世紀80 年代，Varnes［34］提出了“風險=脆弱性×災害性”的風險評價模式，隨后該模式逐漸被引入地下水污染風險評價系統(tǒng)中。由此地下水污染風險進入高級階段，在考慮地下水污染事件發(fā)生可能性的同時，也注重了污染風險受體——地下水的災害損失研究，地下水價值功能的變化被納入到地下水污染風險評價中。此時用含水層的本質(zhì)脆弱性和外界污染載荷的侵害來表征地下水系統(tǒng)發(fā)生污染風險的概率;用地下水價值功能的變化來表征地下水系統(tǒng)發(fā)生污染風險的損害。

表1 地下水污染風險外界污染源識別方法

地下水價值功能評價方法較多，但研究方法多是將地下水的價值或功能進行量化，可概括分為以下2種:

a．基于地下水水質(zhì)狀況與地下水存儲量的地下水價值評價方法，計算公式為

式中:V為地下水價值量;GQ為地下水水質(zhì)狀況;GS為地下水存儲量。

Wang等［35］利用式(2)對北京平原區(qū)地下水價值功能進行了測算與分級。江劍等［36］從地下水水量、地下水水質(zhì)和供水意義3個方面評價了北京市海淀區(qū)地下水價值功能。

b．基于開采價值與原位價值的評價。開采價值突出地下水的使用性與經(jīng)濟意義，包括各種人類活動所需要的地下水;原位價值包括地下水的生態(tài)與調(diào)節(jié)價值，以及維持地下水系統(tǒng)穩(wěn)定與抗干擾的價值［14］。地下水開采價值的研究早于原位價值的研究。鑒于地下水價值功能較難量化的問題，1997年Civita等［37］指出地下水價值應該與地下水的供水區(qū)及供給人口相聯(lián)系。Daniela［38］在 Civita等研究的基礎上改進了地下水價值評價的指標與分級，對意大利皮亞納東部地下水污染風險與編圖開展了研究。張麗君［23］從地下水的生態(tài)服務功能、健康服務功能及其社會經(jīng)濟服務功能方面建立了地下水價值功能評價體系。張保祥等［39］從開采價值與原位價值2個方面選取了人口密度等5個指標，采用加權綜合法計算了龍口市平原區(qū)地下水價值功能。

對地下水價值功能的測算與評價，是災害風險理論在地下水污染風險評價中的重要應用，增強了評價體系的系統(tǒng)性與全面性。但地下水的價值功能評價仍具有較大難度，地下水價值功能是地下水重要性的體現(xiàn)，它需要大量的數(shù)據(jù)資料作為支撐。另外，地下水的原位價值多基于生態(tài)意義，存在很大模糊性，較難量化。

3 地下水污染風險評價方法

評價方法的選擇，需要充分考慮區(qū)域資料與數(shù)據(jù)的詳盡程度、風險評價模型的選取以及評價結果的可靠程度。評價方法的確定是風險研究的核心內(nèi)容之一，直接關系到風險評價結果的可信度。當前地下水污染風險的評價方法較多，包括指數(shù)疊加法，污染物復雜物理、化學和生物過程模擬法，不確定性分析法以及數(shù)學統(tǒng)計方法，前3種方法應用最為普遍。

3．1 指數(shù)疊加法

指數(shù)疊加法通過建立指標體系，按照劃分的指標分級系統(tǒng)來計算風險指數(shù)的大小，然后再對風險指數(shù)進行分級，常應用于大區(qū)域范圍的地下水污染風險評價(表2)。指數(shù)疊加法通過將表征地下水自身防污性能的本質(zhì)脆弱性指數(shù)、表征外界污染源對地下水施加壓力的外界脅迫性指數(shù)進行加權疊加，以此來獲取地下水污染的可能性;然后再與表征地下水重要性的地下水價值功能指數(shù)進行疊加來獲取研究區(qū)的地下水污染風險指數(shù)，并利用ArcGIS等軟件的空間分析功能與可視化技術進行計算與制圖表達［38，40-42］。除此之外，近些年建立在水文地質(zhì)條件基礎上的GALDIT模型已用于受海水入侵威脅的沿海地區(qū)地下水脆弱性評價中［43-44］，其本質(zhì)仍然是指數(shù)疊加法的應用。

指數(shù)疊加法具有評價過程操作簡單、指標數(shù)據(jù)容易獲取、評價成本較低的優(yōu)勢［45］。但其評價模型多以線性模型為主，無論是在評價指標選取、等級劃分還是最后污染風險大小的確定上均有較強的主觀性。指數(shù)疊加法的評價結果概括性較強，忽略了外界污染物的具體遷移與衰減過程，不適合對單個點源污染的風險評價。此外，指數(shù)疊加法在指標選取的過程中要注意指標間的因果聯(lián)系，避免指標選取的重復性。

3．2 污染物復雜物理、化學和生物過程模擬法

過程模擬法能彌補指數(shù)疊加法在污染場地和單個污染源風險評價上的不足。過程模擬法事先假定風險表征，然后以反演的方式反推風險的等級［46］。該方法將地下水流動狀況與污染物進入含水層的整個運移衰減過程進行模擬，可以預測隨時間與外界條件變化下，外界潛在污染物對地下水的可能影響，最后依據(jù)污染物的濃度分布和影響范圍來確定風險等級。該方法能定量描述地下水的污染水平，可用于污染場地的風險評價、新建場地的優(yōu)化選址和設計參數(shù)的確定。

表2 地下水污染風險指數(shù)疊加的主要方法

愛爾蘭地質(zhì)調(diào)查局認為地下水污染風險評價應考慮含水層脆弱性，地表潛在污染物的類型、分布和毒理性以及可能造成的環(huán)境受體的損失［47］，由此強調(diào)了污染過程模擬在地下水污染風險中的重要性?；谶^程模擬法的地下水污染風險評價，要求有數(shù)學模型與仿真模型的支撐，通過建立評價數(shù)學公式，將各評價因子定量計算后，得出區(qū)域地下水的污染風險綜合指數(shù)。

過程模擬法的實質(zhì)是地下水數(shù)值模擬的一部分，Modflow是美國地質(zhì)調(diào)查局(USGS)開發(fā)的較早的地下水模擬軟件，主要應用于孔隙介質(zhì)中三維有限差分地下水流數(shù)值模擬。之后出現(xiàn)了FEFLOW、HYDRUS、GMS、Groundwater Vistas、Visual Modflow、Geostudio等眾多地下水數(shù)值模擬軟件與模型，其中三維有限差分地下水流模型Modflow及相關溶質(zhì)遷移模型MT3DMS，已成為公認的標準地下水流動與污染物遷移模型［48-49］。Cheng等［50］建立了銨態(tài)氮與硝態(tài)氮在臺灣濁水溪沖積扇地下水中的遷移轉(zhuǎn)化模型，對當?shù)氐叵滤廴撅L險進行了研究。Nobre等［51］將數(shù)值模型和綜合模糊法相結合對污染場地進行評價，同時也對污染源的毒理性、遷移性和降解過程進行了研究。Devi等［52］建立了地下水流動模型，用來模擬Mauritius南部含水層的地下水流動特征以及預測外界污染物在地下水中的運移路線。劉東旭等［53］基于Modflow模型建立了飽和帶水流運動及核素遷移數(shù)值模型，對關注核素^3H和^90Sr在地下水中的遷移趨勢和環(huán)境影響進行預測評價，研究結果表明:^3H遷移擴散速度快且濃度衰減性小，對下游遠場地下水危害性大;^90Sr遷移擴散速度相對較慢，污染范圍限定在污染源200m左右。針對地下水污染的數(shù)值模擬及污染預測問題，徐鐵兵等［48］建立了某項目廠區(qū)及鄰近區(qū)域地下水的滲流模型與溶質(zhì)運移模型，開展了地下水污染模擬預測以及地下水中Cr6+的濃度變化研究。

此外，我國學者在地下水污染羽識別［54］、模擬地下水石油污染風險［55］、農(nóng)村生活非點源污染負荷量估算［56］、解析法預測污染物遷移的空間與時間過程［57］等方面也做了大量的研究，對進一步開展地下水污染風險評價提供了豐富的理論與實踐支持。

數(shù)學模型與仿真模型的應用使得地下水污染風險評價得以定量化與系統(tǒng)化，評價結果也更加貼近實際，但地下水系統(tǒng)是一個復雜的動態(tài)開放系統(tǒng)，系統(tǒng)的內(nèi)外部特征與形成機制仍具有很強的不確定性，建立模擬模型所依賴的水文地質(zhì)數(shù)據(jù)與物理參數(shù)的可獲取性較差。另外，受人類認知范圍的限制以及監(jiān)測活動時空條件的約束，模擬過程仍具有很強的模糊性，很多情況下仍然不能反映出真實的風險水平。此外過程模擬法沒有與災害理論結合起來，多是研究污染物的時空分布特征，不能體現(xiàn)真正的風險內(nèi)涵。

3．3 不確定性分析法

風險評價的實質(zhì)就是不確定性分析，沒有不確定性，就沒有風險，在整個分析過程中要求對不確定性因素進行定性和定量研究，并在評價結果中體現(xiàn)風險程度，使評價結果更加科學［58］。地下水系統(tǒng)是一個巨大的動態(tài)開放系統(tǒng)，系統(tǒng)內(nèi)外部結構復雜，系統(tǒng)本身也具有很強的不確定性。束龍倉等［59］將地下水資源評價中的不確定性分為客觀不確定性與主觀不確定性2類。吳吉春等［60］將地下水模擬不確定性分為參數(shù)不確定性、模型不確定性和資料不確定性3類。文獻［59-60］盡管分類不同，但在不確定性因素的具體種類上基本一致。Verma等［61］也對地下水溶質(zhì)運移中的不確定性進行了類似的分類。隨著不確定性理論的建立與發(fā)展，不確定性的相關理論也逐漸引入到地下水污染風險評價領域中。目前該領域進行不確定性研究的主要方法可以歸為以下3類。

a．基于概率理論的隨機模型方法。如 Lo等［62］采用隨機模擬技術評價垃圾填埋場的含水層污染概率。Copty等［63］采用蒙特卡羅方法與貝葉斯耦合方法評價了地下水污染恢復方案評價中的不確定性。Ma等［64］采用蒙特卡羅方法模擬了地下水污染對人體健康的影響，并通過秩相關系數(shù)進行靈敏度分析以確定主要影響參數(shù)，最終確定污染處理方案。Aminreza等［65］用蒙特卡羅方法和正態(tài)分布函數(shù)來確定硝酸鹽參數(shù)的不確定性與農(nóng)業(yè)區(qū)地下水污染的可能性。梁婕［66］采用高斯隨機場模型和序貫高斯模型來刻畫地下水滲透系數(shù)的隨機性，同時采用貝葉斯定理推斷不確定性參數(shù)的后驗概率，基于這2種不確定性因素，研究含水層中溶質(zhì)運移問題。王偉明等［67］采用概率配點法在流域尺度上進行非點源污染不確定性分析。史良勝等［68］利用隨機配點模型和多項式抽樣技術，通過與傳統(tǒng)隨機模型進行對比，說明隨機配點模型具有明顯的效率優(yōu)勢和優(yōu)越的收斂速度。李世峰等［69］在用貝葉斯方法對土壤滲透系數(shù)進行處理的基礎上，用蒙特卡羅方法模擬了非飽和土壤滲透系數(shù)的不確定性，為后續(xù)變異條件下包氣帶滲透系數(shù)對污染物的運移研究提供了參考。

b．基于模糊集理論的模糊數(shù)學方法。Uricchio等［70］將地下水污染風險評價看成模糊決策過程，利用模糊推理技術進行地下水污染風險評價。Verma等［61］將地下水運移模型參數(shù)模糊化，模擬了農(nóng)藥在包氣帶中的運移規(guī)律。Yang等［71］采用模糊優(yōu)化與模糊回歸模型進行污染含水層修復的優(yōu)化設計。李紹先等［72］建立了基于突變理論的地下水環(huán)境風險模糊評價模型，并成功應用于海河流域的地下水環(huán)境風險評價。李如忠等［73］通過建立多屬性決策分析模型，對皖北3個城市淺層地下水進行環(huán)境風險分析，取得了較為理想的結果。

c．隨機-模糊耦合方法。地下水污染系統(tǒng)中通常既含有隨機因素，也含有模糊因素，因此隨機-模糊耦合方法在地下水污染風險評價中得到越來越多的應用。Liu等［74］綜合采用蒙特卡羅法和模糊綜合評判模型，評價了受垃圾填埋場污染的地下水對人體健康的影響。Li等［75］建立了綜合模糊隨機風險評價模型，評價了地下水石油污染風險，該模型系統(tǒng)地量化了位置條件、環(huán)境標準和健康影響標準的隨機不確定性和模糊不確定性。梁婕等［76］提出了基于隨機-模糊模型的地下水污染風險評價方法，評價了地下水中錳污染的環(huán)境風險。孫才志等［77］將蒙特卡羅法和α截集技術引入到下遼河平原地下水脆弱性研究中，有效處理了參數(shù)隨機不確定性和模糊不確定性問題，用隸屬函數(shù)和累積分布曲線的形式表達脆弱性和不確定性，使評價結果更為科學合理。

目前相關研究主要集中于地下水健康風險評價，這主要是因為地下水健康風險評價模型比較簡單，參數(shù)較少;而不確定性條件下地下水污染風險評價多側(cè)重于本質(zhì)脆弱性部分，這主要是因為地下水污染風險評價需要考慮的問題復雜、參數(shù)多，但這也為不確定性理論在該領域的進一步應用提供了很好的機會。由于隨機數(shù)學理論和模糊數(shù)學理論具有較好的互補性，因此認為隨機-模糊耦合方法將是未來地下水污染風險評價的主要方法。

4 討論與展望

地下水污染風險評價是地下水環(huán)境風險評價的重要組成部分，已成為地下水環(huán)境研究的熱點領域。目前污染風險評價方法較多，但無論采取哪種評價方法，都需要明確污染風險的概念內(nèi)涵、外界污染源與污染過程，以便進行科學的風險分析與損害評估，最后采取有效的風險管理措施。同一區(qū)域采用不同的評價方法可能會造成評價結果的差異，因此加強地下水污染風險評價方法的改進與適用性研究是確保評價結果準確與實施有效風險管理的重要前提。盡管國內(nèi)外地下水污染風險評價已取得了較多成果，但仍存在一些需要改進的地方。

a．地下水污染風險評價的理論體系建設。迄今為止對地下水污染風險評價還沒有統(tǒng)一的認識，其概念偏重于對地下水污染載荷以及地下水污染后果的描述，而對污染物在地下水環(huán)境中遷移、衰減的過程描述甚少;部分研究甚至將地下水水質(zhì)評價看成污染風險評價，研究成果很難真正體現(xiàn)風險的內(nèi)涵，無法為決策者提供足夠的風險信息。因此，應借鑒現(xiàn)代自然災害風險理論與環(huán)境風險理論，科學界定其概念與內(nèi)涵，構建符合現(xiàn)代風險分析模式的地下水污染風險評價模型。

b．地下水環(huán)境作為地下水污染風險的受體，目前多側(cè)重于對地下水脆弱性和價值功能性的研究，對其適應性研究較少，應加強對其適應性的研究，即地下水自身納污能力以及人類對污染風險的響應措施研究。此外，在強調(diào)其價值功能時，不僅僅是定性層面的相對價值評價，更應該加強地下水價值與功能核算，以定量的方式來確定其絕對價值。

c．地下水污染風險評價的不確定性問題。目前對于不確定性的處理普遍是假設隨機參數(shù)的概率分布特征是已知的，但這本身就是一個不確定性問題，尤其是對于小樣本參數(shù);而對于模糊參數(shù)，多以三角模糊數(shù)表示，但三角模糊數(shù)的乘法、除法與函數(shù)運算尚不嚴謹，若采用擴張原理與截集技術進行計算則實現(xiàn)過程非常復雜，也難以適用于三角模糊數(shù)的函數(shù)運算。顯然，這些缺陷均會帶來較大的計算誤差，急需探索解決該問題的有效方法。

d．國內(nèi)外地下水污染風險評價研究均側(cè)重于污染風險等級大小與空間分布特征的研究，對污染事故發(fā)生前的防護研究以及假設污染發(fā)生后的防治措施研究較少。在防護研究中需加強地下水污染風險的區(qū)劃研究，現(xiàn)有災害風險區(qū)劃通常存在3個問題:①風險區(qū)劃主要基于風險的空間分異特征，忽視風險的空間關聯(lián)特征;②風險區(qū)劃多采用統(tǒng)計模型根據(jù)歷史數(shù)據(jù)作出靜態(tài)區(qū)劃，忽視了動態(tài)指標的作用［78］;③風險區(qū)劃多是確定性區(qū)劃，無法體現(xiàn)風險的不確定性［79］。地下水是流動的，各風險分區(qū)在空間上存在著關聯(lián)性;地下水污染風險受人類活動影響較大，而人類活動往往呈現(xiàn)出可調(diào)控的動態(tài)規(guī)律;基于隨機-模糊耦合方法的風險評價，其結果是以概率表征的，具有不確定性。這需要在進行地下水污染風險區(qū)劃時，在借鑒現(xiàn)有自然災害風險區(qū)劃成果的基礎上，重點解決上述3個問題。

e．加強污染風險的決策管理。地下水污染風險評價的最終目的是為風險決策管理提供科學參考，但目前對這一環(huán)節(jié)缺乏系統(tǒng)的研究。風險決策是涉及多個學科、多個領域、多個層次的綜合性問題，包含技術、經(jīng)濟、政策、公眾參與、社會倫理等各個方面，只有加強決策管理才能發(fā)揮風險評價在風險決策過程中的最大效用。

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