于喜鵬，宋 綿，張文靜*（.吉林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，吉林 長春 300；.中國地質(zhì)調(diào)查局水文地質(zhì)環(huán)境地質(zhì)調(diào)查中心，河北 保定 0705）

污染源半定量化的地下水有機污染風(fēng)險評價
——以城區(qū)典型排污河周邊地下水為例

于喜鵬1，宋 綿2，張文靜1*（1.吉林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，吉林 長春 130021；2.中國地質(zhì)調(diào)查局水文地質(zhì)環(huán)境地質(zhì)調(diào)查中心，河北 保定 071051）

結(jié)合細河沿岸地區(qū)水文地質(zhì)條件及地下水有機污染特征，通過AHP法確定權(quán)重，建立DRSIC模型，將評價結(jié)果與污染源荷載評價疊加，構(gòu)建研究區(qū)有機污染風(fēng)險評價模型.并通過研究區(qū)有機污染特征檢驗?zāi)Ｐ偷暮侠硇?結(jié)果表明：區(qū)內(nèi)大部分地區(qū)有機污染風(fēng)險中等或低.只有細河沿岸、楊士至于洪區(qū)一帶污染風(fēng)險處于高水平.評價結(jié)果較好的符合研究區(qū)有機污染現(xiàn)狀.

DRASTIC模型；AHP；地下水；有機污染風(fēng)險

有機污染物多為低濃度、高毒性物質(zhì)，在自然條件下較難降解，可在土壤、地下水中長期殘留或遠距離遷移［1］，在遠離排放源的地下水域及生態(tài)系統(tǒng)中沉淀、蓄積，易在人體和生物體內(nèi)產(chǎn)生生物積聚作用，并能通過食物鏈產(chǎn)生顯著的生物富集作用［2-3］，其對地下水環(huán)境和人體健康造成了極大的威脅.然而，對已污染地下水的治理，由于費用大、時間長而成為一大難題.

地下水污染評價是地下水管理和保護的重要工具.近年來，地下水污染風(fēng)險評價已經(jīng)被廣泛運用于各地的地下水資源管理工作［4-9］.迭代指數(shù)法原理簡單，應(yīng)用方便成為評價工作中最為常見的評價方法.迭代指數(shù)法的評價步驟可以概括為：選取評價指標，建立權(quán)重體系，疊加計算，獲得風(fēng)險評價結(jié)果［10］.不同的學(xué)者對于地下水污染風(fēng)險給出了不同的定義，但地下水的天然防污能力（固有脆弱性）和污染源荷載是地下水污染風(fēng)險的基本要素［4，10-11］，其他因素如地下水保護帶、地下水資源價值等要素都曾作為評價模型的指標，均取得了較為良好的評價結(jié)果［6，11］.基于迭代指數(shù)法的地下水污染風(fēng)險評價已經(jīng)有較為豐富的實踐經(jīng)驗.評價生成的風(fēng)險等級圖，對宏觀的地下水調(diào)配和管理工作意義重大.然而對于特定類型的有機污染，對污染風(fēng)險的反映不夠準確.研究發(fā)現(xiàn)，對于不同類型的污染物，如病原體、重金屬、營養(yǎng)物、有機物等，地下水的污染風(fēng)險是不同的［12］.因此，對于不同類型的污染開展污染風(fēng)險評價，有待進一步探討.

本研究區(qū)位于渾河沖積平原西北部，作為沈陽市主要排污渠的細河穿流而過.區(qū)內(nèi)地下水有機污染嚴重［13-14］.針對以上存在問題，結(jié)合研究區(qū)內(nèi)有機污染特點，綜合考慮研究區(qū)含水層的天然防污能力、排污河周邊污染源的潛在風(fēng)險，采用迭置指數(shù)法對研究區(qū)地下水有機污染風(fēng)險進行科學(xué)評價，以期為保障區(qū)域地下水環(huán)境安全提供依據(jù).

1 研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于沈陽市細河及其周邊地區(qū)，面積588km2（圖1）.細河是沈陽市內(nèi)的一條重要水系，自1960年開始接納城市的部分工業(yè)和生活污水，目前細河的日接納各類污水量已達70萬t.細河內(nèi)水質(zhì)污染嚴重，尤其是有機污染，該河已基本喪失了天然河流的生態(tài)功能.

圖1 研究區(qū)位置和地下水潛在污染源分布示意Fig.1 Location of the study area and potential groundwater contamination source distribution

區(qū)內(nèi)屬于遼河-渾河-太子河沖積平原，地勢平坦，地面標高約15～50m，呈北東高、西南低特征.該區(qū)多年平均降水量約574.8～684.8mm，其中5～9月降水量474.6～535.2mm.年均蒸發(fā)量在1408～1765mm.區(qū)內(nèi)含水層主要為第四系沖積層和沖洪積層的砂礫石、卵礫石、中粗砂和亞砂土.含水層厚度變化較大，平原東部含水層厚15～40m，西南部含水層厚可達90m左右，區(qū)內(nèi)地下水埋深在2～20m不等.在細河?xùn)|部地區(qū)分布有沈陽市多個地下水水源地，由于長期過量開采，區(qū)內(nèi)（細河與渾河之間）已形成了明顯的地下水位降落漏斗，加大了排污河對地下水環(huán)境的污染風(fēng)險.

1.2 方法構(gòu)建

目前，針對地下水污染風(fēng)險評價的方法有定性和定量兩大類.定性評價只能根據(jù)經(jīng)驗和直觀判斷得出結(jié)果，具有一定的局限性，缺乏可比性［15］.定量評價則是通過對選取的評價指標進行計算，然后按照所建立的數(shù)學(xué)模型進行計算，得到評價結(jié)果.迭代指數(shù)法因方法簡單、操作性強成為應(yīng)用最廣的半定量（或定量）評價方法.迭代指數(shù)法是通過選取的評價參數(shù)的分指數(shù)進行迭加形成一個反映風(fēng)險（或脆弱程度）的綜合指數(shù)，再由綜合指數(shù)進行評價.

地下水污染風(fēng)險是指含水層中地下水由于其上的人類活動而遭受污染至不可接受水平的可能性［5］.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(jié)果.基于此定義，污染風(fēng)險應(yīng)包含兩個層次，一是表征含水層固有特征的含水層固有脆弱性評價，反應(yīng)含水系統(tǒng)對各類污染物質(zhì)的容納和自凈能力；二是人類活動和各種污染源對地下水污染的可能性及負荷量的評價.

據(jù)此認為，地下水有機污染風(fēng)險包含兩個要素：含水層的天然防污能力，即含水層的固有脆弱性；人類活動和各種有機污染源的可能性及負荷量，即污染荷載產(chǎn)生的潛在風(fēng)險.

1.3 評價步驟

1.3.1 含水層天然防污能力評價 含水層天然防污能力是指在一定的地質(zhì)與水文地質(zhì)條件下，人類活動產(chǎn)生的污染物進入地下水的難易程度，它與含水層所處的地質(zhì)與水文地質(zhì)條件有關(guān)，與污染物性質(zhì)無關(guān)［5］.DRASTIC方法是評價地下水天然防污能力的經(jīng)典模型［16］，已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于各地的地下水脆弱性評價中.DRASTIC模型使用7個指標評價地下水脆弱性，包括地下水位埋深（D）、凈補給量（R）、含水層介質(zhì)（A）、土壤介質(zhì)（S）、地形坡度（T）、包氣帶影響（I）和滲透系數(shù)（C）.但是，由于各地水文地質(zhì)條件的差異性，通過對經(jīng)典DRASTIC模型的改進，進行地下水脆弱性評價的結(jié)果，更適合相應(yīng)的評價工作要求［17］.針對較小評價場地，有些指標在小面積內(nèi)沒有變化，如水力坡度、滲透系數(shù)等.因此本次對傳統(tǒng)的DRASTIC指標進行了適當篩選，剔除了在研究區(qū)變化不大的地形坡度（T）、含水層介質(zhì)（A）指標，選取地下水位埋深（D）、凈補給量（R）土壤介質(zhì)（S）包氣帶影響（I）和滲透系數(shù)（C）5個指標作為本次場地天然防污能力的關(guān)鍵指標.建立的DRSIC模型評價方程如下：

地下水天然防污能力值

式中：WD、WR、WS、WI、WC分別表示地下水位埋深（D）、凈補給量（R）土壤介質(zhì)（S）包氣帶影響（I）和滲透系數(shù)（C）5個指標的權(quán)重.指標分類及評分參考以往的研究結(jié)果（見表1）.指標權(quán)重由層次分析法（AHP法）計算獲得.地下水天然防污能力值（DI）越高，防污能力差，反之防污能力較好.

表1 潛水含水層天然防污能力評價指標分類及評分值Table 1 The range and rating of indices for unconfined aquifer

1.3.2 排污河周邊地區(qū)有機污染潛在風(fēng)險評價在污染風(fēng)險評價中，污染源荷載是指由于地表的人類活動可能產(chǎn)生污染的潛在污染源［5］.排污河周邊地區(qū)，存在大量不同類型的污染源，這些污染源通常產(chǎn)生不止一種污染物.這些污染物通過降雨入滲，隨水流穿透包氣帶進入含水層［18］.含水層遭受污染的程度，受污染物自身的特點和污染物從地表至含水層的遷移過程中所發(fā)生吸附、降解等作用相關(guān)［9］.在一定的水文地質(zhì)條件下，污染物對含水層的污染程度可以通過污染物自身的性質(zhì)：毒性、降解性和遷移性來描述［4，19］.進入含水層的污染物，隨地下水流水平遷移，同時被降解吸附，隨著遷移距離增加，污染物濃度逐漸降低，對地下水環(huán)境的影響也逐漸消失.污染源產(chǎn)生的潛在風(fēng)險也隨之消失.污染源的這種特性，可以通過距污染源在含水層中的可遷移距離來描述［20-21］.此外，污染源的存在形式，影響污染物釋放的可能性和入滲量［22］.因此，有機污染源潛在污染風(fēng)險的評價應(yīng)包括以下5個評價指標：污染源存在形式（F）、距污染源距離（L）、污染物的量（Q）、污染物毒性（T）、污染物的遷移性（M）和污染物的降解性（D）.基于以上分析，建立污染源有機污染潛在風(fēng)險的評價方程如下：

式中：PSj為污染源j潛在風(fēng)險評價結(jié)果；n為特征污染物個數(shù)；L為距污染源的距離；Cij為污染源j特征污染物i評價結(jié)果；Qij為對應(yīng)污染物的量；Tij、Mij、Dij分別表示污染物毒性、遷移性和降解性，WT、WM、WD為其權(quán)重，由AHP法獲得.

有機污染物的量用對應(yīng)污染物的濃度與其飲用水水質(zhì)標準的比值來表示；有機污染物的毒性采用有機物的致癌性進行分類評分；利用lgKoc 描述污染物的遷移性，其中Koc為土壤有機碳吸附系數(shù)；而有機物的降解性則通過其在土壤中的半衰期T來表示.有機污染物的飲用水水質(zhì)標準和其致癌性選用美國環(huán)境保護局（U.S.EPA）頒布的“生活飲用水衛(wèi)生標準和衛(wèi)生公告（以下簡稱標準）［23］公布的數(shù)據(jù)，其中水質(zhì)標準采用標準中規(guī)定的飲用水中污染物的最高濃度（MCL）.EPI Suite是由美國國家環(huán)保局（EPA）提供的一套基于定量構(gòu)效關(guān)系（QSAR）原理研制的軟件，根據(jù)物質(zhì)的化學(xué)結(jié)構(gòu)進行有關(guān)性質(zhì)的估算［24-25］.文中有機物的相關(guān)參數(shù)（Koc、土壤中的半衰期）采用此軟件估算.參數(shù)的設(shè)計評分范圍為1～10，1表示對地下水污染產(chǎn)生的風(fēng)險最小，10表示產(chǎn)生的風(fēng)險最大.各參數(shù)的評分結(jié)果見表2.

表2 潛在風(fēng)險評價各項指標分類及評分值Table 2 The range and rating of indices for potential risk assessment

線狀污染源與點狀污染源評價方式相同.面狀污染源產(chǎn)生的污染負荷在平面上分布，利用式（4）～（5）計算面源污染的有機污染潛在風(fēng)險：

式中：LSj為污染j風(fēng)險評價結(jié)果，各參數(shù)評分見表2.

最后將點源、線源和面源的污染源評價指標疊加，得到潛在污染風(fēng)險，如式（6）.

式中：DS為潛在污染風(fēng)險；PS、LS、NPS分別為點源、線源和面源污染指標的評價結(jié)果；Wps、Wls、Wnps分別表示點源、線源和面源污染潛在風(fēng)險指標的權(quán)重.權(quán)重由AHP法獲得.按照潛在風(fēng)險的大小，潛在風(fēng)險指標的評分值范圍從1～10，風(fēng)險越大，評分值越高.

1.3.3 地下水有機污染風(fēng)險評價 地下水防污能力與有機污染潛在風(fēng)險之間的相互作用關(guān)系不是簡單的疊加關(guān)系.在防污能力極差的地區(qū)，如果沒有明顯的污染源，則不存在風(fēng)險；相反，在防污能力極好的地區(qū)，如果有機污染潛在風(fēng)險較高，則該地區(qū)的有機污染風(fēng)險也會較高.基于這種思路，歐洲COST action 620行動建立如式（7）所示的疊加方式，這種疊加方式在歐洲巖溶地區(qū)的地下水保護工作中廣泛應(yīng)用，適用性很高［5］.式中：PI為地下水污染風(fēng)險指數(shù)，DI、DS分別為地下水天然防污能力評價指標、地下水潛在污染風(fēng)險評價指標的評分值［5，10］.地下水有機污染風(fēng)險受含水層的天然防污能力和污染荷載產(chǎn)生的潛在風(fēng)險共同控制［11］，本文選擇式（7）的疊加方式.

1.4 各指標權(quán)重確定方法

層次分析法（AHP）由美國運籌學(xué)家Satty于1980年提出，是一種實用的多方案或多目標的決策方法，可以有效的解決指標權(quán)重不合理問題［26］.AHP法基于通過對不同要素的比較產(chǎn)生的判斷矩陣計算各指標權(quán)重，能夠有效的實現(xiàn)決策過程的數(shù)量化、層次化.通過AHP法計算并改進DRASTIC模型權(quán)重的方法已經(jīng)被廣泛應(yīng)用［27-28］.中國地質(zhì)調(diào)查局在《地下水脆弱性評價技術(shù)要求》（GWI-D3）中提出了利用AHP法計算DRASTIC模型指標權(quán)重的方法［29］.方法規(guī)定，計算權(quán)重的步驟如下：

（1）根據(jù)指標特點構(gòu)造判斷矩陣；

（2）利用方根法計算權(quán)重.

本文中涉及到的權(quán)重計算，都采用AHP法，按照中國地質(zhì)調(diào)查局提出的技術(shù)要求進行計算.以修改后的DRASTIC為例，計算步驟如下：

（1）建立判斷矩陣.原始的DRASTIC模型中，地下水位埋深（D）、凈補給量（R）、土壤介質(zhì)（S）、包氣帶介質(zhì)（I）、滲透系數(shù)（C）的權(quán)重分別為5、4、2、5、3.對各指標比較，認為D和I同等重要，而D比C稍微重要，D比R介于稍微重要與同等重要之間，D比S介于稍微重要和明顯重要之間.并設(shè)地下水位埋深（D）、凈補給量（R）、土壤介質(zhì)（S）、包氣帶介質(zhì)（I）、滲透系數(shù)（C）的權(quán)重分別Wi1、Wi2、Wi3、Wi4、Wi5，建立的判斷矩陣如下：

（2）利用方根法計算權(quán)重，在技術(shù)要求中有詳細介紹，此處略去.各指標權(quán)重計算結(jié)果如表1所示.此矩陣的一致性比例CR=0.003＜0.1，具有滿意的一致性.

2 結(jié)果與分析

2.1 場地有機污染特征

2009年在細河及其周邊地區(qū)采集地下水樣品29個、地表水樣品2個，采樣點位置見圖1.其中，地表水采樣點分別位于細河的中上游、下游.根據(jù)水樣檢測資料顯示，作為排污河的細河，整體水質(zhì)較差.周邊的地下水已遭受到不同程度的有機污染.在細河地表水樣品中檢測到11種鹵代烴、11種芳香烴和2種有機農(nóng)藥.地下水樣品中檢測到12種鹵代烴、11種芳香烴和1種有機農(nóng)藥.各污染物組分的檢出率見圖2.

通過分析細河地表水和地下水有機組分的檢出率可以看出，細河河水各組分檢出率高于地下水，細河河水中三氯甲烷、氯乙烯以及苯系物等16種有機物檢出率達到100％.地下水中鹵代烴1，2-二氯丙烷，1，2-二氯乙烷的檢出率達到45％，芳香烴的檢出率普遍較低，有機農(nóng)藥α-HCH，β-HCH，γ-HCH，δ-HCH均有檢出.結(jié)合本次地下水有機物的檢出情況，以及我國及美國所制定的“水中優(yōu)先控制污染物”名單，本次選擇19種優(yōu)先控制有機物進行地下水有機污染的風(fēng)險評價，結(jié)果見表3.

對區(qū)內(nèi)不同土地利用類型下地下水的特征有機物進行統(tǒng)計（表3）.在不同的地表類型下，地下水中苯并（a）芘、1，2-二氯乙烷、1，2-二氯丙烷、甲苯、乙苯、苯等有機物平均檢出濃度在工業(yè)用地內(nèi)最高，而在旱地和林地中濃度較低.值得注意的是，地下水中苯并（a）芘在林地中出現(xiàn)了較高的檢出濃度，這是因為采樣點附近存在垃圾填埋場所致；三氯甲烷在城市用地的最大檢出濃度也表現(xiàn)出同樣的異常，在最大檢出濃度采樣點附近的化工廠是這一現(xiàn)象的主因；苯、甲苯、二甲苯在加油站附近的檢出濃度較高，而這三類有機物正是燃油污染中較為常見的有機污染物；總HCHs在旱田和村鎮(zhèn)用地的樣品中檢出濃度較高；位于細河兩岸的樣品中，有機物檢出濃度高，檢出種類繁多；總HCHs的檢出濃度數(shù)量級在10以上，在細河下游的樣品中，總HCHs的檢出濃度高達194.86μg/L.可見，地下水中的有機污染物種類和濃度與地表人類活動密切相關(guān).

圖2 2009細河地區(qū)地下水、地表水中有機組分的檢出率（％）Fig.2 The positive rate of organics of groundwater and water in Xihe River Area in 2009（％）

表3 不同土地利用類型有機污染特征（μg/L）Table 3 The organic contamination characteristics of different landuse types（μg/L）

2.2 地下水天然防污能力

由于對傳統(tǒng)的DRASTIC進行了指標的篩選，已有的權(quán)重不再適用.故依據(jù)傳統(tǒng)的DRASTIC指標權(quán)重，利用AHP法對各指標重新確定權(quán)重.研究區(qū)天然防污能力的評價結(jié)果圖3所示.DI值評價結(jié)果為3.7至7.0，分為3個區(qū)間.在研究區(qū)內(nèi)，細河上游防污能力中等，中下游防污能力低，于洪區(qū)北部、渾河右岸白塔堡周圍防污能力高.各區(qū)所占比例如表5所示.全區(qū)內(nèi)防污能力低區(qū)域所占比例最大，幾乎占據(jù)整個研究區(qū)一半面積.而防污能力較高的地區(qū)只占到20.83％.研究區(qū)內(nèi)地下水埋深由細河上游至下游逐漸變淺，導(dǎo)致研究區(qū)內(nèi)地下水防污能力由細河上游至下游逐漸降低；而于洪區(qū)北部、渾河右岸白塔堡周圍包氣帶介質(zhì)為黏土或亞黏土，地下水防污能力處于較高水平.

圖3 細河地區(qū)地下水天然防污能力分區(qū)Fig.3 Groundwater Iatric vulnerability map of Xihe River Area

2.3 排污河周邊潛在風(fēng)險

一般認為，污染物的遷移性和降解性同等重要，污染物的毒性比遷移性和降解性稍微重要.據(jù)此構(gòu)造判斷矩陣，計算得污染物的毒性、遷移性和降解性的權(quán)重分別為0.6、0.2、0.2，此矩陣的一致性比例CR=0.0＜0.1，具有滿意的一致性.將此權(quán)重代入公式，如表計算得各類污染源評分結(jié)果如表4所示.

研究區(qū)內(nèi)三類污染源對地下水水質(zhì)的影響強弱為：面源＞線源＞點源.其中面源對地下水貢獻為32.305％，線源為27.704％，點源為19.875％［30］.據(jù)此，認為面源比點源稍微重要，面源比線源、線源比點源介于同等重要和稍微重要之間.計算得權(quán)重分別為0.54、0.30、0.16.以此繪制潛在風(fēng)險分區(qū)圖（圖4），DS評價結(jié)果為0～5.0，分為3個區(qū)間（表5）.

圖4 細河地區(qū)潛在風(fēng)險等級Fig.4 Map for groundwater antifouling ability assessment of Xihe River Area

有機污染潛在風(fēng)險高風(fēng)險區(qū)基本沿細河分布，在于洪至沙嶺一帶有部分面積.京沈高速公路一帶、皇姑區(qū)至朝鮮族自治鄉(xiāng)一帶潛在風(fēng)險中等.渾河中下游沿岸、沙嶺西北潛在風(fēng)險低.區(qū)內(nèi)各風(fēng)險分區(qū)所占面積比例如表4所示.區(qū)內(nèi)大部分地區(qū)有機污染潛在風(fēng)險處于低或中等水平.

表4 各類污染源評分值Table 4 The rating of the hazard

2.4 地下水污染風(fēng)險

將研究區(qū)防污能力等級圖和研究區(qū)潛在風(fēng)險等級圖按式（7）疊加，得到研究區(qū)地下水有機污染風(fēng)險等級圖，如圖5所示.PI評價結(jié)果為0～34.5，平均分為3個區(qū)間（表5）.研究區(qū)內(nèi)細河沿岸、楊士至于洪區(qū)一帶污染風(fēng)險高；大青中朝友誼村、皇姑區(qū)至沈河區(qū)一帶污染風(fēng)險中等；沙嶺西北、白塔堡鎮(zhèn)周圍污染風(fēng)險低.細河沿岸的地下水有機污染風(fēng)險高.沙嶺西北地區(qū)主要的土地利用類型為農(nóng)田、村莊，有機污染潛在風(fēng)險低，地下水有機污染風(fēng)險低.沙嶺以北地下水防污能力較高、潛在風(fēng)險較低，地下水有機污染風(fēng)險較低.大青中朝友誼村西南潛在風(fēng)險較低，地下水有機污染風(fēng)險較低.渾河下游沿岸地區(qū)主要是旱田及林地，有機污染潛在風(fēng)險低，其有機污染風(fēng)險也較低.白塔堡鎮(zhèn)一帶地下水防污能力高，雖然分布有較多的加油站，但地下水有機污染仍然處于較低水平.渾河朝鮮族鄉(xiāng)、皇姑區(qū)、沈河區(qū)一帶是研究區(qū)內(nèi)主要的居住區(qū)，分布有大量的加油站、地下水防污能力較高，地下水防污能力和潛在風(fēng)險都處于中等水平，地下水有機污染風(fēng)險中等.

研究區(qū)渾河沿岸地下水有機污染風(fēng)險基本處于中等或低水平，而細河沿岸地下水有機污染風(fēng)險高.細河是區(qū)內(nèi)的主要排污河，河水污染嚴重，水中含有大量有機污染物，污染物從上游至下游逐漸累積，細河北岸有一條繁忙的高速公路，沿公路分布有較為密集的加油站，這些都是潛在的有機污染源.而地下水的常年開采，使得地表水與地下水之間的水位差增大，河水補給地下水的量增大，帶入了將細河中的有機物不斷帶入周邊的地下水中.而渾河有機污染在上游較為嚴重［31］，沿程地表水有機污染程度降低［32］，且逐漸降低的水力梯度和減弱的地下水徑流降低了地下水對有機物的搬運能力［33］，渾河沿岸的地表土地利用類型以旱田、林地等為主，潛在污染風(fēng)險低.

圖5 細河地區(qū)有機污染風(fēng)險等級Fig.5 Classification map of the groundwater pollution risk of Xihe River Area

在計算的細河潛在污染風(fēng)險值時，認為細河是不存在防滲措施的，即其存在方式是全部暴露，式（2）中F取值為1.2，由此計算得出細河沿岸處于潛在風(fēng)險高風(fēng)險區(qū).事實上，細河作為一條排污河，為了防止其污染地下水，在部分河段上設(shè)有防滲措施，這導(dǎo)致細河河水和地下水的交互能力在整個河段上有很大區(qū)別.如按細河整個河段全部設(shè)有防滲措施計算，F(xiàn)值取0.8（表2），其潛在風(fēng)險則降為中等水平，有機污染風(fēng)險評分值也將降為原來的2/3.由此可見，細河沿岸的地下水污染風(fēng)險水平高低，與細河密切相關(guān).細河與地下水的水位差越大、河床的防滲措施越少，隨水量交換進入地下水中的污染物也就越多，地下水有機污染風(fēng)險也就越高；反之，則越低.地下水有機污染風(fēng)險評分值對這兩個因素的敏感性較高.

2.5 評價結(jié)果檢驗

地下水污染風(fēng)險與水中的污染物濃度具有很好的相關(guān)性.可以通過污染物的分布及其濃度來檢驗風(fēng)險評價結(jié)果的合理性.通過有機污染檢出濃度為縱軸、以PI為橫軸對檢出率較高的幾類污染物作圖（圖6）.

可以看出，在高風(fēng)險區(qū)，有機物濃度較大，而在低風(fēng)險區(qū)較低.以1，2-二氯乙烷為例，在低風(fēng)險區(qū)，多為有機污染物濃度低于檢出限.而高風(fēng)險區(qū)，其濃度則普遍高于0.15μg/L.圖1中所示地下水有機污染較為嚴重的地區(qū)多分布在細河沿岸，有機污染現(xiàn)狀多為重度污染.這與地下水有機污染高風(fēng)險區(qū)的分布較為一致.

圖6 有機物濃度與有機污染風(fēng)險指數(shù)相關(guān)關(guān)系Fig.6 Scatter plot of PI with organic contaminant

3 結(jié)語

利用改進的DRASTIC模型評價含水層天然防污能力，將細河周邊潛在污染源分為點源、線源和面源，按照統(tǒng)一的評價方法評價有機污染潛在風(fēng)險.通過兩圖疊加得到有機污染風(fēng)險圖，評價模型有效結(jié)合研究區(qū)天然水文地質(zhì)條件和有機物的污染特性，充分考慮了有機污染物對地下水可能產(chǎn)生的風(fēng)險.評價結(jié)果顯示：研究區(qū)污染風(fēng)險高、中、低所占比例分別為19.63％、044.81％、35.56％.細河沿岸一帶有機污染風(fēng)險處于高水平.

細河是研究區(qū)的主要排污河，是研究區(qū)內(nèi)重要的污染源.地表水與地下水之間的較大的水位差、河床的防護措施、有機污染嚴重的河水使得細河沿岸地下水有機污染風(fēng)險水平高.因此，在河床上增加防滲措施，合理規(guī)劃研究區(qū)內(nèi)地下水開發(fā)利用，加強對排污河水質(zhì)的監(jiān)管，改善水質(zhì)，是降低細河沿岸地下水有機污染風(fēng)險有效措施.

含水層的天然防污能力在一定時期內(nèi)是靜態(tài)的，而潛在風(fēng)險會隨著人類活動不斷變化，及時評價與繪制地下水潛在污染風(fēng)險圖可以為地下水管理提供更有力的數(shù)據(jù)支持.

李 瑋，何江濤，劉麗雅，等.Hydrus-1D軟件在地下水污染風(fēng)險評價中的應(yīng)用［J］.中國環(huán)境科學(xué)，2013，33（4）：639-647.

Barry D A，Prommer H.Modelling the fate of oxidisable organic contaminants in groundwater［J］.Advances in Water Resources，2002，25：945-953.

宋 綿，張文靜，崔龍玉，等.基于熵權(quán)模糊理論的地下水有機污染健康風(fēng)險評價［J］.中國農(nóng)村水利水電，2013，5：7-41.

Andreo B，Goldscheider N，Vadillo I，et al.Karst groundwater protection：first application of a Pan-European approach to vulnerability，hazard and risk mapping in the Sierra de Libar（Southern Spain）［J］.Science of the Total Environment，2006，357：54-73.

Zwahlen F.Vulnerability and risk mapping for the protection of carbonate（karst）aquifers，final report（COST action 620）［R］.European Commission，Directorate XII Science，Research and Development，Report EUR 20912，Brussels，2004.

Foster S S D，Hirata R.Groundwater pollution risk assessment：a methodology using available data［R］.Peru，Lima： Pan American Centre for Sanitary Engineering and Environmental Sciences（CEPIS），1988.

Boughriba M，Barkaoui A E，Zarhloule Y，et al.Groundwater vulnerability and risk mapping of the Angad transboundary aquifer using DRASTIC index method in GIS environment［J］.Arab J.Geosci.，2010，3：207-20.

Su Xiaosi，Xu Wei，Du Shanghai.Responses of groundwater vulnerability to artificial recharge under extreme weather conditions in Shijiazhuang City，China［J］.Journal of Water Supply： Research and Technology-Aqua，2014，63（3）：224-238.

劉增超，董 軍，何連生，等.基于過程模擬的地下水污染風(fēng)險評價方法研究［J］.中國環(huán)境科學(xué)，2013，33（6）：1120-1126.

Gogu R C，Dassargues A.Current trends and future challenges in groundwater vulnerability assessment using overlay and index methods［J］.Environ.Geol.，2000，39：549-59.

Wang Junjie，He Jiangtao，Chen Honghan.Assessment of groundwatercontamination risk using hazard quantification，a modified DRASTIC model and ground water value，Beijing Plain，China［J］.Science of the Total Environment，2012，432：216-226.

Joao P L F.The European Union experience on groundwater vulnerability assessment and mapping［EB/OL］.http：// www.teriin.org/ teri-wr/ coastin /papers/paper1.html.

羅 慶.細河沿岸地下水中特征有機污染物健康風(fēng)險評價［D］.沈陽：沈陽大學(xué)，2011.

宋雪英，孫麗娜，王 鑫，等.細河河水及其沿岸地下水水質(zhì)的有機污染特征［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2007，26（12）：2057-2061.

滕彥國，蘇 潔，翟遠征，等.地下水污染風(fēng)險評價的迭置指數(shù)法研究綜述［J］.地球科學(xué)進展，2012，27（10）：1140-1146.

Aller L，Bennet T，Lehr J H，et al.DRASTIC： a standardized system for evaluating ground water pollution potential using hydrogeologic settings［R］.Dublin，Ohio： National Water Well Association，1987.

Neshat A.Groundwater vulnerability assessment using an improved DRASTIC method in GIS［J］.Resources，Conservation and Recycling，2014，86：74-86.

Foster S S D，Hirata R，Gomes D，et al.Groundwater quality protection：a guide for water utilities，municipal authorities，and environment agencies［R］.Washington，D C，USA：World Bank，2002.

Arias-Estevez M，Lopez-Periago E，Martinez-Carballo E，et al.The mobility and degradation of pesticides in soils and the pollution of groundwater resources［J］.Agric.Ecosyst.Environ.，2008，123：247-60.

張偉紅.地下水污染預(yù)警研究［D］.長春：吉林大學(xué)，2007.

劉增超.簡易垃圾填埋場地下水污染風(fēng)險評價方法研究［D］.長春：吉林大學(xué)，2013.

申麗娜，李廣賀.地下水污染風(fēng)險區(qū)劃方法研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2010，31（4）：918-923.

EPA/822-S-12-001 Edition of the drinking water standards and health advisories［S］.

Aronson D，Boethling R，Howard P，et al.Estimating biodegradation half-lives for use in chemical screening［J］.Chemosphere，2006，63：1953-1960.

Schüürmann G，Ebert R U，Kühne R.Prediction of the sorption of organic compounds into soil organic matter from molecular structure［J］.Environ.Sci.Technol.，2006，40：7005-7011.

Saaty T L.What Is The Analytic Hierarchy Process［M］.McGraw-Hill Inc，1980，17-34.

Thirumalaivasan D，Karmegam M，Venugopal K.AHP- DRASTIC：software for specific aquifer vulnerability assessment using DRASTIC model and GIS［J］.Environmental Modelling and Software，2003，645-656.

王曉紅，張新鈺，林 健.有機污染場地地下水風(fēng)險評價指標體系構(gòu)建的探討［J］.地球與環(huán)境，2012，（1）：128-129.

GWI-D3 地下水脆弱性評價技術(shù)要求［S］.

李緒謙，潘曉峰，孫大志，等.遼寧張士灌區(qū)細河流域地下水污染物空間分布特征及污染源判別分析［J］.吉林大學(xué)學(xué)報，2007，37（4）：767-772.

羅立斌，王玉平，曲 鍵.渾河沈陽段地表水有機污染物對地下水環(huán)境影響的安全性評估［J］.環(huán)境保護科學(xué)，2004，30（124）： 29-31.

郝明家.渾河BOD-DO水質(zhì)數(shù)學(xué)模型的研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2006，6（1）：90-92.

李 霄，卞建民，都基眾，等.沈陽鐵西新區(qū)淺層地下水有機污染物化學(xué)遷移規(guī)律［J］.節(jié)水灌溉，2010，（11）：14-19.

Risk evaluation of groundwater organic pollution by semi-quantified hazard.

YU Xi-peng1，SONG Mian2，ZHANG Wen-jing1*（1.College of Environment and Resources，Jilin University，Changchun 130021，China；2.Center for Hydrogeology and Environmental Geology Survey，China Geological Survey，Baoding 071051，China）.China Environmental Science，2015，35（6）：1709～1718

Based on the hydrogeological conditions and the organic pollution characteristics in this study area，DRSIC model has been established to classify the vulnerability of groundwater.According to this vulnerability results and hazard load conditions，organic pollution risk assessment model have been built and verified by the groundwater organic contamination situation.The weighting of all models was calculated by AHP（analytic hierarchy process）.The assessment results indicated that the levels of organic pollution risk along Xihe River and Yangshi to Yuhong Area was higher than the other areas.The assessment results are well reflected organic pollution status in this study area.

DRASTIC Model；analytic hierarchy process（AHP）；groundwater；organics contamination risk

X802.4

A

1000-6923（2015）06-1709-10

于喜鵬（1991-），男，甘肅平?jīng)鋈耍执髮W(xué)環(huán)境與資源學(xué)院碩士研究生，主要從事地下水污染風(fēng)險評價方面的研究.

2014-10-10

環(huán)保公益性行業(yè)科研基金重大項目（201009009）

* 責(zé)任作者，副教授，zhangwenjing80@126.com