地下水污染风险评价研究进展

孙才志，陈相涛，陈雪姣，郑德凤

(辽宁师范大学城市与环境学院，辽宁大连 116029)

地下水资源因其稳定的供水量，良好的水质状况和较强的调蓄能力，已成为城乡居民生活、工矿业生产和农业灌溉的重要水源之一。目前我国地下水开采总量占供水总量的18%，近30年来增长近1倍，其中北方地区65%的生活用水、50%的工业用水和33%的农业灌溉用水来自地下水［1］。随着地下水开采量的增加，我国地下水污染问题也日益突出，地下水污染对环境和经济发展的影响也日趋严重，《2014环境状况公报》数据显示:2014年全国202个城市的 4896个地下水水质监测点中较差级的监测点所占比例为45.4%，极差级的监测点所占比例为16.1%。主要超标指标为溶解性总固体、铁、锰、总硬度、“三氮”(亚硝酸盐氮、硝酸盐氮和氨氮)、氟化物、硫酸盐等，个别监测点有砷、铅、六价铬、镉等重(类)金属超标现象，对人类的身体健康构成极大威胁。目前我国地下水污染的基本态势是:由单一污染向复合污染转变，由点状、条带状向面状扩散，由浅层向深层渗透，由城市向周边蔓延［1-2］。

地下水广泛存在于岩土孔隙中，运移过程缓慢，这也决定了地下水污染具有隐蔽性与难以治理的特点［3］。地下水污染风险评价可利用有效的数据和科学的判断来确定地下水污染风险的大小，并提供相应的风险决策方案，这不仅是地下水资源保护与污染防治的前提，更是地下水污染防控的重要环节。笔者在对地下水污染风险评价领域大量研究成果进行归纳整理与分析的基础上，就其研究历程、评价内容与方法、最新成果、未来可能发展方向等方面进行了较全面的评述，可为相关研究、生产与教学提供参考。

1 地下水污染风险概念及属性特征

风险表示在特定环境下一定时间内某种损失或破坏发生的可能性，由风险因素、风险受体、风险事故、风险损失组成［4］。当前较为通用的风险定义为:风险R是事故发生概率P与事故造成的环境(或健康)后果C的乘积，即:R=PC。地下水污染风险虽然没有一个公认的概念体系，但经过国内外学者的不断探索，其概念逐渐变得全面、科学与系统。自20世纪60年代法国学者Margat提出地下水脆弱性以来一直处于不断发展中［5-6］，经历了由考虑水文地质内部要素和气候条件的地下水本质脆弱性，到考虑人类活动产生外部污染源与污染行为的特殊脆弱性，再到引入灾害风险理论后考虑地下水污染损失的地下水污染风险评价历程。这期间，胡二邦［7］将地下水污染风险定义为由自发的自然原因或人类活动引起，通过地下水环境介质传播，能对人类社会及环境产生破坏、损害等不良影响后果事件的发生概率及其后果。Morris等［8］指出地下水污染风险是指含水层中地下水由于其上人类活动导致遭受污染达到不可接受水平的可能性，是含水层污染脆弱性与人类活动造成的污染负荷之间相互作用的结果。周仰效等［9］用地下水污染的概率与污染后果的乘积来表示污染风险。

风险具有客观性、不确定性和发展性。因此，地下水污染风险的属性特征应包括:①自然属性:地下水系统自身对外界污染胁迫具有一定的抵御与恢复能力，当污染物浓度未超出地下水系统可接纳范围时，可通过自身调节恢复到平衡状态，其恢复与调节能力取决于含水层自然条件［10］。②社会属性:地下水污染风险的产生受人类活动的广泛影响。人类不合理的生产与生活方式，产生了大量污染物，也破坏了地下水环境，改变入渗、补给、径流等地下水循环过程。③不确定性:地下水污染风险涉及多个因素与多个变量，它的不确定性是地下水系统客观随机特性的表现，包括系统变量的不均一性以及风险发生时间与空间的不确定性。④动态性:地下水系统是一个巨大的动态开放系统，系统环境处于不断更新中。外界胁迫因素与地下水系统的动态性使得地下水的污染风险呈现出动态性特征。

2 地下水污染风险评价与研究的主要内容

由地下水污染风险概念可知，地下水污染风险评价应该包括发生污染事故的概率与污染后果损害两个方面。也就是说地下水污染风险评价过程不仅要考虑含水系统抵御污染的能力以及人类活动产生的外界污染载荷的影响，还需将地下水价值功能的变化以及外界污染物在土壤-地下水系统中的迁移、衰减动态纳入考虑范畴［11］。目前地下水污染风险评价与研究的主要内容包括:地下水本质脆弱性评价、特殊脆弱性评价、外界污染物种类与危险度识别、地下水价值功能评价4个方面。

2．1 本质脆弱性评价

本质脆弱性又称为固有脆弱性，是地下水系统自身对外界环境变化适应能力的表现，强调区域含水层的自然属性，具有较高的稳定性特征。本质脆弱性的大小是由地下水位埋深、渗流区介质、含水层水力传导系数等多因素决定的。它反映了外界污染物抵达含水层的速度以及地下水环境消纳污染物的能力。目前国内外地下水脆弱性的评价模型主要有DRASTIC、GOD、AVI、SEEPAGE、SINTACS、EPIK 等，这些模型所考虑的参数与评价侧重点基本相同，但都有各自的优势［12］。Gogu 等［13］用 EPIK 等上述5种模型对比利时Condroz地区的含水层脆弱性进行了评价与比较，认为物理方法可以用来检验评价结果的可靠性。滕彦国等［14］也对上述地下水本质脆弱性的评价模型做了较为详尽的论述。目前国内外评价本质脆弱性广泛采用1985年美国环境保护署(USEPA)建立的 DRASTIC 模型［15］。DRASTIC模型包含7个指标，计算公式为

式中:Vi为本质脆弱性指数;D为地下水埋深;R为含水层净补给量;A为含水层介质类型;S为土壤介质;T为地形坡度;I为包气带影响;C为水力传导系数;下标r和w分别表示各个指标的评级和权重。

通过模型加权得到本质脆弱性指数，进一步进行脆弱性指数的大小分级。由于DRASTIC模型在评价原理、方法与结果上有不同程度的缺陷［16］，因此众多学者在后续研究与应用中对此模型进行了改进。Thirumalaivasan等［17］利用 GIS的建模功能，创建了AHP-DRASTIC软件包，改进了参数的权重与评级。Panagopoulos等［18］依据研究区的特点在简化的DRASTIC模型基础上添加土地利用参数，通过硝酸盐检验取得了比传统DRASTIC模型更为准确的结果。王国利等［19］将多目标模糊模式识别模型引入到含水层本质脆弱性评价中，较传统DRASTIC模型取得了更准确的结果。孟宪萌等［20］将熵值法引入DRASTIC模型中提升了权重的合理性。Nura等［21］将DRASTIC模型的各个指标进行了灵敏度分析，用灵敏度分析的有效权重来改进DRASTIC模型，为其在小区域范围的地下水脆弱性评价提供了参考。

对地下水本质脆弱性的研究，形成了最初地下水污染风险评价的雏形，其本质是将地下水环境的自然属性与区域的水文地质、土地利用因素、区域气候条件等因素进行简单的复合叠加。该阶段的评价方法基本以基于指数叠加法的线性评价模型为主，掩盖了许多污染细节与问题，不能称为真正意义上的地下水污染风险评价。

2．2 特殊脆弱性评价

20世纪80年代末期国内外学者意识到地下水污染风险是地下水的本质脆弱性与外界污染源共同作用的结果。地下水脆弱性较高的区域如果没有明显的外界污染负荷则不存在污染风险，而即便在脆弱性较低但污染负荷高的地区仍存在较大的污染风险［22］。美国国家科学研究委员会于1993年定义地下水脆弱性为污染物到达最上层含水层之上某特定位置的倾向性与可能性。此时地下水污染风险评价将人类活动与外界污染物纳入考虑范畴，形成了地下水污染风险评价的特殊脆弱性研究。地下水特殊脆弱性表征了人类活动产生的污染源以及土地资源开发过程中对地下水天然流场的影响，具有动态性与可控性，是地下水受到外界干扰时敏感性的体现，它的大小由污染源类型、规模以及污染物在地下水环境中的迁移转化规律共同决定［23］。

国内外对地下水特殊脆弱性的研究多以土地利用类型和人类活动为切入点。Al-Adamat等［24］将土地利用参数添加到DRASTIC模型中，加强了脆弱性评价中量化数据的补充，并用地下水中硝酸盐含量做了验证。孙才志等［12］通过加权叠加模型，对下辽河平原地下水系统进行了本质脆弱性与特殊脆弱性评价，分析了脆弱性的空间分异规律及其形成机理。Nerantzis等［25］改进了DRASTIC模型的指标构成，用LOSW-PN法计算得到的硝酸盐流失量代替土壤介质类型S，用LOSW-PW法计算得到的水的渗透量代替含水层净补给量 R，在此基础上提出了DRASTIC-PA与 DRASTIC-PNA模型，结果表明这2种模型在含硝酸盐污染的多孔介质含水层特殊脆弱性评价中有较好的适应性。

特殊脆弱性评价的过程多是将外界污染源以及土地利用类型作为评价指数进行量化评分，并赋予权重，然后与本质脆弱性的最终结果进行叠加［26-29］。它是在本质脆弱性评价研究的基础上发展起来的，是地下水污染风险评价过渡阶段的重要组成部分。

2．3 外界污染源种类与危险度识别

外界污染物种类与危险度识别建立在污染源类型、分布、负荷与迁移研究的基础上。目前地下水外界污染源种类与危险度的识别主要从定性与定量2 个角度入手(表1)。Zaporozec［30］将污染物分为自然、农村、生活、工矿等7类，并依据经验将污染源风险划分为高、中、低3个等级。Foster等［31］根据数据获取的容易度与操作度提出了定性与定量相结合的POSH法，利用污染源及其产生的载荷进行分级。此外还有详细分级法，它需要通过广泛的室外调查与监测来获取丰富的污染源信息，建立污染物迁移与污染源强度矩阵来划分外界污染等级。

国内已开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类型、胁迫度等级和空间分布等。2011年环境保护部发布的HJ610—2011《环境影响评价导则—地下水环境》中对地下水污染源的分类和重点污染源的排放形式与规律做了明确阐述。陆燕等［22］筛选工业等6个地下水污染源，叠加污染物特征属性与排放量，以定量的方式得出了北京市地下水污染源的分级与空间分布特征。金爱芳等［32］构建了多因素耦合的风险源识别模型，用该模型进行了风险源的评价与分级，其成果对地下水污染预防以及污染源的监管有重要意义。王俊杰等［33］在对地下水污染源进行解析的基础上，提出了基于特征污染物及其排放量的量化体系，一定程度上解决了外界胁迫脆弱性评价难以量化的问题。

2．4 地下水价值功能评价

20 世纪80 年代，Varnes［34］提出了“风险=脆弱性×灾害性”的风险评价模式，随后该模式逐渐被引入地下水污染风险评价系统中。由此地下水污染风险进入高级阶段，在考虑地下水污染事件发生可能性的同时，也注重了污染风险受体——地下水的灾害损失研究，地下水价值功能的变化被纳入到地下水污染风险评价中。此时用含水层的本质脆弱性和外界污染载荷的侵害来表征地下水系统发生污染风险的概率;用地下水价值功能的变化来表征地下水系统发生污染风险的损害。

表1 地下水污染风险外界污染源识别方法

地下水价值功能评价方法较多，但研究方法多是将地下水的价值或功能进行量化，可概括分为以下2种:

a．基于地下水水质状况与地下水存储量的地下水价值评价方法，计算公式为

式中:V为地下水价值量;GQ为地下水水质状况;GS为地下水存储量。

Wang等［35］利用式(2)对北京平原区地下水价值功能进行了测算与分级。江剑等［36］从地下水水量、地下水水质和供水意义3个方面评价了北京市海淀区地下水价值功能。

b．基于开采价值与原位价值的评价。开采价值突出地下水的使用性与经济意义，包括各种人类活动所需要的地下水;原位价值包括地下水的生态与调节价值，以及维持地下水系统稳定与抗干扰的价值［14］。地下水开采价值的研究早于原位价值的研究。鉴于地下水价值功能较难量化的问题，1997年Civita等［37］指出地下水价值应该与地下水的供水区及供给人口相联系。Daniela［38］在 Civita等研究的基础上改进了地下水价值评价的指标与分级，对意大利皮亚纳东部地下水污染风险与编图开展了研究。张丽君［23］从地下水的生态服务功能、健康服务功能及其社会经济服务功能方面建立了地下水价值功能评价体系。张保祥等［39］从开采价值与原位价值2个方面选取了人口密度等5个指标，采用加权综合法计算了龙口市平原区地下水价值功能。

对地下水价值功能的测算与评价，是灾害风险理论在地下水污染风险评价中的重要应用，增强了评价体系的系统性与全面性。但地下水的价值功能评价仍具有较大难度，地下水价值功能是地下水重要性的体现，它需要大量的数据资料作为支撑。另外，地下水的原位价值多基于生态意义，存在很大模糊性，较难量化。

3 地下水污染风险评价方法

评价方法的选择，需要充分考虑区域资料与数据的详尽程度、风险评价模型的选取以及评价结果的可靠程度。评价方法的确定是风险研究的核心内容之一，直接关系到风险评价结果的可信度。当前地下水污染风险的评价方法较多，包括指数叠加法，污染物复杂物理、化学和生物过程模拟法，不确定性分析法以及数学统计方法，前3种方法应用最为普遍。

3．1 指数叠加法

指数叠加法通过建立指标体系，按照划分的指标分级系统来计算风险指数的大小，然后再对风险指数进行分级，常应用于大区域范围的地下水污染风险评价(表2)。指数叠加法通过将表征地下水自身防污性能的本质脆弱性指数、表征外界污染源对地下水施加压力的外界胁迫性指数进行加权叠加，以此来获取地下水污染的可能性;然后再与表征地下水重要性的地下水价值功能指数进行叠加来获取研究区的地下水污染风险指数，并利用ArcGIS等软件的空间分析功能与可视化技术进行计算与制图表达［38，40-42］。除此之外，近些年建立在水文地质条件基础上的GALDIT模型已用于受海水入侵威胁的沿海地区地下水脆弱性评价中［43-44］，其本质仍然是指数叠加法的应用。

指数叠加法具有评价过程操作简单、指标数据容易获取、评价成本较低的优势［45］。但其评价模型多以线性模型为主，无论是在评价指标选取、等级划分还是最后污染风险大小的确定上均有较强的主观性。指数叠加法的评价结果概括性较强，忽略了外界污染物的具体迁移与衰减过程，不适合对单个点源污染的风险评价。此外，指数叠加法在指标选取的过程中要注意指标间的因果联系，避免指标选取的重复性。

3．2 污染物复杂物理、化学和生物过程模拟法

过程模拟法能弥补指数叠加法在污染场地和单个污染源风险评价上的不足。过程模拟法事先假定风险表征，然后以反演的方式反推风险的等级［46］。该方法将地下水流动状况与污染物进入含水层的整个运移衰减过程进行模拟，可以预测随时间与外界条件变化下，外界潜在污染物对地下水的可能影响，最后依据污染物的浓度分布和影响范围来确定风险等级。该方法能定量描述地下水的污染水平，可用于污染场地的风险评价、新建场地的优化选址和设计参数的确定。

表2 地下水污染风险指数叠加的主要方法

爱尔兰地质调查局认为地下水污染风险评价应考虑含水层脆弱性，地表潜在污染物的类型、分布和毒理性以及可能造成的环境受体的损失［47］，由此强调了污染过程模拟在地下水污染风险中的重要性。基于过程模拟法的地下水污染风险评价，要求有数学模型与仿真模型的支撑，通过建立评价数学公式，将各评价因子定量计算后，得出区域地下水的污染风险综合指数。

过程模拟法的实质是地下水数值模拟的一部分，Modflow是美国地质调查局(USGS)开发的较早的地下水模拟软件，主要应用于孔隙介质中三维有限差分地下水流数值模拟。之后出现了FEFLOW、HYDRUS、GMS、Groundwater Vistas、Visual Modflow、Geostudio等众多地下水数值模拟软件与模型，其中三维有限差分地下水流模型Modflow及相关溶质迁移模型MT3DMS，已成为公认的标准地下水流动与污染物迁移模型［48-49］。Cheng等［50］建立了铵态氮与硝态氮在台湾浊水溪冲积扇地下水中的迁移转化模型，对当地地下水污染风险进行了研究。Nobre等［51］将数值模型和综合模糊法相结合对污染场地进行评价，同时也对污染源的毒理性、迁移性和降解过程进行了研究。Devi等［52］建立了地下水流动模型，用来模拟Mauritius南部含水层的地下水流动特征以及预测外界污染物在地下水中的运移路线。刘东旭等［53］基于Modflow模型建立了饱和带水流运动及核素迁移数值模型，对关注核素^3H和^90Sr在地下水中的迁移趋势和环境影响进行预测评价，研究结果表明:^3H迁移扩散速度快且浓度衰减性小，对下游远场地下水危害性大;^90Sr迁移扩散速度相对较慢，污染范围限定在污染源200m左右。针对地下水污染的数值模拟及污染预测问题，徐铁兵等［48］建立了某项目厂区及邻近区域地下水的渗流模型与溶质运移模型，开展了地下水污染模拟预测以及地下水中Cr6+的浓度变化研究。

此外，我国学者在地下水污染羽识别［54］、模拟地下水石油污染风险［55］、农村生活非点源污染负荷量估算［56］、解析法预测污染物迁移的空间与时间过程［57］等方面也做了大量的研究，对进一步开展地下水污染风险评价提供了丰富的理论与实践支持。

数学模型与仿真模型的应用使得地下水污染风险评价得以定量化与系统化，评价结果也更加贴近实际，但地下水系统是一个复杂的动态开放系统，系统的内外部特征与形成机制仍具有很强的不确定性，建立模拟模型所依赖的水文地质数据与物理参数的可获取性较差。另外，受人类认知范围的限制以及监测活动时空条件的约束，模拟过程仍具有很强的模糊性，很多情况下仍然不能反映出真实的风险水平。此外过程模拟法没有与灾害理论结合起来，多是研究污染物的时空分布特征，不能体现真正的风险内涵。

3．3 不确定性分析法

风险评价的实质就是不确定性分析，没有不确定性，就没有风险，在整个分析过程中要求对不确定性因素进行定性和定量研究，并在评价结果中体现风险程度，使评价结果更加科学［58］。地下水系统是一个巨大的动态开放系统，系统内外部结构复杂，系统本身也具有很强的不确定性。束龙仓等［59］将地下水资源评价中的不确定性分为客观不确定性与主观不确定性2类。吴吉春等［60］将地下水模拟不确定性分为参数不确定性、模型不确定性和资料不确定性3类。文献［59-60］尽管分类不同，但在不确定性因素的具体种类上基本一致。Verma等［61］也对地下水溶质运移中的不确定性进行了类似的分类。随着不确定性理论的建立与发展，不确定性的相关理论也逐渐引入到地下水污染风险评价领域中。目前该领域进行不确定性研究的主要方法可以归为以下3类。

a．基于概率理论的随机模型方法。如 Lo等［62］采用随机模拟技术评价垃圾填埋场的含水层污染概率。Copty等［63］采用蒙特卡罗方法与贝叶斯耦合方法评价了地下水污染恢复方案评价中的不确定性。Ma等［64］采用蒙特卡罗方法模拟了地下水污染对人体健康的影响，并通过秩相关系数进行灵敏度分析以确定主要影响参数，最终确定污染处理方案。Aminreza等［65］用蒙特卡罗方法和正态分布函数来确定硝酸盐参数的不确定性与农业区地下水污染的可能性。梁婕［66］采用高斯随机场模型和序贯高斯模型来刻画地下水渗透系数的随机性，同时采用贝叶斯定理推断不确定性参数的后验概率，基于这2种不确定性因素，研究含水层中溶质运移问题。王伟明等［67］采用概率配点法在流域尺度上进行非点源污染不确定性分析。史良胜等［68］利用随机配点模型和多项式抽样技术，通过与传统随机模型进行对比，说明随机配点模型具有明显的效率优势和优越的收敛速度。李世峰等［69］在用贝叶斯方法对土壤渗透系数进行处理的基础上，用蒙特卡罗方法模拟了非饱和土壤渗透系数的不确定性，为后续变异条件下包气带渗透系数对污染物的运移研究提供了参考。

b．基于模糊集理论的模糊数学方法。Uricchio等［70］将地下水污染风险评价看成模糊决策过程，利用模糊推理技术进行地下水污染风险评价。Verma等［61］将地下水运移模型参数模糊化，模拟了农药在包气带中的运移规律。Yang等［71］采用模糊优化与模糊回归模型进行污染含水层修复的优化设计。李绍先等［72］建立了基于突变理论的地下水环境风险模糊评价模型，并成功应用于海河流域的地下水环境风险评价。李如忠等［73］通过建立多属性决策分析模型，对皖北3个城市浅层地下水进行环境风险分析，取得了较为理想的结果。

c．随机-模糊耦合方法。地下水污染系统中通常既含有随机因素，也含有模糊因素，因此随机-模糊耦合方法在地下水污染风险评价中得到越来越多的应用。Liu等［74］综合采用蒙特卡罗法和模糊综合评判模型，评价了受垃圾填埋场污染的地下水对人体健康的影响。Li等［75］建立了综合模糊随机风险评价模型，评价了地下水石油污染风险，该模型系统地量化了位置条件、环境标准和健康影响标准的随机不确定性和模糊不确定性。梁婕等［76］提出了基于随机-模糊模型的地下水污染风险评价方法，评价了地下水中锰污染的环境风险。孙才志等［77］将蒙特卡罗法和α截集技术引入到下辽河平原地下水脆弱性研究中，有效处理了参数随机不确定性和模糊不确定性问题，用隶属函数和累积分布曲线的形式表达脆弱性和不确定性，使评价结果更为科学合理。

目前相关研究主要集中于地下水健康风险评价，这主要是因为地下水健康风险评价模型比较简单，参数较少;而不确定性条件下地下水污染风险评价多侧重于本质脆弱性部分，这主要是因为地下水污染风险评价需要考虑的问题复杂、参数多，但这也为不确定性理论在该领域的进一步应用提供了很好的机会。由于随机数学理论和模糊数学理论具有较好的互补性，因此认为随机-模糊耦合方法将是未来地下水污染风险评价的主要方法。

4 讨论与展望

地下水污染风险评价是地下水环境风险评价的重要组成部分，已成为地下水环境研究的热点领域。目前污染风险评价方法较多，但无论采取哪种评价方法，都需要明确污染风险的概念内涵、外界污染源与污染过程，以便进行科学的风险分析与损害评估，最后采取有效的风险管理措施。同一区域采用不同的评价方法可能会造成评价结果的差异，因此加强地下水污染风险评价方法的改进与适用性研究是确保评价结果准确与实施有效风险管理的重要前提。尽管国内外地下水污染风险评价已取得了较多成果，但仍存在一些需要改进的地方。

a．地下水污染风险评价的理论体系建设。迄今为止对地下水污染风险评价还没有统一的认识，其概念偏重于对地下水污染载荷以及地下水污染后果的描述，而对污染物在地下水环境中迁移、衰减的过程描述甚少;部分研究甚至将地下水水质评价看成污染风险评价，研究成果很难真正体现风险的内涵，无法为决策者提供足够的风险信息。因此，应借鉴现代自然灾害风险理论与环境风险理论，科学界定其概念与内涵，构建符合现代风险分析模式的地下水污染风险评价模型。

b．地下水环境作为地下水污染风险的受体，目前多侧重于对地下水脆弱性和价值功能性的研究，对其适应性研究较少，应加强对其适应性的研究，即地下水自身纳污能力以及人类对污染风险的响应措施研究。此外，在强调其价值功能时，不仅仅是定性层面的相对价值评价，更应该加强地下水价值与功能核算，以定量的方式来确定其绝对价值。

c．地下水污染风险评价的不确定性问题。目前对于不确定性的处理普遍是假设随机参数的概率分布特征是已知的，但这本身就是一个不确定性问题，尤其是对于小样本参数;而对于模糊参数，多以三角模糊数表示，但三角模糊数的乘法、除法与函数运算尚不严谨，若采用扩张原理与截集技术进行计算则实现过程非常复杂，也难以适用于三角模糊数的函数运算。显然，这些缺陷均会带来较大的计算误差，急需探索解决该问题的有效方法。

d．国内外地下水污染风险评价研究均侧重于污染风险等级大小与空间分布特征的研究，对污染事故发生前的防护研究以及假设污染发生后的防治措施研究较少。在防护研究中需加强地下水污染风险的区划研究，现有灾害风险区划通常存在3个问题:①风险区划主要基于风险的空间分异特征，忽视风险的空间关联特征;②风险区划多采用统计模型根据历史数据作出静态区划，忽视了动态指标的作用［78］;③风险区划多是确定性区划，无法体现风险的不确定性［79］。地下水是流动的，各风险分区在空间上存在着关联性;地下水污染风险受人类活动影响较大，而人类活动往往呈现出可调控的动态规律;基于随机-模糊耦合方法的风险评价，其结果是以概率表征的，具有不确定性。这需要在进行地下水污染风险区划时，在借鉴现有自然灾害风险区划成果的基础上，重点解决上述3个问题。

e．加强污染风险的决策管理。地下水污染风险评价的最终目的是为风险决策管理提供科学参考，但目前对这一环节缺乏系统的研究。风险决策是涉及多个学科、多个领域、多个层次的综合性问题，包含技术、经济、政策、公众参与、社会伦理等各个方面，只有加强决策管理才能发挥风险评价在风险决策过程中的最大效用。

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