脆弱性評估的方法有哪些

㈠ 環境脆弱性評價方法

基於對環境脆弱性內涵的界定，相關學者先後構建了環境脆弱性評價指標體系。總的來說，當前所建的環境脆弱性評價指標體系大致可分為兩大類：單一類型區域的指標體系和綜合性指標體系^[13]。單一類型區域的指標體系通常是針對特定地理背景而建立的，結構簡單，針對性強，具有區域性特點，能夠根據區域特點確定導致區域環境脆弱的關鍵因子。綜合性指標體系既考慮環境系統內在功能與結構的特點，又考慮環境系統與外界之間的聯系，選取的指標比較全面，能夠反映環境脆弱性的自然狀況、社會發展狀況、經濟發展狀況等方面。現有綜合性評價指標體系可概括以下3種類型：成因及結果表現指標體系，在體現導致環境脆弱性主要因素的同時，其結果表現指標可以修正成因指標之間的地區性差異，使評價結果更具有地區間的可比性；「壓力—狀態—響應」指標體系，採用壓力與狀態指標描述人類活動對環境造成的壓力以及在這種壓力下資源與環境的質量狀況和社會經濟狀況採用響應指標描述社會各個層次對造成環境脆弱壓力的響應；多系統評價指標體系，運用系統論的觀點分析環境系統及其子系統的特點，綜合水資源、土地資源、生物資源、氣候資源、社會經濟等子系統脆弱因子，篩選指標，確定指標體系，能夠全面地反映出區域環境的脆弱性。

李鶴等歸納和分析了目前脆弱性評價研究中運用的主要方法。根據脆弱評價的思路將脆弱性評價方法分為5類：綜合指數法、脆弱性函數模型評價法、模糊物元評價法和危險度分析^[14]。綜合指數法是從脆弱性表現特徵、發生原因等方面建立評價指標體系，利用數學方法綜合成脆弱性指數，表示評價單元的脆弱性程度，是目前脆弱性評價中較常用的一種方法。其特點是簡單、容易操作。脆弱性函數模型評價法基於對脆弱性的理解，首先對脆弱性的各構成要素進行定量評價，然後從脆弱性構成要素之間的相互作用關系出發，建立脆弱性評價模型。該方法與脆弱性內涵對應較強，能夠體現脆弱性構成要素之間的相互作用關系，但目前關於脆弱性的概念、構成要素及其相互作用關系尚無統一的認識，並且脆弱性構成要素的定量表達較困難，使得該評價方法進展較為緩慢。模糊物元評價法是通過計算各研究區域與一個選定參照狀態（脆弱性最高或最低）的相似程度來判別各研究區域的相對脆弱程度。該方法可以充分利用原始變數的信息，缺點在於對參照單元的界定缺乏科學合理的方法，評價結果對參照單元選取標準的變化十分敏感，並且評價結果反映出的信息量較少，只能反映各研究區域脆弱性的相對大小，難以反映脆弱性空間差異的決定因素及脆弱性特徵等方面的信息。危險度分析方法計算研究單元各變數現狀矢量值與自然狀態下各變數矢量值之間的歐氏距離，認為距離越大系統越脆弱，越容易使系統的結構和功能發生徹底的改變。該方法多用於生態環境脆弱性評價，反映系統偏離自然狀態的程度和研究單元的生態危險程度。不足之處是忽視了人類活動對生態環境改善的促進作用以及自然狀態的不確定性，沒有確定的脆弱性閾值。

隨著GIS、融合技術及非線性方法等新方法的引入，環境脆弱性評價將可能出現新的方法。藉助GIS技術，可以實現在同一個平台下表徵出多種途徑和探測手段能夠獲取的定性和非定性數據，利用空間疊加分析的強大功能提取出有用信息，闡述各種數據之間的相互關系，從而可以揭示自然環境要素間內在聯系及演變規律。GIS技術與各種數學模型的結合將是環境脆弱性評價研究的一個重要發展方向。

從以上論述可以看出，關於地質環境脆弱性的研究尚不多見。近年來，有學者先後對地質環境對社會經濟發展的影響做了一些探索，提出了地質環境生態適宜性評價指標體系、農業地質環境質量評價指標、區域地質環境可持續利用評價體系、國土資源與地質環境健康指數等評價框架或方法^[15～18]。總的看來，地質環境脆弱性的研究多偏重於定性評價，定量評價理論與方法尚處在探索階段，距離應用還有很大差距。

㈡ 地下水污染風險評價方法

1.3.2.1 地下水脆弱性與污染風險的概念

地下水脆弱性指由於自然條件變化或人類活動影響，地下水遭受破壞的趨向和可能性，它反映了地下水對自然和（或）人類活動影響的應付能力，地下水脆弱性一般分為固有脆弱性和特殊脆弱性。

地下水污染風險是指地下水受到污染的概率及污染預期損害程度的疊加。它表示含水層中地下水由於地表的直接活動造成污染的概率。這種污染是基於地下水的用途而制定的一系列標准而言。當污染指標超過該地下水用途所規定的指標時，視其為污染。合並地下水污染源災害分級圖和地下水固有脆弱性圖來代替地下水污染的概率，用地下水價值圖來代替地下水污染的預期損害性。因此，地下水污染風險性高是指高價值的地下水資源受到災害性高的污染源的污染。

1.3.2.2 地下水脆弱性及污染風險影響因素

地下水系統是個開放系統，系統變化除了受到含水層系統和地下水流動系統的影響，還受到地表狀況、大氣、土壤、包氣帶等過程的影響。表1.1詳細列出了可能影響地下水脆弱性各類影響因素。

地下水污染風險影響因素除了表1.1中所列，還包括污染源的各種特徵，如污染源種類、排放方式、排放量、特徵污染物類別和性質、排放規模以及防護措施等。

表1.1 地下水脆弱性影響因素表

1.3.2.3 地下水脆弱性評價方法

地下水脆弱性的研究程度較高，評價方法較為成熟，目前國內外已有的評價方法主要有迭置指數法、過程模擬法、統計方法、模糊數學方法以及各種方法的綜合等，具體信息見表1.2。

迭置指數法是通過選取的評價參數的分指數進行疊加，形成一個反映脆弱性程度的綜合指數，包括指標、權重、值域和分級。它又分為水文地質背景參數法（HCS）和參數系統法，後者又包括矩陣系統（MS）、標定系統（RS）和計點系統模型（PCSM）。

表1.2 地下水脆弱性評價的主要方法表

國外對地下水脆弱性評價採取的模型主要包括：DRASTIC（Aller et al.，1987）、GOD（Foster，1987）、SINTACS（Civita，1993）、ISIS（Civita and De Regibus，1995）、Legrand、SEEPAGE（Gogu，2000）等。針對岩溶含水層的脆弱性評價模型有 GLA 法（Holting et al.，1995）、EPIK（Doerfliger et al.，1997）、PI（Goldscheider，2005）等。

目前，DRASTIC模型應用最為廣泛（表1.3）。它假設污染物由地表起經土壤層、包氣帶進入含水層，污染物隨降雨入滲到地下水中，污染物隨水流動。DRASTIC 模型由7個水文地質評價參數組成，分別為：含水層埋深（D）、凈補給量（R）、含水層介質（A）、土壤介質（S）、地形坡度（T）、包氣帶介質的影響（I）及水力傳導系數（C）。模型中每個指標都分成幾個區段（對於連續變數）或幾種主要介質類型（對於文字描述性指標），每個區段根據其在指標內的相對重要性賦予評分，評分范圍為1～10分。每個指標根據其對脆弱性影響重要性賦予相應權重，最後脆弱性指數為7個指標的加權綜合，記為DI，值越高，地下水脆弱性越高，反之脆弱性越低。

DI＝D_RD_W+R_RR_W+A_RA_W+S_RS_W+T_RT_W+I_RI_W+C_RC_W（1.2）

式中：R——指標值；

W——指標的權重。

該模型通過增減指標的改進模型應用於美國各地、加拿大、南非、歐共體的各地潛水和承壓水脆弱性評價。從表1.4中可看出，許多學者多將土地利用類型指標納入評價指標體系中，並取得了更加客觀的評價結果。不同的土地利用類型對於污染物進入到含水層的影響作用是不同的，它可以改變污染物的種類、數量和污染物進入含水層路徑的長度和途徑。

表1.3DRASTIC模型及農葯DRASTIC模型中各指標權重表

（據Aller et al.，1987）

表1.4 地下水污染風險定義的發展歷程表

國內研究者根據不同地區自然屬性特徵和污染物特徵提出了3～11個不等的指標，採用不同的方法對權重加以優化，然後藉助GIS技術或模糊數學方法進行地下水脆弱性分區。

過程模擬法是在水分和污染物運移模型基礎上，建立一個脆弱性評價數學公式，將各評價因子定量化後，得出區域脆弱性綜合指數。過程模擬法研究地下水脆弱性，不僅可以告訴決策者哪裡可能會發生污染，而且會表明為什麼會發生污染，什麼時間可能發生污染，從污染機理上研究了污染物對於地下水系統影響程度和過程。認識地下水的來源和運動是過程模擬法研究地下水本質脆弱性的重點，關注污染物的來源、運移和轉化是特殊脆弱性的評價重點。

統計方法是通過對已有的地下水污染信息和資料進行數理統計分析，確定地下水脆弱評價因子並用分析方程表示出來，把已賦值的各評價因子放入方程中計算，然後根據其結果進行脆弱性分析。利用統計方法解決非點源的地下水脆弱性在近幾年中研究很多，邏輯衰減和貝葉斯方法是最常用的方法。常用的模型包括邏輯回歸分析、線性回歸分析法、克里格方法、實證權重法。目前統計法不如迭置指數法和過程模擬法應用廣泛。

總的來說，國內外對地下水污染風險評價採用的主要方法是基於地下水脆弱性評價，在其基礎上，增加諸如土地利用狀況、污染源分布、污染源危害分級、地下水社會經濟價值、開采井的集水范圍等相關指標。但總體上，缺乏系統的地下水污染風險評價方法與參數體系。地下水污染風險不僅沒有一個公認的定義，而且地下水污染風險評價所涉及的評價內容和方法在不斷地探索、深入，但遠遠沒有完善，更沒有形成規范性的技術體系。

1.3.2.4 地下水污染風險評價方法

最初脆弱性研究只關注地下水系統的固有脆弱性或者叫易污性，隨著研究的深入，人們關注的焦點轉向了地下水系統抵禦污染源荷載的脆弱性，稱為特殊脆弱性。特殊脆弱性對污染源荷載比較敏感，污染源的輕微變化就能導致系統的變化；特殊脆弱性一般表現為污染源荷載作用下系統所遭受損失的大小或程度；特殊脆弱性與人類活動關系密切，人類的各種排污活動增加了自然系統的特殊脆弱性，相反減排和環境保護措施則會減小對自然系統的擾動。目前，國內外學者關於脆弱性的研究主要集中在3個方面：系統固有脆弱性的研究、系統特殊脆弱性研究和區域災害脆弱性研究。關於地下水污染風險國際上還沒有形成統一的定義，其發展歷程見表1.4。

針對地下水系統，污染源荷載是指點源、面源等各種污染源對地下水造成污染的可能性和危害後果的嚴重性，影響污染源荷載的主要因素有污染源的量、排放或泄漏位置、污染源的類型、毒性、開采井的位置、開采層位，以及污染物在土壤和地下水中的遷移轉化特徵等。污染源荷載的大小反映污染源對地下水造成污染的可能性大小。

存在的主要問題：地下水污染風險評價是近十年來才成為的一個正式的概念，而且至今沒有一個公認的定義。地下水污染風險評價所涉及的評價內容在不斷地探索、深入，但遠遠沒有完善，更沒有形成規范性的技術體系；而且地下水污染風險評價一般是建立在地下水脆弱性評價的基礎上，這樣所評價的地下水污染風險往往只是在空間層面上，而對於時間上的風險評價往往很少提及。

可見，地下水污染風險評價所涉及內容及技術體系的完善化、規范化及地下水污染風險在時間層面的評價是地下水污染風險評價可能的發展方向。

㈢ 評價原理與方法

（一）主要影響因子

由於地下水系統是一個開放系統，所以其脆弱性與其埋藏條件、補給源等有著密切的關系，包括包氣帶岩性、地形地貌、含水層水文地質條件等，還與人類活動也有一定的關系（圖4-6）。因此，地下水脆弱性評價需要考慮的因素較復雜，應結合具體問題遴選主要影響因子。

地下水脆弱性評價因子，包括兩部分：一是固有脆弱性評價因子；二是特殊脆弱性評價因子。固有脆弱性評價因子主要有土壤性質、包氣帶特徵、含水層特徵、補給量、地形、含水層的下伏地層以及與地表水或海水的水力聯系狀況。在地下水特殊脆弱性評價時，除考慮了以上因子外，還需要考慮與人類活動有關的影響因子和影響污染物發生降解的地質條件和污染物特性。

1）土壤（soil media）是地球最表層風化地帶，它對地下水的補給有很重要的影響作用。一般情況下，土壤的顆粒愈小，地下水入滲補給量愈小，入滲水流所攜帶進入地下水中的污染物愈少。另一方面，土壤中含有大量的微生物，是污染物進行物理-化學分解的重要條件。

圖4-6 地下水脆弱性評價有關因子

2）包氣帶（vadose zone）位於土壤層之下、地下水位以上非飽水區，通常將土壤層納入其中。包氣帶的厚度決定污染物下移進入地下水含水層的所需時間。包氣帶厚度愈大，地下水脆弱性愈弱，地下水愈不容易遭污染。包氣帶的岩性以及其滲透性，也是重要影響因素。粘土地層組成的包氣帶，有利於地下水免遭受污染。

3）凈補給（net recharge）是指來自研究區含水層以外的水分對地下水凈補給量，它增加儲存資源（水量）。這部分水量在補給地下水的同時，還攜帶一定數量的污染物進入含水層中。補給量愈大，進入含水層中的污染物幾率或數量愈大，地下水脆弱性愈強，愈容易遭污染。

4）含水層特徵（aquifer media）是指含水層岩性、厚度、有效孔隙度、水力傳導系數和儲存能力等，這些因素都影響污染物在含水層中遷移、聚集和稀釋狀況。

5）地形（topography）主要是指陸地表面的坡度和植被覆蓋率。陸地表面的坡度控制污染物隨著雨水產匯流而遷移狀況。當地形坡度較緩，降雨就不容易形成徑流，污染物進入地下水中潛在性較大；反之，地形坡度較大，則降雨易形成快速徑流，不利於污染物進入地下水中。植被覆蓋率通過延緩降雨地面產流的時間，增大入滲速率而影響污染物進入地下水中情勢。

6）含水層導水系數是決定污染物在含水層的傳播速度，傳導系數愈大，污染物傳播速度愈快，地下水的脆弱性愈強。

（二）評價方法

地下水脆弱性評價方法很多，一般包括4個步驟：①建立評價指標體系；②確定指標體系中各因子的權重；③應用數學方法計算；④評價分級與編繪地下水脆弱性分布圖。

地下水脆弱性評價方法的選取，應根據研究區的自然地理狀況、相關數據情況及研究目的來確定。比較常用的評價方法，有：過程數學模擬法、統計方法、模糊數學法和疊置指數法（表4-13）。

表4-13 地下水脆弱性評價方法對比

註：引自薑桂華，2002。

1.過程數學模擬法

過程數學模擬法是在水流和污染質運移模型基礎上，建立一個脆弱性評價數學表達式，然後將各評價因子量化處理之後應用該式進行求解，由此可得出一個有關地下水脆弱性的綜合指數。

該方法最大的優點是它可以描述影響地下水脆弱性的物理、化學和生物等過程，但只有在充分認識污染質在地下水環境中遷移過程，並有足夠的水文地質資料和長序列污染質遷移監測數據，才能取得比較好的結果。盡管描述污染質運移的二維、三維等模擬模型很多，但在區域地下水脆弱性評價中，多數採用包氣帶的一維過程模型。例如 Britt等（1996）從包氣帶的衰減能力、污染質的對流-彌散以及污染質代謝物的毒理性等角度，應用衰減因素指數模型、污染質滲漏潛勢指數評價模型和分級指數模型開展了相關研究。這3種方法，需要輸入的數據較少，便於廣泛應用；缺陷是不能模擬污染質遷移、轉化詳細過程。

2.統計方法

統計方法是通過對已有的地下水污染監測數據進行數理統計分析，確定地下水脆弱性評價的主要因子，然後採用分析方程進行計算，再根據計算結果進行脆弱性分析（Mi⁃chael，1999）。Tesoruero等（1997）和Sophocleous等（1998）分別採用邏輯回歸分析和線性回歸分析方法，評價了

污染地下水和海水入侵地下水的脆弱性，取得較好評價結果。

應用統計方法進行地下水脆弱性評價，需要有足夠的相關監測資料。在地下水脆弱性評價中，這種方法不如疊置指數法和過程數學模擬法應用廣泛（薑桂華，2002）。

3.模糊數學法

模糊數學法是在確定評價因子、各因子的分級標准和因子賦權的基礎上，採用單因子模糊評判和模糊綜合評判進行地下水脆弱性評價的。這種方法在我國地下水脆弱性評價中應用較多（陳守煜，2002；周金龍，2004）。

4.疊置指數法

疊置指數法是通過選取評價參數的分指數進行疊加，然後形成一個反映地下水脆弱程度的綜合指數，再根據綜合指數進行評價。該方法又分為「水文地質背景參數法」和「參數系統法」。前者是通過條件類似地區的已知脆弱性標准，進行比較分析來確定研究區地下水脆弱性。這種方法需要建立多組地下水脆弱性評價的標准模式，且多為定性或半定量性評價，一般適用於地質、水文地質條件比較復雜的大區域。後者是將選擇的評價參數，構建成為參數系統，每個參數都有一定的取值范圍，這個范圍又分為幾個區間，每一個區間給出相應的評分值或脆弱度（即參數等級評分標准），然後將各參數的實際資料與該標准進行比較評分，進而獲得評分值或脆弱度。該方法又分為「矩陣系統法」、標定系統法和計點系統法。

疊置指數法所需數據比較容易獲得，演算法簡單，易於掌握，是國外最常用的一種方法（孫才志，2000）。它的缺陷是評價指標分級和評分沒有統一的標准，具有很大的主觀性。

（三）評價因子權重確定

確定各影響因子對目標影響的權重，是地下水脆弱性評價的基礎工作，對評價結果具有顯著的影響。確定權重方法主要有主觀賦權法和客觀賦權法兩類。主觀賦權法是指由專家根據經驗主觀判斷確定評價因子權重，評價結果具有一定的主觀性，這類方法有層次分析法、最小平方法、專家調查法、環比評分法和TACTIC法。客觀賦權法是指根據原始數據之間關系來確定評價因子的權重，它具有較強的數學理論依據，這類方法有主成分分析法、熵值法、神經網路法和灰色關聯度法等。目前比較普遍的做法是通過多種方法確定權重，然後相互驗證確定權重的合理性。

1.層次分析法

層次分析法（AHP）是一種定量與定性相結合的多目標決策分析方法，它是將決策者的經驗判斷給予量化，在目標結構復雜且缺乏必要數據情況下更為實用。該方法是在建立有序遞階的指標系統基礎上，通過指標之間兩兩比較對系統中各因子給予優劣評判，進而確定各因子權重系數。具體步驟：①建立層次結構，構造判斷矩陣，明確上一層次因子與其所屬層次因子之間的權重關系；②所有因子權值層次排序及求解權向量；③檢驗和修正各判斷矩陣的一致性。

與其他方法相比，AHP方法的最大優點是通過一致性檢驗保持邏輯上的一致性，當出現3個以上的指標相互比較時，不會出現內部相互矛盾、不協調一致問題。

2.BP神經網路法

人工神經網路法（ANN）是指在計算機上採用一定演算法模擬人腦智能的技術，它是由大量具有非線性響應運算功能的神經元構成，形成一種並行分布式的信息處理系統，各神經元之間權值可以不斷調整，使系統具有自學習能力（尚麗，2002）。

BP（Back Progagation）網路演算法又稱為反向傳輸演算法，是一種多層學習演算法。BP網路演算法模型為：

設n維m個學習樣本X=（x₁₁，x₁₂，…，x_mn），已知與其對應的教師d=（d₁，d₂，…，d_m），同時存在一個連接權W=（w₁，w₂，…，w_n），通過輸入樣本、連接權和作用函數，產生一個輸出項Y=（y₁，y₂，…，y_m），於是有

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

f（x）=1/（1+e^x） （4-64）

式中：net_ji為節點i在學習第j個樣本時的輸出項；Y_j為第j個樣本的輸出項；m為學習樣本；n為樣本節點；f（x）為輸出作用函數。

每個輸入樣本，網路輸出（y_m）與期望輸出（d_m）之間誤差為

E=E_j=（d_m-y_m） （4-65）

則，總誤差為

權重修正為

W_（j，i）=W_{（j，i-1）}+ΔW_{（j，i-1）}（4-67）

ΔW_{（j，i-1）}=ηy_j（d_j-y_j）（4-68）

當E小於某一數值時，權重修正的網路學習結束。

假設有m個n維變數，則求取權重的計算模型為

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

權向量為

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

該模型為數據輸入層、中間隱含層（權重層）和輸出層3層。在輸入向量、權向量和作用函數後，會產生m個1維輸出向量：

d^T（m）=（d₁，d₂，…，d_m）

同時，根據實際資料，得到m個1維實際結果向量：

Y^T（m）=（y₁，y₂，…，y_m）

於是，有

W（m+1）=W（m）+ΔW（m）

ΔW（m）=η［d_m-f（y_m）］f（y_m）sgn［dm-f（y_m）］

已知樣本變數X（n）和實際結果向量Y（m），則可以求得連接權W（n）。

3.灰色關聯度法

灰色關聯度法是一種比較常用的方法，具體演算法如下。

設有m個子因素（X₁，X₂，…，X_m），它們都與母因素（X₀）有一定關聯。每個評價指標都有N個統計值，構成母序列和子序列：

母序列｛X₀（i）｝，i=1，2，…，N

子序列｛X_k（i）｝，i=1，2，…，M

為了進行比較，將母序列和子序列進行標准化處理，使所有的值在0～1之間。

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

式中：

為標准化後的值；max（X_k）為第k條子序列中的最大值；min（X_k）為第k條子序列中的最小值。

經標准化後的數列，無量綱，則第k條子線在某一點t與母線在該點的距離：

Δ_0k（t）=｜X₀（t）-X_k（t）｜ （4-70）

可用Δ_0K（t）值衡量它們在t處的關聯性。Δ_0k（t）愈小，子線與母線在t處的關聯性愈好。母、子序列在t=1到t=N的關聯性，用關聯系數表示，有

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

式中：ξ_0k（i）為第k條子線與母線X₀在i點關聯系數，其值滿足0≤ξ_0k≤1，ξ_0k愈接近1，它們的關聯性越好；Δ_min，Δ_max為m條子線在區間［1，N］母線的距離Δ_0k（i）的最大值與最小值；ζ為分辨系數，一般取0.5。

於是，有第k條子線與母線在［1，N］間的關聯度為

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

採用下式使關聯度之和為「1」，對關聯度進行標准化。標准化後的關聯度，可作為每個評價指標的權重。

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

（四）脆弱性評價方法

1.DRASTIC模型

DRASTIC法是一種評價地下水污染潛勢的分級標准化系統方法，也是地下水脆弱性評價中參數系統法的一個經典方法，被較廣泛應用。該方法由美國水井協會（NWWA）和美國環境保護局（USPEA）於1987年合作研發，它綜合了40多位水文地質學專家的經驗，適用於大尺度區域性地下水脆弱性評價。DRASTIC模型取7個參數的開頭字母組成DRASTIC模型名稱，D為地下水位埋深（Depth to Water）、R為凈補給（Net Recharge）、A為含水層介質（Aquifer Media）、T為地形（Topography）、S為土壤介質（Soil Media）、I為非飽和帶影響（Impact of Vadose Unsaturated Zone）和C為含水層水力傳導（Hydraulic Conctivity of the Aquifer）。DRASTIC法已被美國40個縣和許多國家採用，包括不同水文地質條件地區，例如喀斯特地區多含水層系統。

DRASTIC方法有4個主要假定：①污染物存在於地表；②污染物通過降雨滲入地下；③污染物隨水遷移；④研究區面積不小於100英畝（約0.4km²）。

DRASTIC評價模型為

D_rD_w+R_rR_w+A_rA_w+S_rS_w+T_rT_w+I_rI_w+C_rC_w=DRASTIC（4-74）

式中：D，R，A，S，T，I和C分別為地下水位埋深、凈補給、含水層介質、土壤介質、地形、非飽和帶影響和含水層水力傳導系數；r和w分別為評價指標等級和權重；DRAS⁃TIC為綜合指數，該值代表地下水脆弱性的不同程度。DRASTIC值愈小，地下水脆弱性愈低；DRASTIC值愈大，地下水脆弱性愈高。

2.評價指標及特徵值

DRASTIC模型的各評價因子含義及其對地下水脆弱性影響情況如下。

1）地下水位埋深（Depth to Water）：地下水位埋深是指從地面至地下水位的距離。地下水位埋深愈淺，地下水愈容易遭污染，地下水脆弱性愈高；反之，地下水愈不容易遭污染，地下水脆弱性愈低。地下水位埋深分級及特徵值，如式4-75所示

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

式中：f（h）為地下水位埋深評分；h為地下水位埋深（m）。

2）凈補給（Net Recharge）：是指每年在單位面積到達地下水位的總補給水量。地下水入滲補給量愈小，隨之進入地下水中污染物愈少，則地下水脆弱性愈低；反之，地下水入滲補給量愈大，隨之進入地下水中污染物愈多，則地下水脆弱性愈高。

降雨入滲影響評分表達式，如下式4-76（Jeffrey D.，2001）：

R_N=（Recharge×0.265722）^1/2+1 （4-76）

式中：R_N為降雨入滲影響評分；Recharge為單位面積的地下水凈補給量（m³/km²·a）。

3）地形（Topography）：是指地表面的傾斜度。地形坡度愈小，愈不利於降雨在地面形成徑流，而污染物愈容易通過入滲進入地下水中，脆弱性愈高；反之，地形坡度愈大，愈利於降雨在地面形成徑流，而污染物愈不容易通過入滲進入地下水中，脆弱性愈低。

地形坡度影響評分表達式，如式4-77：

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

式中：R_T為地形坡度影響評分；a為地形坡度。

4）包氣帶影響（Impact of the Vadose Zone）：包氣帶評分值與含水層岩性評分相似。當含水層上覆為滲透性較弱的粘土時，則評分較低；當含水層上覆為滲透性較弱的砂性土時，則評分較高。

5）含水層岩性（Aquifer Media）：岩土顆粒愈大，或裂隙較多，則脆弱性評分愈高。

6）含水層水力傳導系數：它影響污染物在含水層的遷移速度。傳導系數愈大，污染物遷移速度愈大，則脆弱性評分愈高。

7）土壤類型（Soil Media）：土壤顆粒愈小，或含有大量微生物，則脆弱性評分愈低。

3.權重體系

在建立DRASTIC評價模型時，根據評價不同目的，賦予每個評價因子一個分級特徵值（1～10之間），並建立兩套相關的權值系列（1～5），其中顯著性最高的權值為5，最低為1。

㈣ 區域地質環境脆弱性評價方法

基於ArcGIS平台，將區域地殼穩定性、斷裂帶分布、海拔、地表起伏度、植被覆蓋度、地表濕潤指數、土壤可蝕性、土壤侵蝕強度和岩溶分布等9個脆弱性指標圖層進行線性變換歸一化處理，使結果落到[0,100]區間，得到各指標標准值圖層；運用因子相關分析法，分析9個脆弱性指標間相關性；應用主成分分析法，將相關性顯著的重復的要素刪去多餘，重新組合成一組新的互相無關的綜合脆弱性要素；以主成分要素對應的方差貢獻率作為權重，應用綜合指數模型，完成地質環境脆弱性綜合評價；在區位理論及空間統計的支持下進行分區，將全國劃分為微度、輕微度、輕度、中度、重度和極度等六類脆弱區。

（一）歸一化

歸一化處理，線性變換轉換函數如下：

生態文明視角下地質環境調查戰略研究

式中：X為指標x的標准值；x_max為指標x樣本數據的最大值；x_min為指標x樣本數據的最小值。

（二）因子相關分析

在spatial analyst工具的多元分析中進行波段集統計，分析上述9個指標的相關方向和相關程度。皮氏積矩相關系數是衡量兩個隨機變數之間線性相關程度的指標。它由卡爾·皮爾森在1880年提出，現已廣泛地應用於科學的各個領域。對於變數x、y，皮氏積矩相關系數為：

生態文明視角下地質環境調查戰略研究

式中：r_xy為皮氏積矩相關系數；

為變數x的均值；

為變數y的均值。如果兩者呈正相關，r呈正值，r=1時為完全正相關；如兩者呈負相關則r呈負值，而r=－1時為完全負相關。通常情況下，通過以下r的取值范圍判斷變數的相關強度：0.8～1.0極強相關；0.6～0.8強相關；0.4～0.6中等程度相關；0.2～0.4弱相關；0.0～0.2極弱相關或無相關。

（三）主成分分析

基於ArcGIS平台，在spatial analyst工具的多元分析中進行主成分分析。主成分分析工具用於將輸入多元屬性空間中的輸入波段內的數據變換到相對於原始空間對軸進行旋轉的新的多元屬性空間。新空間中的軸（屬性）互不相關。第一個主成分V₁（第一個線性組合，即第一個綜合指標）將具有最大的方差，Var(V₁)越大，表示V₁包含的信息越多；如果第一主成分不足以代表原來m個指標的信息，再考慮選取V₂即選第二個線性組合，V₁已有的信息就不需要再出現在V₂中，用數學語言表達就是要求Cov(V₁,V₂)=0，則稱V₂為第二主成分，第二個主成分將具有未通過第一個主成分描述的第二大方差；依此類推，可以構造出其他主成分。

（四）綜合指數模型

地質環境脆弱度採用下式計算

生態文明視角下地質環境調查戰略研究

式中：V為區域地質環境脆弱度；V_i為採用主成分分析方法所獲得的第i個綜合變數；n為綜合變數個數；m為一級指標個數；λ為主成分變數對應的特徵值。

㈤ 地下水脆弱性評價步驟

4.3.3.1 評價單元的劃分

4.3.3.1.1 評價單元劃分方法

(1)按照自然地理單元、行政區劃單元或經濟開發(土地利用)單元等一定的標准將整個評價區劃分成有限數量的自然評價單元;

(2)拋開自然邊界，將之剖分成數量眾多但形狀和大小都相同的網格單元。剖分單元間距可根據評價區域的大小、數據資料豐富程度、評價區的復雜程度，以及評價精度要求來確定，並可根據實際情況在復雜地段加密。

4.3.3.1.2 評價單元編號原則

(1)同一區域單元編號應該連續;

(2)評價單元編號不能重復。

4.3.3.2 數據獲取及預處理

4.3.3.2.1 所涉及的參數及相關要求

本技術要求推薦採用基於DRASTIC的模糊評價模型來評價地下水脆弱性。基於DRASTIC的模糊評價模型是將以下每個參數分成幾個區間，每個區間都賦以一個分值，而每個參數賦以一個權重，運用模糊評價模型評價地下水的脆弱性。評價單元各指標特徵值的選取按照附件1執行。

4.3.3.2.1.1 含水層埋深D(Depth to Water)

如果是潛水含水層，由地下水位確定含水層埋深;如果是承壓含水層，則取承壓含水層頂板為含水層埋深。單位統一為m。

4.3.3.2.1.2 凈補給量R(Net Recharge)

凈補給量主要來源於降雨量，可用降雨量減去地表徑流量和蒸散量來估算凈補給量，或者用降水入滲系數計算。單位統一為mm。

4.3.3.2.1.3 含水層組介質類型A(Aquifer Media)

本技術要求中將含水層組介質分為以下10類:

(1)塊狀頁岩、粘土;

(2)裂隙發育非常輕微的變質岩或火成岩、亞粘土;

(3)裂隙中等發育的變質岩或火成岩、亞砂土;

(4)風化變質岩或火成岩、粉砂;

(5)裂隙非常發育的變質岩或火成岩，冰磧層、粉細砂;

(6)塊狀砂岩、塊狀灰岩、細砂;

(7)層狀砂岩、灰岩及頁岩序列、中砂;

(8)砂礫岩、粗砂;

(9)玄武岩、砂礫石;

(10)岩溶灰岩、卵礫石。

4.3.3.2.1.4 土壤介質類型S(SoilMedia)

本技術要求所指土壤層通常為距地表平均厚度2m或小於2m的地表風化層。在此，土壤介質分為以下10類:

(1)非脹縮和非凝聚性粘土;

(2)垃圾;

(3)粘土質亞粘土;

(4)粉礫質亞粘土;

(5)亞粘土;

(6)礫質亞粘土;

(7)脹縮或凝聚性粘土;

(8)泥炭;

(9)砂礫石;

(10)卵礫石。

4.3.3.2.1.5 地形坡度T(Topography)

單位統一為‰。

4.3.3.2.1.6 滲流區介質類型I(Impact of the Vadose Zone Media)

滲流區是指潛水水位以上或承壓含水層頂板以上土壤層以下的非飽和區或非連續飽和區。分為以下10種類型:

(1)粘土為主;

(2)亞粘土為主;

(3)亞砂土為主;

(4)粉砂為主;

(5)粉細砂為主;

(6)細砂為主;

(7)中砂為主;

(8)粗砂為主;

(9)砂礫石為主;

(10)卵礫石為主。

4.3.3.2.1.7 含水層滲透系數C(Conctivity of the Aquifer)

影響滲透系數大小的因素很多，主要取決於含水層中介質顆粒的形狀、大小、不均勻系數和水的黏滯性等，通常可通過試驗方法或經驗估演算法來確定K值。單位統一為m/d。

4.3.3.2.2 數據的預處理

數據的處理方法視數據類型的不同而不同。

(1)對通過測量不能直接得到的3項指標:含水層組介質類型(A)、土壤介質類型(S)和滲流區介質類型(I)，分別按照附件1的要求進行分級(分類)並給出相應的定額(參照附件1中表2，3，4);

(2)對通過測量可以直接得到的4項指標:含水層埋深(D)、凈補給量(R)、地形坡度(T)和含水層滲透系數(C)，直接選取實際測量值。

舉例說明:選取5個備選的水文地質單元，將7項評價指標特徵值按照圖4.3.1格式要求在Excel中輸入並保存。

4.3.3.3 權重的確定

本技術要求中提供兩種確定權重的方法，用戶可以根據自己對研究區的了解程度及需求選擇不同的方法，目的是使所取的權重更加合理。

圖4.3.1

4.3.3.3.1 參考DRASTIC中給定的權重

由國內外大量實驗綜合，並借鑒DRASTIC方法提供給定的7項指標不同的權重，見表4.3.1所示。

表4.3.1 DRASTIC方法中各指標的權重

按照 的要求歸一化後得到兩種情況下的指標權向量。

正常情況下脆弱性的歸一化權重w_i為

地下水資源調查評價技術方法匯編

有農葯污染的情況下脆弱性的歸一化權重w_i為

地下水資源調查評價技術方法匯編

4.3.3.3.2 方根法確定權重

在DRASTIC中，根據指標的相對重要性給7項指標賦予1～5大小不等的權重。但是，實際上影響地下水脆弱性的實際水文地質條件情況相當復雜，應根據實際水文地質條件，運用經驗知識確定指標權重。本技術要求推薦採用方根法確定7項指標的權重。

(1)根據項目特點構建判斷矩陣，矩陣中各元素為相對重要性標度。如表4.3.2所示。

表4.3.2 構建判斷矩陣

對於某地區的脆弱性，其評判指標集合為:

地下水資源調查評價技術方法匯編

按各個指標的影響大小，把集合內的評判指標進行兩兩比較，並賦予一定的確定值，用b_ij表示b_i對b_j的重要性。根據心理學家的研究結果，人們定性區別信息等級的極限為7±2。故採用如表4.3.3所示的1～9比例標度規則。

評判矩陣具有如下性質:

b_ij＞0;b_ij=1/b_ji;當i=j時，b_ij=1。其取值見表4.3.3。

表4.3.3 評判規則

(2)針對指標相互比較得到的判斷矩陣，計算指標權重。這些權重反映了這些互相聯系的指標的相對重要性。基本思路是:求判斷矩陣的最大特徵值和特徵向量(即指標的權重)。

判斷矩陣的最大特徵值和特徵向量採用方根法計算。其計算步驟為:

a.計算矩陣各行各元素乘積:

地下水資源調查評價技術方法匯編

b.計算7次方根:

地下水資源調查評價技術方法匯編

c.對向量進行規范化:

將上述7次方根所得的7個向量組成矩陣，並對其進行規一化。

地下水資源調查評價技術方法匯編

歸一化方法如下:

地下水資源調查評價技術方法匯編

得到 為所求特徵向量近似值，即各指標的權重。

d.計算矩陣的最大特徵值λ_max:

地下水資源調查評價技術方法匯編

e.由於客觀事物的復雜性或對事物認識的片面性，通過所構造的判斷矩陣求出的特徵向量(權值)是否合理，需要對判斷矩陣進行一致性和隨機性檢驗。

矩陣的隨機一致性比例C_R檢驗公式為:

地下水資源調查評價技術方法匯編

式中:C_R———判斷矩陣的隨機一致性比率。C_I———判斷矩陣的一致性指標，它由下式計算:

地下水資源調查評價技術方法匯編

λ_max———最大特徵根，n———判斷矩陣階數。R_I———判斷矩陣的平均隨機一致性指標，由表4.3.4查出。

R_I由大量試驗給出，對於低階判斷矩陣，R_I取值列於表4.3.4。對高於12階的判斷矩陣，需要進一步查資料或採用近似方法。

表4.3.4 平均隨機一致性指標

當階數≤2時，矩陣總有完全一致性;當階數大於2時如果C_R＜0.1，即認為判斷矩陣具有滿意的一致性，說明權數分配是合理的;否則，就需要調整判斷矩陣，直到取得滿意的一致性為止。

對於通過一致性檢驗的最大特徵根所對應的特徵向量，按照圖4.3.2的格式保存在Excel中，以備運行評價程序時調用。

圖4.3.2

4.3.3.4 基於DRASTIC的模糊評價模型

本技術要求使用基於DRASTIC的模糊評價模型進行脆弱性評價。由於該方法運算量大，考慮其可操作性，技術要求中提供程序對定量的評價進行計算。在此只說明使用程序的基本步驟，基於DRASTIC的模糊評價模型的理論方法在附件2中具體說明。

4.3.3.4.1 載入元數據

運行基於DRASTIC的模糊評價模型的程序，讀入保存好的Excel格式的數據。如果操作成功，會返回相應的內容(圖4.3.3);反之則會提示操作失敗的原因(圖4.3.4)。

4.3.3.4.2開始評價

從模型中讀入權重，在4.3.3.3中提到兩種方法確定權重，故應用程序時存在兩種情況圖4.3.5:

(1)默認權重。讀入基礎數據提示成功之後，選擇默認權重，會提示讀入權重成功，點擊開始評價，評價成功則會顯示評價結果;如果失敗，則會提示失敗的原因。

(2)自定義權重。讀入基礎數據提示成功之後，選擇自定義權重，會提示讀入權重成功圖4.3.6， 點擊開始評價，評價成功則會顯示評價結果;如果失敗，則會提示失敗的原因。

評價者根據確定權重的方法選擇讀入權重的類型。

圖4.3.3

圖4.3.4

圖4.3.5

圖4.3.6

4.3.3.4.3 評價結果顯示與輸出

評價程序計算出來的評價結果，是按照本技術要求提出的地下水脆弱性的10個級別及對應的脆弱性描述顯示(圖4.3.7)。

圖4.3.7

此評價程序提供評價結果的輸出，在「文件」中點擊「保存」則自動以Excel的格式保存(圖4.3.8)。

此表的設計與脆弱性評價成果表緊密結合，利於操作(注:由於版面大小限制，以上圖片顯示的結果並不是全部結果)。

圖4.3.8

㈥ 水源地地下水固有脆弱性評價方法

4.2.1.1 評價指標體系

選取影響地下水固有脆弱性影響因素指標體系的原則是：指標具有代表性、系統性、簡潔性、獨立性、動態性、科學性、可操作性。

1）代表性：指標充分反映了研究區典型區域特徵對地下水污染風險的影響。

2）系統性：地下水污染風險關繫到地下水系統的各個方面。在構建評價指標體系時，應該全面系統地考慮地下水污染風險的各種影響因素，盡可能將這些因素的各個方面都納入到評價指標體系中來，在保證評價指標沒有重復意義基礎上，保證其評價結果的可靠性。

3）獨立性：系統的狀態可以用多個指標來描述，但這些指標之間往往存在信息交叉，在構建指標體系過程中，應該在諸多交叉信息中，通過科學的剔除，選擇具有代表性同時又相互相對獨立性較強的指標參與評價過程，提高評價的准確性和科學性。

4）簡潔性：影響地下水污染風險的各種潛在因素很多，要建立一個包含所有因素的龐大指標體系在實際應用中是很難實現的。一方面這些因素所包含的指標有一些很難取得，另一方面指標過多，它們之間的關系也錯綜復雜，並且它們之間還存在著協同和拮抗等作用。這就要求在進行地下水脆弱性評價時，應根據不同地區的情況具體問題具體分析，盡量找出影響地下水污染風險的主要因素，並且選取的指標不宜過多，否則會沖淡主要指標的作用。

5）動態性：不僅要考慮現狀條件下影響地下水污染風險的因素，還要考慮地下水環境和地下水系統在自然或人類活動影響下發生變化情況時的影響因素。

6）科學性：指標體系應建立在一定的科學基礎之上，體系中各指標概念的內涵和外延應明確，能夠從各個側面全面完整地反映和度量評價對象。

7）可操作性：指標的獲取具有現實性，在我國現有統計制度存在或者通過實驗和調研能夠得到相應的數據資料（如統計年鑒、統計資料、抽樣調查、典型調查或相應的內部資料等）。

4.2.1.2 地下水型水源地固有脆弱性評價指標體系

目前評價地下水脆弱性最常用的方法是DRASTIC模型。模型將地下水埋深D、凈補給量R、含水層介質A、土壤帶介質S、地形T、包氣帶介質I及水力傳導系統C等7個水文地質參數組成評價指標體系。雖然DRASTIC模型可以較客觀地評估不同地區的地下水本質脆弱性，但其前提是假設各地區的含水層都分別具有均一趨勢。實際上由於各國各地區的地質、水文地質等條件不同，以及模型計算方法的缺陷，DRASTIC法存在一定的局限性，需要對模型進行一定的改進，使其具有更強的適用性，其中針對地表水域發育地區需要考慮河網的密度，而土地利用類型可以表徵入滲污染物分布大致類型和狀態，需要被引入到評價過程中，改進後的指標體系見表4.1所示。

（1）地下水埋深

地下水埋深即包氣帶厚度。包氣帶是污染物從地表進到含水層中的第一道屏障，包括土壤和土壤下方的包氣帶土層。土壤黏土礦物含量、有機質含量、含水量、土壤類型與分布、包氣帶介質、厚度、結構及區域分布特徵等都是地下水脆弱性的影響因素。包氣帶厚度決定了污染物進入含水層所必經的路程長短，水位埋深越淺，污染物和包氣帶介質發生各種物理化學生物作用的機會和時間越少，因此，地下水脆弱性越高。

表4.1 地下水固有水脆弱性評價指標表

（2）垂向凈補給量

垂向凈補給量指單位面積內從地表垂直滲入地下水位的水量，是評價中最不容易確定的因素，補給水量不僅是污染物運移載體，而且對污染物起到一定的稀釋作用。垂向凈補給量對地下水脆弱性具有雙重影響：當垂向凈補給量大時，攜帶的污染物量多，同時污染物被稀釋的可能性增大，所以這兩種相反的作用和決定了垂向凈補給量對地下水脆弱性的貢獻。大部分研究中認為，研究區內的垂向凈補給量沒有大到可以產生稀釋作用，所以一般採用簡化的方法表示垂向凈補給量對地下水脆弱性的影響，即垂向凈補給量越大，污染物進入到地下水中的可能性越高，因此，地下水脆弱性越高。

垂向凈補給量通常由降雨量、河流補給量、渠系滲流量、灌溉水和回灌水入滲量等各種補給源減去蒸散發量組成，這些物理量都存在著年內和年際變化，因此，垂向凈補給量是隨時間變化的物理量，地下水脆弱性也存在著動態變化。垂向凈補給量可根據水均衡方程來估計，但結果精度不高。在降雨量佔地下水補給量絕對優勢的情況下，一般採用降雨補給入滲量代替垂向凈補給量，用降雨量乘以降雨入滲系數獲得降雨補給入滲量。

（3）地形坡度

地形坡度指地表面的傾斜程度，它可以控制污染物遷移或積累的過程。如果坡度較陡，污染物隨降雨、灌溉水等載體而遷移，不易滲入地表以下，因此，地下水脆弱性較低；反之，則較高。

（4）土壤介質類型

土壤介質類型控制著滲透途徑和滲流長度，並影響污染物衰減和與介質接觸時間。顆粒結構越細，介質越密實，孔隙度越小，滲透性就越差，防護能力越強，地下水脆弱性越低。

（5）包氣帶介質黏性土層厚度

黏性土層相比於其他介質更容易對污染物進行截滯、轉化或積累，降低了對地下水環境污染的可能性。包氣帶中黏土層對污染物進入地下水起到極大的截污與阻礙作用，黏土層越厚，污染物到達含水層的時間越長，污染物接受稀釋、降解的機會就越大，防污性能越好，地下水脆弱性越低。

（6）含水層介質滲透系數

岩石的顆粒越大，或是存在與含水層有密切水力聯系的斷裂構造（節理和斷層），則含水層具有較高的滲透性，地下水脆弱性越高。在鬆散含水層中，滲透性取決於岩石顆粒類型和細顆粒物質含量；在裂隙或岩溶含水層中，滲透性取決於斷層面和層理面的原生空隙和次生空隙的數量。斷裂帶的性質、產狀、寬度、富水性及導水性等是影響地下水脆弱性的主要因素。此外，含水層厚度也決定了含水層對污染物的稀釋能力。含水層厚度越大，對污染物的稀釋作用越強，地下水脆弱性越低。

（7）土地利用類型

土地利用類型是區分土地利用空間地域組成單元的過程。這種空間地域單元是土地利用的地域組合單位，表現人類對土地利用、改造的方式和成果，反映土地的利用形式和功能。地下水系統對流域土地利用具有強烈的響應。

土地利用類型既可以作為地下水脆弱性的影響因素，也可以作為地下水污染風險的影響因素，但影響意義不同。土地利用類型對地下水污染風險的影響主要體現在不同土地類型對應的污染源特徵以及污染物進入地下水的途徑不同。例如，耕地的農作物上施用的化肥和農葯入滲污染地下水，耕地面積越大，植物耕種的密度越大，則施用的化肥和農葯就越多，則地下水污染風險越高；在地表水體與地下水的水力聯系密切之處，地表水體的污染容易通過連續入滲方式對地下水污染風險產生影響。土地利用類型作為地下水脆弱性的影響因素，並不將其作為體現污染源種類或負荷的表徵，而是作為影響污染物在土壤或包氣帶中遷移轉化規律的體現。不同土地利用類型下的包氣帶中污染物的垂直入滲、微生物作用及污染物的凈化過程會有明顯的不同。

（8）河網密度

河網密度為單位面積內河道總長度。水系密布性與DEM的解析度直接有關，當解析度較低時，某些小河道就無法表達出來，反之，當解析度較高，則就能將細小的河道表達出來。在地表水體與地下水有密切水力聯系地區，地表水也是地下水的一個重要補給來源。地表水系發達地區的地下水不僅接受地表水體下滲的補給，而且也受到河流側向相互補排的影響。此外，包氣帶土層也受到河網切割侵蝕的影響。一般認為，河網稀疏區域的地下水脆弱性低；河網密集區域的地下水脆弱性高。

4.2.1.3 地下水固有脆弱性評價方法

地下水脆弱性的研究程度較高，評價方法較為成熟，目前國內外已有的評價方法主要有迭置指數法、過程模擬法、統計方法、模糊數學方法以及各種方法的綜合等，具體信息見表4.2。

表4.2 地下水脆弱性評價的主要方法表

其中，迭置指數法是通過選取的評價參數的分指數進行迭加形成一個反映脆弱性程度的綜合指數，包括指標、權重、值域和分級。它又分為水文地質背景參數法（HCS）和參數系統法，後者又包括矩陣系統（MS）、標定系統（RS）和計點系統模型（PCSM）。它是通過對選取指標進行等級劃分和賦值以及賦予權重，然後進行加權求和得到一個反映程度的綜合指數，並通過對綜合指數進行等級劃分表徵評價對象一種方法。

根據建立的指標體系，對模型中每個指標都分成幾個區段，每個區段賦予1～10的評分。然後根據每個指標對脆弱性影響大小賦予相應權重（5，4，3，2，1，5和3），最後通過加權求和下式得到地下水脆弱性指數，記為DI，值越高，地下水脆弱性越高，反之脆弱性越低。

DI＝D_RD_W+R_RR_W+A_RA_W+S_RS_W+T_RT_W+I_RI_W+C_RC_W（4.1）

式中：下標R——指標值；

W——指標的權重。

其中各個評價指標的分級標准和評分表如下表4.3所示：

表4.3 地下水脆弱性DRASTIC評價指標的分級標准和評分表

國內研究者根據不同地區自然屬性特徵和污染物特徵提出了3～11個不等的指標，採用不同的方法對權重加以優化，然後藉助GIS技術或模糊數學方法進行地下水脆弱性分區。

㈦ 災害脆弱性分析是什麼

嚴重性的分值相加所得值除以嚴重性的最大值，也就是18.所得數乘以100%。得相對風險值。17/18*100%=94%。

首先找資料學習以下脆弱性的基本概念和分析方法，組織小組，列出可能發生的災害、進行風險評估和危害程度評估，根據評估結果制訂響應預案和措施，員工培訓、演練，應對措施的修正。

釋文：

然而，不同受災體對應於不同種類以及不同強度的自然災害的脆弱性有很大差異。例如，各種農作物和農業生產對旱災就很敏感，因此可能造成農作物減產或絕收，而各種工程設施、交通工具、機械等則基本不受旱災影響。受災體脆弱性是評估災情、預測災害損失的重要內容。

㈧ 風險評估的方法有哪些

一、風險評估的准備

風險評估的准備過程是組織進行風險評估的基礎，是整個風險評估過程有效性的保證。組織對自身信息及信息系統進行風險評估是一種戰略性的考慮，其結果將受組織的商業需求及戰略目標、文化、業務流程、安全要求、規模和結構所影響。不同組織對於風險評估過程中的各種子過程可能存在不同的要求，因此在風險評估實施前，組織應：

1．確定風險評估的范圍； 2．確定風險評估的目的，為風險評估的實施提供導向； 3．建立適當的組織結構； 4．建立系統性的風險評估方法；5．獲得最高管理者對風險評估策劃的批准。

二、風險評估的實施

組織應根據策劃的結果，由評估的人員按照相應的職責和程序進行資產評估、威脅評估、脆弱性評估。在考慮已有安全措施的情況下，利用適當的方法與工具確定威脅利用資產脆弱性發生安全事件的可能性，並結合資產的安全屬性受到破壞後的影響來得出資產的安全風險。

風險計算

我們以下述函數進行表示：

R= f(A,V,T)=f(Ia,L(Va,T))

其中：R表示風險；A表示資產；V表示脆弱性；T表示威脅； Ia表示資產發生安全事件後對組織業務的影響(也稱為資產的重要程度); Va表示某一資產本身的脆弱性，L表示威脅利用資產的脆弱性造成安全事件發生的可能性。
具體而言分為以下幾個步驟：

1．首先對資產的弱點進行排序；

2．針對每一個弱點，確定可能利用此弱點造成安全事件的威脅的類型；

3．給確定的威脅賦值；

4．將威脅值與脆弱點值相乘，得出安全事件發生的可能性；即：安全事件發生可能性=L（威脅可能性，脆弱點嚴重性）；

5．根據資產的重要程度以及安全事件發生的可能性計算風險值，即：風險值=R（資產重要程度，安全事件發生的可能性）。

四、風險識別
風險識別包括三個部分：分析風險來源；識別區域風險；風險關聯分析。

1．分析風險來源
經過資產、威脅、脆弱性的計算後形成一個風險列表，需要對該列表的風險進行分類，並在分類的基礎上進行風險合並。在對風險進行分類合並時，首先需要考慮風險所發生的位置，然後考慮風險的來源。風險的來源可以從威脅、脆弱性和安全管理三個方面進行。

風險發生的位置可以從資產所在的安全域或從信息安全發生的層次進行劃分。資產所在的安全域指具有相同安全屬性的某一物理區域或邏輯區域，該區域和其他安全區域具有明顯的邊界；信息安全發生的層次指物理層安全、網路層安全、操作系統層安全、應用層安全、數據層安全。風險的來源從威脅角度進行合並，可以從威脅的來源，發生的途經，影響的大小角度進行劃分整理。風險的來源從脆弱性角度進行合並，從大的方面有兩類，一類是IT技術類脆弱性，另一類是管理類脆弱性。安全管理類脆弱性可以從設計、開發、驗收、運行、維護、人員、業務持續性管理等方面進行分析。

㈨ 地下水水質脆弱性評價方法研究的目的和意義

一、概述 對可作為飲用水源的地下水進行研究的結果表明，地下水不僅是一種有用的天然資源，而且也是環境的重要組成部分。因此，環境的變化（降水、河流徑流等）會造成地下水狀態、水質和水量的變化；相應地，地下水平衡的變化也會造成環境的變化。由於對水資源需求的增長，造成了安全抽取地下水和人類用水需求之間的矛盾日益增加，因此保護地下水以防污染就顯得非常重要。此外，這一問題與環境保護中普遍存在的問題密切相關。天然的和人為的污染物可以通過不同途徑進入到地下水。在地表蓄水時，污染物會穿透土壤和包氣帶到達含水層。如果污染物總量較小，或不能全部分解，則污染物會在土壤和包氣帶中積累，隨後可能會造成二次污染。目前已有許多評價地下水脆弱性的方法，一般是針對特定的污染物進行的。包括定性評價方法（疊加法、野外采樣法等）和定量評價方法（數字模擬和數值模擬方法）等。在實際工作中，判斷污染物到達地下水水位所需的時間非常重要；當然，只有當包氣帶和含水層的吸附特徵和污染物遷移參數有效，才能通過詳細的研究確定污染物到達含水層的運移時間和遷移速度。選擇了兩個地區分析問題，一個是俄羅斯典型的山麓區，另一個是義大利的沿海地區。針對地下水易污染的脆弱性問題，用兩種不同的方法進行了計算。二、研究區概況 在俄羅斯選擇高加索地區作為研究對象，這是一個典型的山麓區，南部和西南部地形切割嚴重，而北部和東北部則是平原區，在平原中部為島山和岩蓋發育良好的罕見火山岩區。水系由三條大河組成：Kuma河（北部）、Podkumok（南部）和Surkul河（西北）。河水的主要來源是大氣降水，Kuma河和Podkumok河的補給來源還有上游雪山的融雪水。上新世和中新世的含水層系統是當地居民的飲用水源。由於第四紀氣候的急劇變化，含水岩層的水力傳導性質也明顯不同。該區以砂礫為主要組成部分，但細粒物（如粘土、亞粘土和壤砂土）的含量有所不同。含水層的厚度在0.5～15m之間，含水層主要是接受大氣降水（年降水量約為600mm）和該區無數支流的地表水入滲補給。需要指出的是，該區的主要供水水源地位於大河流域。在義大利，選擇的研究區是台伯河下游伊特魯里亞海岸的天然公園，這是典型的沿海區。該區的地形特徵如下：是Malafede河流域的一部分、地勢平坦，有兩條山脊線的海岸帶。山脊將該區分為西北和東南兩個部分。西北地區位於Castelporciano地區以北，是台伯河左側支流Malafede河形成的沖積平原；東南地區是由海侵形成的海灘和古沙丘經固結形成的沿海高地組成。該區所有的含水層都是由不同起源的砂沉積物組成，可以識別出其中的兩個主要地層。其中一個是沿海沙丘的古海相和現代海相沉積物，由中粗砂組成；另一個是由變質為河流－湖泊和海洋沉積物的早更新世砂沉積物組成。鑽孔和電測探資料表明，沙丘層直接覆蓋在粘土層上。在內部地貌沿海山脈上部，砂沉積物變質為與河流－湖泊沉積物同期形成的火山凝灰岩，是這些地區的主要岩石，這一地層規模不大，厚度較小（只有幾米）。西部的一些地區，砂層下伏於非常不均勻的三角洲沉積物上（粘土層、粉砂、泥岩和礫石）。非承壓含水層的厚度小於14m，但是有望到南部地區的西南邊界（Castelfusano）增加到40m。在該區的東北部，含水層厚度減小至15m，這是由隔水底板抬升造成的。整個地區的不透水層由粘土、砂粘土和晚更新世的大陸成因和海相成因灰岩組成。該地區的地下水流向：向北流入台伯河和Malafede河，向南流入西部邊界（Infernetto和Castelfusano）和海洋。在海拔較高的平原區，凝灰岩沉積物上覆於砂層上，具有一定的滲透性，因此，它被認為是這一區域主要的飲用水源。Castelfusano地區從Malafede河口到海洋，所有地下水的物理化學組成都是一致的，都依靠大氣降水的補給。三、地下水脆弱性的評價方法 （一）採用計分制評價地下水脆弱性在Castelfusano地區，通過DRASTIC方法（D是地下水埋深，R是補給，A是含水層岩性，S是土壤層結構，T是地形，I是滲流區影響，C是水力傳導系數）來評價地下水的脆弱性。這一方法基於以下假定：污染物隨大氣降水從地表進入地下水，其遷移速度與降雨入滲速度一致；應用DASTIC方法進行評價的地區，面積不得小於100公頃（即是在區域范圍內進行評價）。根據現場研究和抽水試驗結果對上述特徵進行分析，用獲取的數據來編制一系列圖件。每一特徵都用相應的值和權重（轉換因子）來反映其重要性。對獲取的值求和就是DRASTIC指數，用這一指數來反映該區的脆弱性。該區的脆弱性指數在26～256之間。根據計算結果編制含水層脆弱性分布圖，研究結果表明，最脆弱的地區是Malafede河流域，Castelporziano整個地區含水層的脆弱性表現為中等偏高。（二）根據污染物的穿透時間評價地下水脆弱性根據下式通過污染物到達含水層所需的時間評價地下水脆弱性：
</FONT></SPAN></SPAN></p>其中，t是運移時間，m是滲流區厚度，n是有效孔隙度，Kd是分配系數，是容重，W是滲透補給率。編制含水層易污染的脆弱性分布圖，需要建立脆弱性評價標准，這就需要計算污染物濃度達到可接受水平所需的時間t*：
</SPAN></p>其中，是半衰期，C0是污染物的起始濃度，C*是最大容許濃度（MAC）。根據這些計算結果編制圖件，可以定量地評價地下水易污染的脆弱性，同時也指出了需要採取防護措施的地區。（三）組合法以上兩種方法有各自的優缺點。應當強調的是，DRASTIC方法主要是進行初步評價，不能精確地預測污染物的行為，但是根據脆弱性差異，可以對地區進行分類。另外，與其它定量方法結合，這一方法的優點可以充分體現出來。盡管有以上的優點，但是也存在著一定的缺點。DRASTIC方法需要假定污染物從地表入滲到含水層，然而，一些特殊情況妨礙了污染物從地表的入滲，這些污染物甚至是從用作廢水貯存的深部含水層進入的。在這種情況下，根據這一方法不能得到准確的結論。另外，不能根據DRASTIC方法確定承壓和非承壓含水層中決定地下水是否受保護的因素。在所有地區，都可以只根據系統的地質特徵和水文特徵判斷地下水的脆弱性，然而，沒有考慮參數值的空間變化和人類活動對環境的影響。例如，根據這一方法判斷一個含水層為中等脆弱性或低脆弱性，但這一含水層可能是在城市附近，這一判斷結果實際上增加了含水層受污染的風險。對於含水層只作飲用水源的地區，這一點特別重要。地下水的定量評價也有其優缺點。最重要的優點之一是採用了分布系數，這可以近似地判斷地下水－岩石－污染物之間發生的物理化學反應過程。此外，從數學的角度提供了一種用以確定由人類活動造成的不同程度污染的區域的可靠標准。當引用文獻中的資料時，可以根據這一方法得到合理的結果。在採用這一方法時，即使污水是泵入到地下水，也可以對地下水的脆弱性進行評價。這一方法的局限性是不易計算一組污染物的行為，而在實際工作中，這一現象非常普遍，這就需要通過現場測量來確定某些參數。另外，當污染物隨滲透流穿過保護層滲透到地下水中時，可以採用這一方法。因此，污染物穿過土壤和滲流區的遷移速度理論上等於地表水的入滲速度。這一簡單的假定可以避免復雜的計算量，而且可以得到污染物通過障礙區的速度。事實上，在保護區，有許多水力、水文和地質因素都會影響污染物的遷移速度。考慮到兩種方法各自的優缺點，有必要建立一種綜合的地下水的脆弱性評價方法，綜合方法的基礎是DRASTIC方法。採用一些定量特徵，根據污染物到達地下水位的運移時間劃分不同的污染區和脆弱程度標准，對脆弱性進行評價。滲流區厚度是確定地下水埋深和污染物遷移岩層厚度的參數。另外，當污染物遷移到含水層時，一些反應（首先是氧化反應）只是在上部時才會發生，因此，這一參數對於該區發生的不同物理化學過程有一定的影響。根據下式可以獲得入滲補給率：W＝P－（E＋Y）。其中，P是降水量；E是蒸發蒸騰量；Y是徑流量。可以對觀測周期較長的氣象資料取平均值獲得降水量值，根據現有數據進行半經驗計算獲得E和Y。根據岩性組成和飽水岩石的性質描述含水層特徵，由於不同沉積物的吸附容量有所不同，因此，Kd是一個特徵值（specific characteristic）。然而，在野外很難確定Kd，只能通過室內實驗或查閱特定的參考文獻才能獲得。土壤是指地殼上部1米到幾米以內的耕作層，主要由岩石的風化物和有機質組成。土壤的水力傳導系數會影響大多數的物理化學過程（如吸附、沉積和微生物分解作用等），以及污染物到達地下水水位的速率，因此，這一參數對於評價地下水水質相當重要。可以根據下式得出無吸附性的惰性污染物（示蹤劑）通過土壤層的運移時間：ts=ms/v。其中，ms是土壤層厚度，v是污染物通過土壤層的遷移速度，等於水的入滲速度。由於污染物運動受不同物理化學過程的影響，因此，有下式： 。其中，ti是第i個物理化學過程影響下污染物的運移時間。考慮到在實際工作中，不可能顧及土壤層中的所有物理化學過程，因此假定污染物遷移主要是受吸附作用的影響。此時可以根據下式進行計算：，</SPAN></p>其中，R是延遲系數，FC是田間含水量，W是地下水補給（或入滲）率，是污染物在土壤中的分布系數。主要是根據地表坡度來描述地形，另外，地形與R緊密相關，因此也與W緊密相關。滲流區域和土壤層對污染物的影響作用對於評價地下水脆弱性非常重要，這是由於某些污染物不能被土壤中的有機質完全吸附，其中的一部分會隨降水入滲穿透滲流區，從而到達地下水水位。確定污染物通過滲流區的遷移時間tvz主要取決於體積含水率。因此，污染物到達上部含水層的運移時間可以通過下式計算：
其中，mvz是滲流區厚度。由於與通過與含水層的地質條件和水文條件有關，因此，計算tvz比較復雜。這樣，可以通過下式來計算污染物的穿透時間：。其中n是孔隙度。獲得的tvz表示了污染物穿透滲流區到達含水層的遷移時間，因此，可以更准確地來預測含水層受污染的可能性。將水力傳導系數和其它一些特徵（污染物毒性和濃度等）相結合，就可以評價污染物到達某一特定點（如取水建築物）的可能性，可以通過下式進行計算：</A>其中， 是污染源和抽水點的距離，k是水力傳導系數，是水頭差。四、結論 評價脆弱性的方法有各自的優缺點，組合方法無論是在區域還是局部研究中都比較適合；根據這一方法可以預測地下水保護區（土壤層和滲流區）中污染物的行為，評價污染物到達地下水水位的可能性，此外，當污染源不僅位於地表，而且具有一定深度時，也可以根據該方法從定性和定量兩個方面對地下水的脆弱性進行評價。

㈩ 岩溶水系統脆弱性評價因素

一、岩溶水系統脆弱性評價因素

1.岩溶水系統水量脆弱性評價的因素

與水量有關的岩溶水環境問題包括了泉水斷流與過量衰減、區域水位持續下降、水資源超采以及相關的岩溶塌陷、地裂、海水入侵和由於區域流場變化引起的水文地質條件改變等等。岩溶大泉作為北方岩溶水系統最普遍的一種自然排泄形式，除了供水功能以外，還有重要的旅遊、生態等功能，因此岩溶泉水是在水量脆弱性評價以及水量保護區劃分中著重考慮的因素。從岩溶水系統整體出發評價其水量脆弱性需要考慮以下因素：

1）系統規模大小。岩溶水系統規模大小一定程度上能夠反映出岩溶水系統的調節性能和資源量大小。規模小的系統極容易引起資源超采、區域水位下降及相關的問題。

2）可開采資源量多少。

3）資源要素構成數量及動態。

4）系統結構模式。系統結構模式對岩溶水水量環境問題影響較大。例如，順置型系統模式泉水多由隔水頂板阻擋排泄，在岩溶含水層與隔水頂板一定埋藏深度（一般在100～250m）的接觸位置往往發育岩溶地下水強徑流帶，泉口下游存在承壓自流區。因此，在這種結構模式的排泄區打井或採煤活動，與由隔水底板隔水形成排泄的「單斜逆置型」系統的泉水更容易出現斷流。例如，太行山東部山前岩溶大泉，多數斷流。

5）泉水排泄出露形式。多數北方岩溶大泉的出露排泄與阻水體有關，除了岩溶含水層隔水頂、底板阻水作用形成的泉水外，斷層和火成岩體的側向阻隔出流形成的泉水也佔有一定比重。由於岩溶水在阻水體一側富集，因此，這類泉水也容易出現斷流。例如，在內蒙古桌子山地區的拉僧廟泉系由老石擔山東緣斷層使得桌子山組（馬家溝組）碳酸鹽岩含水層與克里磨里組（相當於平涼組）隔水層接觸而排泄（圖7-2），沿導水性很強的老石擔山東緣斷層大量開采岩溶水而導致拉僧廟泉水斷流。這種情況在汾渭地塹區最為普遍，區內多數泉水在山前受斷裂帶一側相對弱透水的地層阻水出流。由前述所知，區內泉水多與張扭性的裂谷山前斷裂構造有關，這些斷裂形成的岩石破裂以及沿斷裂岩溶發育強烈，從而導致具有很高的導水能力，沿斷裂帶開采岩溶水極易造成泉水乾涸或搬家。例如，太原晉祠泉，1954～1958年實測泉水平均流量為1.94m³/s，1977～1978年，清徐縣在距晉祠泉10餘千米的平泉和梁泉建成兩處自流井群，共14眼深井，最大自流量達1.03m³/s。開采使泉水流量逐年減少，直到1994年4月30日徹底斷流。中條山岩溶水系統內的南梁泉，20世紀80年代前流量為0.52m³/s，由於岩溶水開采流量逐年減少，2002年初在距其10km的太子灘鑿成一岩溶熱水井，井深1547.46m，自流水頭0.9MPa，使海頭泉流量嚴重衰減並於當年3月20日斷流，同時泉口處水位也降至地面以下10～12m。山西介休洪山泉的嚴重衰減也是在山前斷裂帶大量開采以及采礦排水的結果。陝西周公廟泉出露於亞柏斷裂帶，岐山自來水公司在斷裂帶內打井取水也使泉水失去了復出的可能。總體上，區域隔水頂板、側向地層或隔水岩體阻水出露的泉水水量敏感程度較高，相對而言，由區域隔水底板阻水形成的泉水水量敏感程度較低。

圖7-2 拉僧廟泉出流條件示意圖

2.岩溶水系統水質脆弱性評價的因素

（1）系統的規模

系統規模大雖然能在水量方面體現出較強的調蓄能力，但對水質而言就存在地下水循環更替速度慢的問題，一旦地下水遭受污染，恢復治理的難度將大大增加。另一方面，系統規模大小一定程度上也意味著系統資源要素構成的多少，一般系統規模越大，岩溶水的補給項構成越多，岩溶水水質的影響要素也就越復雜。

（2）系統內降水量

降水量作為岩溶水系統最重要的補給源，總體上水質質量相對較好，降水量大小所體現的是系統岩溶水「納污能力」。降水量大小也體現雨水對包氣帶岩土的溶濾程度，因此降水量對系統水質脆弱性具有正效應。

（3）系統結構模式

從水質方面，「單斜逆置型」岩溶水系統其上游往往存在煤系地層、容易遭受礦坑污水的滲漏污染，而「向斜-盆地型」岩溶水系統由於水位埋藏淺、淺覆蓋型岩溶區分布面積廣，地表水、地下水向心匯流，更容易遭受農業施肥等的污染。

（4）地球化學背景

煤系地層分布面積比重，中奧陶統碳酸鹽岩含水層中是否存在有石膏，覆蓋區分布的面積比重等等都是在評價系統岩溶水質脆弱性時需要考慮的因素。

（5）岩溶水系統包氣帶平均厚度

岩溶含水層包氣帶可以吸附降解部分污染物，總體上包氣帶越厚其自凈能力越強，岩溶水系統防污性能也越強。

岩溶水系統脆弱性是不同系統間脆弱性比較，是一個相對的概念，評價中各項因素的分級指標的確定將直接影響到評價結果。然而迄今為止，對岩溶水系統整體脆弱性評價的概念及方法尚未見探討，同時就目前所擁有的資料開展評價指標的定量化分類的條件還不具備，需要參與評價的要素不盡合理完備（比如人口密度等因素），這項工作只能隨著資料積累和評價方法的完善成熟逐步開展。

二、岩溶水系統含水層脆弱性分區評價因素與方法

岩溶含水層的脆弱性評價是系統內部岩溶含水層分布區環境問題的易發性分區評價。岩溶含水層的脆弱性同樣要分為「水量脆弱性」和「水質脆弱性」兩種。

1.含水層水量脆弱性分區評價的因素與方法

岩溶含水層的「水量脆弱性」是含水層對外界干擾的響應程度並引發水量方面水文地質環境問題可能性的表徵，這種敏感程度表現在時間和空間上。例如，在北方東部岩溶相對發育且覆蓋層厚度小的區域，開采岩溶地下水就容易發生岩溶塌陷，可認為這些地區具有含水層水量脆弱性特徵。同樣，如果某一地區開采岩溶水，在一定時間內會引起泉水流量（或水源地出水量）較大的削減量，也可認為含水層具有水量脆弱性。水量脆弱性的實質是含水層導水性能的綜合體現。由於與岩溶含水層水量相關的水文地質環境問題包括了純水量的問題以及特殊水量問題，因此水量脆弱性評價因素要與水文地質環境問題相結合。

（1）純水量脆弱性分區評價

純水量脆弱性是系統內某點的岩溶水位（包括區域或重點位置的水位）或流量（泉水流量或水源地出水量）對其他點在水量激勵下的時空響應，其制約的因素主要是岩溶含水層的導水性能。總體上，北方岩溶地下水符合達西滲流理論，能夠描述系統含水層滲流的數值模型更適用於純水量脆弱性評價，在後面的典型岩溶水系統（娘子關泉域岩溶水系統）實例中，我們採用了響應矩陣法進行評價。

（2）特殊量脆弱性分區評價

特殊水量脆弱性分區評價中需要把水位與具體問題的相關地質條件結合起來進行評價，北方最常見的主要有岩溶塌陷問題和礦坑突水問題。

在岩溶塌陷的脆弱性（或風險性）評價中，需要考慮岩溶發育程度、覆蓋層因素（包括厚度、岩性、結構及地貌條件）、地下水因素（包括埋深、變幅及地下水動態變化的動因）等因素。目前採用的評價方法有模糊數學法、神經網路法、GIS方法以及一些統計學方法等。在後面的典型岩溶水系統（棗庄十里泉泉域岩溶水系統）實例中，我們採用了模糊數學法進行評價。

對煤礦底板突水的脆弱性（或風險性）評價，20世紀30年代蘇聯學者斯列薩列夫提出了臨界水壓值公式，是一個純水量問題，後經實踐中不斷改進，中國煤炭研究院西安分院提出了突水系數並由此預測煤礦突水的風險大小，突水系數的表達式為

中國北方岩溶地下水環境問題與保護

式中：T_s為突水系數（MPa/m）；P為隔水底板承受的水壓力（MPa）；M為底板隔水層的厚度（m）；h₁為礦山壓力破壞隔水層的厚度（m）；h₂為隔水層中導升高度（m）。

1984年，煤炭工業部的《礦井水文地質規程》中，以突水系數0.6線為界，劃分安全區及危險區。然而大量統計結果表明，80%以上的煤礦突水與斷層有關，突水系數低於0.6的地區同樣出現底板突水問題。2007年中國礦業大學武強教授根據多年研究，提出了煤層底板突水評價的脆弱性指數法，採用GIS與人工神經網路、證據權法、Logistic回歸法及層次分析法耦合的方法對煤層底板突水脆弱性進行分區評價，為煤礦底板突水風險性評價提供了新的思路。但由於影響煤礦突水的因素比較多且較復雜，而且一些准確的數據難於獲取，因此，評價方法還有待完善。

2.含水層水質脆弱性分區評價的因素與方法

國外對狹義的地下水脆弱性（指水質脆弱性）評價方法目前主要有疊置指數法、過程數學模擬法和統計方法（Barnali Dixon，2007），單防污性能評價指數模型有30多種，其中，DRASTIC模型（D為地下水埋深；R為凈補給量；A為含水層介質；S為土壤介質；T為地形坡度；I為包氣帶影響；C為水力傳導系數）應用最為廣泛，它是美國環保局1985年提出的。在美國許多地區曾用DRASTIC模型進行地下水防污性能編圖，該方法在其他一些國家或地區也曾應用，例如，歐盟、南非、葡萄牙、奈及利亞、韓國、以色列等。然而一般認為DRASTIC模型更適合於鬆散層孔隙地下水脆弱性的評價。針對岩溶含水層的特殊性，歐洲制定比較多的岩溶含水層脆弱性評價方法，特別在COST620項目中廣泛應用並完善。評價中一般考慮的因素有覆蓋層（O因子，包括厚度、岩性等）、徑流特徵（C因子）、降雨（P因子，大小及動態）和岩溶網路發育特徵（K因子）。如基於起源-路徑-目標模型的EPIK法、PI法、COP法和基於示蹤試驗的VULK方法等。結合我國北方具體情況，我們認為含水層水質脆弱性評價中需要考慮因素有：

1）岩溶地下水的天然補給強度（降水量是其中之一，還應該包括河流、水庫以及其他類型地下水對岩溶水的補給）。

2）碳酸鹽岩分布埋藏類型。

3）包氣帶厚度。

4）岩溶含水層的導水性能。

5）到主排泄區（或水源地）的距離（可體現在滲流模型中）。

在各評價因素的分級中，結合我國北方岩溶水系統的具體情況進行了調整，具體方案在典型岩溶水系統實例中進行敘述。