基于博弈論綜合權重法的場地地下水環境污染風險評價

劉婧怡，王 炎，湯家道，羅勁松，王鵬程，羅朝暉*

(1.中國地質大學(武漢)環境學院，湖北 武漢 430078；2.云南銅業股份有限公司西南銅業分公司，云南 昆明 650102)

固廢堆放場地對地下水環境的污染和環境風險日益受到重視[1-4]，對現有固廢堆放場地的地下水環境污染進行客觀準確的風險評估是指導污染場地開展針對性治理、達到控制污染且減少過度治理的基礎[5-10]。

近年來，我國地下水環境污染風險評價的概念越來越受到重視[11]，在理論研究和實際應用上也取得了較大的進展[12-14]。地下水環境污染風險評價屬于多層次、多目標的綜合評價問題[1]，影響因子眾多，目前尚未形成統一的評價標準。而構建合適的地下水環境污染風險評價體系，關鍵在于影響因子的選取以及指標權重的確定[9]。指標權重的確定方法主要分為主觀賦權法、客觀賦權法以及主客觀綜合賦權法3種[15]。其中，主觀賦權法是利用專家或個人的知識或經驗采取綜合咨詢評分的定性方法來確定指標的主觀權重，并對標準化后的專家評分數據進行了綜合，主要方法有層次分析(AHP)法、專家調查(Delphi)法等；客觀賦權法是根據各指標間的相關關系或各指標值的變異程度來確定指標的客觀權重，它是由調查所得的數據決定，不需要征求專家的意見，主要方法有熵權法、主成分分析法、因子分析法、變異系數法等；主客觀綜合賦權法則是運用一定的計算方法，將指標的主觀權重與客觀權重進行融合，可以綜合多種指標權重確定方法的優點。

目前許多學者對污染場地地下水環境污染風險進行了評價研究，如黃振芳等[16]基于主客觀權重的多層多目標可變優選模型構建了流域地下水環境污染風險評價體系，采用熵權法確定指標的主觀權重，二元對比法確定指標的主觀權重，利用博弈論集結模型推導計算了指標的綜合權重，并以海河流域地下水環境污染為例進行了風險評價；張博等[17]以矩形場地地下水環境污染風險評價為例，在采用蒙特卡羅法基礎上建立了場地地下水流模型與溶質運移模型，分別計算了污染物在地下水中的遷移轉化情況，并統計了大量隨機模擬中污染事故發生的頻率；張伯強等[18]以江蘇省某危險廢物填埋場為研究案例，利用迭置指數法構建了地下水環境污染風險評價體系；馬海珍等[13]基于梯形模糊數理論構建了地下水環境健康風險模糊評價模型；韓旭等[19]選用層次分析法、熵權法、層次分析-熵權法(采用“加法”集成法)對危險廢物填埋場地地下水環境污染風險評價指標的權重進行計算，并與實際情況進行擬合驗證，結果表明層次分析-熵權法是更適合用于確定危險廢物填埋場地下水環境污染風險評價指標權重的方法[19]。現階段的渣場地下水環境污染風險評價研究多將研究區視為一個整體進行風險評價，而對于研究區內部區別化研究有所欠缺，這是因為很多研究場地內部條件并不完全相同，采用同樣數據概化明顯是不合理的。本文所構建的渣場地下水環境污染風險評價模型則是側重于區分場地內部條件差異性的風險評價，而相較于單一指標權重確定方法，博弈論綜合權重法既保證了指標權重的客觀性，又保證了指標權重的準確性，其結果可以提高評價結果的可靠性。因此，相較于將研究區看作一個整體的評價模型來說，基于博弈論綜合權重法所構建的地下水環境污染風險評價模型可以更準確地評判場地內地下水環境污染的風險，尤其對高度非均質研究場地內部條件進行分區風險評價是很有意義的，這種場地內部的差異化風險評價可為后期場地修復范圍及修復方法的確定提供理論技術支撐。

1 研究區環境背景條件

某渣場位于云南省某地，該渣場建于1958年，2002年停止使用，主要堆存種類有熔煉渣、脫硫石膏以及生活垃圾，渣場面積為181 716.70 m2，堆存量約為300萬m3，折合重量為622.8萬t，其中熔煉渣為364.8萬t、脫硫石膏為133萬t、生活及建筑垃圾為125萬t。該渣場停用后，建設單位對渣場進行了簡單的閉庫，對堆體局部進行了覆土綠化，修建了渣場內雨水截排設施，并修補了部分擋墻。

1. 1 場地自然地理條件

研究區屬低緯高原山地季風氣候，四季溫暖如春，全年溫差較小。該渣場所屬地區水體屬螳螂川水系，最終匯入金沙江，區內地表水系不發育，無穩定地表徑流。

1. 2 場地地層結構及水文地質條件

1.2.1 區域地層

1.2.2 場地地層結構

根據前后期共122個鉆孔的信息，可以得出該場地地層結構從新到老可劃分為6層(見圖2)：①渣體(Qml)；②第四系坡洪積物(Qdl+pl)；③第四系殘坡積物(Qel+dl)；④第四系殘積物(Qel)；⑤二疊系中統峨眉山組(P2e)玄武巖強風化-中風化層；⑥二疊系下統棲霞-茅口組(P1q+m)灰巖。

該場地渣體結構呈現出中間厚、四周薄的特征，按種類不同，熔煉渣是渣體的主體，場地內均有分布；生活垃圾主要堆存在渣場西北部，堆存較為集中且較為連續；脫硫石膏渣則零星分布于渣場北部，經過多次堆存較為分散。該場地渣體厚度分布，見圖3。

圖1 研究區地質概圖

該場地內地層②～④層及二疊系峨嵋山組玄武巖強風化層在結構上均表現為含黏粒土層，在此暫不區分，統稱為黏土層，與灰巖含水層區分。場地黏土層厚度分布如圖4所示。整體來看，研究區內黏性土層的厚度西北薄而東南厚，黏土層較薄的區域可能是污染物運移而導致渣場內地下水環境污染的主要途徑。根據場地內鉆孔土樣檢測結果顯示，污染物在黏土層內運移的深度極為有限，大部分區域不超過5 m，說明研究區內黏土層對于污染物的垂向運移有良好的阻滯作用。研究區內黏性土層的滲透系數，則由北向南呈現出逐漸遞減的趨勢。

圖2 某場地渣體地層結構剖面圖

圖3 某場地渣體厚度分布圖

圖4 某場地黏土層厚度分布圖

1.2.3 場地水文地質條件

根據野外調查及資料分析，場地內地下水主要分為松散巖類孔隙水、玄武巖類風化裂隙水和碳酸鹽巖類巖溶水三大類。研究區內風化裂隙水由于賦存條件有限，影響較小。孔隙水的賦存受地形和第四系坡洪積物的影響，分布存在不連續性，主要賦存在渣場東南部沖溝中下緣坡洪積物相對弱含水層中。場地內低滲透性的殘坡積物、殘積物等屬于相對隔水層，降水入滲進入渣體后可從底部滲透性相對稍高的巖土體下滲，并在滲透性相對較低的相對隔水層上部形成局部飽和，從而形成一定量的孔隙水。野外試驗及鉆孔揭露結果表明，大氣降雨入滲補給是研究區內孔隙水的唯一補給來源，且僅在強降雨條件下才能接受補給。巖溶含水層為研究區內主要含水層，規模大、埋深大，巖溶水與上部孔隙水基本沒有水力聯系，場地下部的巖溶水受周邊地下水開采和高度非均質性的巖溶發育特點的影響，地下水水位和水位動態變幅存在很大差異，總體巖溶水水位高程在1 905～1 960 m之間。研究區內巖溶水主要接受由北向南的區域巖溶水側向徑流補給，大氣降雨入滲渣體后，場地因第四系黏性土層的不均勻性，局部存在比較薄弱的黏性土層和灰巖裸露區，可能存在部分降雨入滲后補給巖溶含水層。

綜上，由于研究區內含水層具有高度非均質性，所以不能簡單地用一個數值代表整個研究場地，應該對場地內部進行差異化風險評價。

2 研究方法

本文針對以往渣場地下水環境污染風險評價指標權重確定方法的不足以及場地內評價結果可視化的欠缺，參考其他污染場地地下水環境污染風險評價模型，結合研究區實際情況選取評價指標，并采用熵權法確定評價指標客觀權重，采用層次分析法確定評價指標主觀權重，基于博弈論綜合權重法確定評價指標綜合權重，進而針對具有高度非均質性的污染場地，構建基于博弈論綜合權重法的渣場地下水環境污染風險評價模型，在此基礎上，將評價結果與ArcGIS空間分析技術相結合，對場地內評價結果進行分區和可視化分析。具體步驟如下：①評價指標選取；②評價指標權重確定；③評價指標量化分級；④風險指數計算及分級。

2. 1 理論方法模型

2.1.1 層次分析法

層次分析法適用于多準則和多目標的復雜問題決策分析，其核心是將決策者經驗判斷進行量化，從而能以定量形式的方法來為決策者提供決策依據。該方法首先將各評價因子進行兩兩比較確定判斷矩陣；然后運用行和將其歸一化得到各評價因子權重，以及判斷矩陣的特征向量和最大特征值；最后利用下面公式對結果進行一致性檢驗：

(1)

CR=CI/RI

(2)

上式中：λmax為最大特征根;n為研究變量的個數;RI為平均隨機一致性指標。

當計算所得的CR<0.10時，表明通過了一致性檢驗；反之，則沒有通過一致性檢驗，需要進行修改，直到通過一致性檢驗為止。

2.1.2 熵權法

熵權法是依據各評價指標所包含信息量的多少，來確定各評價指標客觀權重的方法[20]，具有絕對的客觀性。該方法首先針對n個評價對象和m個評價指標，構建原始數據矩陣Y=(yij)m×n，并依據下面公式對原始數據矩陣進行標準化處理：

(3)

(4)

根據以下公式計算評價指標的客觀權重wj，即第j個評價樣本的第i個評價指標的權重zij為

(5)

信息熵ej為

(6)

評價指標的客觀權重wj為

(7)

2.1.3 博弈論綜合權重法

(8)

根據矩陣的微分性質，得出式(8)的最優解需滿足以下條件：

(9)

根據式(9)求解，并對結果進行歸一化處理：

(10)

求得評價指標的綜合權重為

(11)

2. 2 評價指標選取

渣場對地下水造成環境污染風險的過程主要是渣體滲濾液的產生以及污染物經過包氣帶進入地下水，對這個過程造成影響的因素較多且十分復雜[18]。借鑒國內外對固廢填埋場的風險評估現狀，本文結合場地條件并根據污染物對地下水造成影響的過程，將該場地風險因素大致分為三類：一是渣體自身特征風險指數，主要受到渣體自身特征的影響；二是地下水自身脆弱性風險指數，表征污染物經過包氣帶進入地下水的風險指數[22]；三是其他特殊風險指數。關于場地水文地質條件的差異性研究已有很多，本文主要著重于場地內部地下水環境污染風險的差異性，有針對性地選取場地內部渣體存在差異性的評價指標。

2.2.1 渣體自身特征風險指數

渣體自身特征風險指數本文主要考慮對渣體滲濾液造成影響的因素，一是影響渣體滲濾液污染物的因素，主要包括渣體復雜程度和渣體浸出污染物濃度；二是影響渣體滲濾液產生量的因素，根據前期場地試驗、室內試驗以及相關研究表明，渣體滲濾液產生的量主要受到降雨、渣體厚度、渣體結構和渣體初始含水量的影響，其中渣體填埋年限、渣體浸出污染物濃度和渣體初始含水率等因素由于在場地內差異性不大，所以不予考慮。

(1) 渣體復雜程度。一般來說，堆積的渣體越復雜，所產生的滲濾液中污染物種類越復雜，地下水環境污染的風險越高。本文所選取的案例中場地主要堆存的是熔煉渣，在多次堆存過程中夾雜部分脫硫石膏渣和生活垃圾，熔煉渣存在于場地全部區域，脫硫石膏渣和生活垃圾主要集中在場地北部。

(2) 渣體厚度。渣體厚度越大，地下水環境污染的風險越低。這是因為渣體厚度越大，來自降水入滲的水分運移至底部的時間越長，在渣體達到一定厚度之后，水分下滲的速度低于蒸發速度無法產生滲濾液。根據前期場地調研和試驗以及HYDRUS模型模擬結果可知，本場地內渣體厚度達到8.8 m時，渣體底部不會產生滲濾液。

(3) 渣體結構。渣體的滲濾液產生量受到渣體結構的影響。在渣體上層與下層存在結構差異的情況下，當渣體上層滲透系數大于渣體下層滲透系數時，滲濾液的產生量相較于其他情況會減少。根據模擬試驗結果可知，不同渣體結構滲濾液產生量的差異表現為：結構無變化>渣體下層滲透系數高于渣體上層滲透系數>渣體下層滲透系數低于渣體上層渣體滲透系數。簡而言之，在渣體結構存在差異的情況下，渣體下層滲透系數越低，越不容易產生滲濾液，地下水環境污染的風險越低。

2.2.2 地下水自身脆弱性風險指數

地下水自身脆弱性指數本文主要參考DRATIC模型中的參數因子，并在DRASTIC模型基礎上對于參數指標進行了一定的增減與調整，使其能夠更好地反映場地地下水自身脆弱性風險指數。其中，由于該場地占地面積較小，地下水凈補給量在場地內的差異性不予考慮。

(1) 黏土層厚度。一般來說，黏土層的厚度越大，污染物向下運移的速度越慢，污染物遷移的量越少，地下水環境污染的風險越低。黏土層厚度主要決定了污染物到達含水層的運移時間及其與周圍介質接觸的時間，低滲透性的黏性土不僅能夠很大程度上限制污染物進一步向下遷移，而且還有可能發生中和、過濾、揮發、彌散、生物降解等化學反應，這一系列反應對污染物的向下運移有很好的減弱作用。

(2) 黏土層滲透系數。主要起決定性作用的隔水層是黏性土層，所以選用黏性土的滲透系數作為評價因子。黏土層滲透系數表征的是地表積水(或是降水或降雨積水)可以進入包氣帶的比例大小，也是反映出地表污染物隨入滲水量可能進入包氣帶量大小的參數。一般來說，黏土層滲透系數越小，地下水環境污染的風險越低。

(3) 地形坡度。地形坡度是指地表的坡度或者坡度變化，地形坡度變化會使得降雨在地表產匯流的條件也發生改變。一般情況下，地形坡度越大，雨水越容易形成地表坡面流，在地表停留的時間越短，入滲的地下水量越小，水分下滲攜帶的污染物越少，表現出的地下水環境污染的風險越低；反之，地形坡度越小，大氣降雨在地表停留的時間越長，持續入滲的地下水量越大，地下水環境污染的風險越高。

(4) 地下水埋深。地下水埋深是指含水層上部到地表的垂直距離，它表征的是地上的污染物遷移進入地下水的距離。一般來說，地下水埋深越大，地下水越不容易受到污染，地下水環境污染的風險也就越低。

(5) 含水層介質類型。含水層介質類型影響著地下水滲流[23]，不同類型的含水層介質具有不同的滲透系數，即透水性不同。含水層介質的滲透性越低，越不容易受到污染，地下水環境污染的風險越低；反之，含水層介質的滲透性越高，即含水層介質的顆粒越粗或存在溶洞或裂隙發育，地下水環境污染的風險越高。

2.2.3 其他特殊風險指數

除了上述提到的影響因子以外，還有一部分外界影響因子也會影響到渣場地下水環境污染風險評價，如植被(修復)覆蓋率、覆土厚度、防護措施和降雨量等。其中，降雨量由于場地內差異性不大，所以不予考慮。

(1) 植被覆蓋率。植被覆蓋率越大，地下水環境污染的風險越低。此外，土壤中的有機質可以在一定程度上影響污染物的運移，尤其是生活垃圾滲濾液所造成的地下水污染。

(2) 覆土厚度。渣體表面存在一定量的人工覆土，可以抑制渣場粉塵飛揚、臭味和滲濾液產生。已有試驗研究表明，覆蓋土壤的厚度直接影響地表徑流和入滲量。這是因為覆土層能有效減少降雨入滲量，使降雨一部分轉換為地表徑流；同時，覆土層也會對渣體包氣帶的蒸發作用產生明顯的影響，覆蓋的雜填土厚度越大，整個渣體的實際蒸發量越小，而且覆土層會明顯抑制下部熔煉渣的蒸發排泄。

(3) 防護措施。針對渣場污染現狀所采取的一系列防護措施可以有效地降低地下水環境污染的風險。根據防護措施的防護效果大致分為三類：單一簡單的防護措施，如簡單覆蓋等；單一復雜的防護措施，如底部翻堆防滲、抽出處理等；綜合防護措施，即綜合多種防護措施。

根據上述非均質渣場地下水環境污染風險所涵蓋的內容，構建了渣場地下水環境污染風險評價指標體系，如圖5所示。

2. 3 評價指標權重確定

首先，采用層次分析法計算了評價指標的主觀權重，即將各評價指標兩兩比較確定判斷矩陣(見表1)，并利用公式(1)、(2)計算得到CR=0.04<0.10，其結果通過了一致性檢驗。

圖5 渣場地下水環境污染風險評價指標體系

表1 渣場地下水環境污染風險評價指標的層次分析法判斷矩陣

由表1可知，評價指標中最重要的是黏土層厚度，其次是黏土層滲透系數和防護措施。這是因為黏土層是最重要的天然地下水防護層，它使地下水具有了一定的防污能力，而人工防護措施也十分重要。

然后，采用熵權法利用公式(3)～(7)計算了評價指標客觀權重；最后，采用博弈論綜合權重法利用公式(8)～(11)計算了評價指標的綜合權重，其計算結果見表2。

由表2可知：評價指標綜合權重與層次分析法計算得到的評價指標主觀權重大致一致，可見結合評價指標主觀與客觀權重后提高了渣體厚度、覆土厚度等場地內差異較大評價指標的權重，從而提高了評價結果的客觀性和可靠性。

2. 4 評價指標量化分級

根據場地內所采集的評價指標數據以及各指標范圍，如地形坡度、地下水埋深、覆土厚度和植被覆蓋率是綜合考慮場地內的指標范圍進行分析，并結合室內外試驗結果對評價指標進行了量化分級。例如：渣體自身風險指數是依據渣體滲濾液影響因素的Hydrus模擬結果進行分級(基于研究區現場勘察和野外現場試驗結果)，構建渣體包氣帶水文地質概念模型，并結合HYDRUS軟件分析不同條件下渣體包氣帶的水分變化。研究結果表明：厚層渣體包氣帶水分運移深度有限，正常降雨條件下該渣體產生滲濾液的厚度閾值為8.8 m；暴雨條件下熔煉渣相較于石膏渣和生活垃圾更易產生滲濾液；渣體包氣帶越厚、渣體初始含水量越低、渣體物質組成及其結構越復雜、覆土層越厚的條件下，渣體越難以產生滲濾液)；黏土層厚度及其滲透系數則是參照場地內調查結果，結合項目配套的室內污染物黏土層穿透試驗并參考CXTFIT 2.1模擬結果進行分級(根據模擬研究區場地條件的土柱試驗結果，使用CXTFIT 2.1軟件進行模擬，得出試驗結論：以50年作為模擬時間，砷污染物無法穿透5 m的黏土層，黏土會將砷吸附在土壤中，無法繼續向更深層進行污染，這與現場調查結果相符)。無法由試驗得出結果的評價指標量化分級則參考其他渣場地下水環境污染風險評價研究案例，如含水層介質類型和防護措施是參考的同為云貴高原的渣場地下水環境污染風險評價研究案例[24]。本次將渣場地下水環境污染風險評價的二級評價指標分為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ4個等級，具體分級標準和評分值見表3和表4。其中，評價指標所取分值越高，表明發生地下水環境污染的風險越大。

表2 某渣場地下水環境污染風險評價指標權重的計算結果

表3 渣場地下水環境污染風險評價指標量化分級標準

表4 渣場地下水環境污染風險評價二級評價指標評分值

2. 5 評價結果與分析

本次研究中評價指標的數據主要來源于以下幾個方面：①前期所進行的多次場地調查所得出的結果及監測資料；②研究區相關水文地質資料等;③渣場歷史管理記錄。根據上述建立的渣場地下水環境污染風險評價指標體系，風險指數的取值范圍應在1～10之間，場地內地下水環境污染風險評價結果多取值于中間分段，故將中間分段的取值結果等間距地劃分為5個等級，見表5。

表5 渣場地下水環境污染風險評價結果分級標準

本文中渣體相關數據來自歷次調查的100多個鉆孔；包氣帶(黏土層)數據主要來自場地8個鉆孔，分別控制了灰巖+殘坡積/坡洪積區域、灰巖+玄武巖風化帶+殘坡積區域等所有場地典型地層分層結構，并保證了全場區的控制性。其中，SK1和SK2鉆孔位于黏土層較薄的“灰巖裸露區”，SK9鉆孔周圍小范圍黏土層較松散，這些點代表了灰巖+殘坡積區域；SK5和SK7鉆孔分別位于場地原始地貌的沖溝處，能夠很好地代表灰巖+殘坡積/坡洪積區域；SK3和SK10鉆孔位于灰巖+玄武巖風化帶+殘坡積區域；SK8鉆孔代表了玄武巖風化帶+殘坡積區域，且其周邊區域植被較豐富，也是研究區場地內唯一植被覆蓋率較高的區域。

將所獲得的指標數據根據上述建立的渣場地下水環境污染風險評價指標體系進行風險指數計算，研究區8個鉆孔點位各評價指標的情況，見表6，并將所獲得的計算結果在ArcGIS中使用IDW方法進行空間插值，得到該渣場地下水環境污染風險評價等級分區圖，見圖6。IDW方法是以插值點與樣本點間的距離為權重進行加權平均，由于場地條件具有一定的相似性與連續性，取樣點能夠很好地代表周邊的場地環境，與取樣點越近的區域，相似度越高，所以本文選取IDW方法進行空間插值，其結果具有可靠性。

表6 某渣場地下水環境污染風險評價結果

圖6 某渣場地下水環境污染風險評價等級分區圖

通過分析對圖6可知：污染物從場地北部進入地下水的風險較大，場地南部也具有一定的風險；場地內北部區域地下水環境污染風險較南部高，這與黏土層滲透系數及黏土層厚度在場地內的變化趨勢相一致；除黏土層厚度及黏土層滲透系數以外，防護措施也對渣場地下水環境污染風險指數造成了較大的影響，場地內整體防護措施都較弱，具有較大的提升空間。

將疊加權重計算后的評價指標進行歸一化處理，得出該場地每個鉆孔點位對于風險指數貢獻最大的主要影響指標，見表7。由于該場地不同鉆孔點位主要的風險影響指標不同，故可根據計算結果合理制定具有針對性的地下水環境污染管控修復方案。

表7 某渣場各鉆孔點位地下水環境污染風險主要影響指標

3 結論與建議

(1) 本文采用博弈論綜合權重法確定了評價指標綜合權重，該方法結合了主觀方法與客觀方法的特點，綜合考慮了指標的主、客觀權重，可提升決策的科學性，對于同類具有高度非均質性特點的渣場地下水環境污染風險評價具有一定的參考價值。

(2) 渣場地下水環境污染風險評價結果表明：研究區場地內地下水環境污染風險指數具有差異性，污染物從渣場北部進入地下水的風險較南部高，這與場地實地調查結果相一致，說明評價結果可靠、指標體系合理。根據評價結果可以針對場地內不同區域的風險指數以及主要的風險影響因子合理地制定場地風險管控修復方案，具有指導意義。

(3) 渣場地下水環境污染的過程是動態且十分復雜的，后續需要更加完善全面的模型來對其進行風險評價。