基于模糊綜合優(yōu)化模型的水質評價與重金屬污染健康風險分析
——以貴州省銅仁市碧江區(qū)飲用水源地為例

竇小涵, 潘 葉, 王臘春, 陳睿東, 祝曉彬, 馬小雪

(1.南京大學 地理與海洋科學學院, 江蘇 南京 210023; 2.南京大學 地球科學與工程學院, 江蘇 南京 210023; 3.江蘇第二師范學院 城市與資源環(huán)境學院, 江蘇 南京 210013)

貴州省銅仁市是中國西南典型的巖溶區(qū)，鉛鋅礦、汞礦開采歷史悠久，其環(huán)境中重金屬含量易受區(qū)域地球化學的內源影響和采礦、工業(yè)等帶來的外源影響，地表污染物極易在地下水與地表水之間迅速轉化，對原本脆弱的巖溶生態(tài)系統(tǒng)和人體健康造成危害。近年來銅仁市雖因資源消耗過大關停部分礦洞，但是因開礦遺留下來的土壤、水體等環(huán)境問題仍然存在。據(jù)相關報道，銅仁市重金屬污染問題突出，云場坪鎮(zhèn)和瓦屋河存在區(qū)域性歷史遺留汞污染問題，且大量歷史遺留汞渣庫和錳渣庫存在防滲疏漏[1]；已有研究表明，銅仁市礦區(qū)附近土壤呈重金屬輕微污染狀態(tài)[2-3]，威脅飲用水源地水體安全。根據(jù)野外調查，銅仁市區(qū)和碧江區(qū)鄉(xiāng)鎮(zhèn)居民的大量飲用水由碧江區(qū)飲用水源地供給，而重金屬易通過飲水途徑在人體內逐漸富集，長期飲用重金屬含量超標的水體會破壞人體內正常生理機能和基因的表達[4]。但近年來，對銅仁市重金屬的研究主要集中于采礦區(qū)、農田等區(qū)域的土壤和蔬菜[5-6]，對水源地水體水質與重金屬的健康風險評價研究鮮有報道。此外，已有的飲用水源地重金屬相關研究往往建立在短期的監(jiān)測數(shù)據(jù)上[7-8]，在時間連續(xù)性方面有所欠缺。因此，明確碧江區(qū)飲用水源地水質、重金屬污染和健康風險情況對完善其水體重金屬污染的預警機制、制定水環(huán)境管控措施具有重要意義。

水質評價通過監(jiān)測和分析評價指標，識別水質的時空變化特征，為環(huán)境治理和污染風險預警提供數(shù)據(jù)支撐。國內外學者提出了許多水質評價模型和方法，如神經(jīng)網(wǎng)絡法、貝葉斯法、密切值法、模糊綜合評價法等[9-12]，為水資源的保護提供了科學依據(jù)。水質的分類標準以及水體受污染程度存在客觀上的模糊性，因此相較于其他水質評價方法，模糊綜合評價法能定量化邊界模糊不清的因素，客觀準確地反映水質與評價標準之間的關系。然而，模糊綜合評價法在水質評價應用方面還存在許多不足，如常用的最大隸屬度方法主要強調某一因子對水質標準的作用，在超標因子較多且等級隸屬度接近時，水質類別的模糊性難以體現(xiàn)，評價結果容易失真；常規(guī)的模糊綜合評價法需要人為設定各個評價指標的權重，存在一定的主觀性。許多學者在實踐中不斷對模糊綜合評價法進行優(yōu)化[13-15]。例如，以評價區(qū)間極值作為分級標準、以評價區(qū)間中值作為級別標準值等，但仍存在模糊綜合評價模型與評價標準兼容性差、隸屬度過于絕對化、同等級水體的優(yōu)劣難以體現(xiàn)、指標權重的賦予存在主觀性和不確定性、極少關注巖溶區(qū)域水體評價等問題。

本文針對模糊綜合評價模型中單一賦權存在的不足，構建基于熵權和聚類權的組合權，針對隸屬度絕對化和評價標準不兼容問題，選取模糊綜合優(yōu)化模型，引入相對隸屬度概念，避免評價標準與評價方法不兼容，以碧江飲用水源地水體為研究對象，評價富礦巖溶區(qū)高敏感環(huán)境受體的水質情況。此外，分析飲用水源地水體中的Fe，Mn，Cu，Zn，As和Pb這6種重金屬在豐枯兩季的分布特征(Hg，Cd，Cr均低于檢出限)，并利用美國環(huán)境保護署(EPA)健康風險評價模型針對成人和兒童進行健康風險評價，以期為當?shù)仫嬘盟】碉L險管理提供理論依據(jù)，為水體重金屬防治提供參考。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于貴州省東北部的銅仁市碧江區(qū)，地理位置為東經(jīng)108°56′13″—109°28′20″，北緯27°32′18″—27°52′40″，所處區(qū)域屬亞熱帶季風氣候，年平均氣溫為16.9 ℃，年降雨量1 250～1 400 mm。研究區(qū)地處武陵山脈南緣、貴州高原向湘西丘陵過渡的斜坡地，在區(qū)域地質構造單元上屬于揚子準地臺貴陽復雜變形區(qū)的東緣，出露地層以寒武系中上統(tǒng)婁山關群和下統(tǒng)清虛洞組的白云巖、灰?guī)r為主，巖溶地貌明顯，多發(fā)育有峰叢、洞穴、洼地、裂隙、峽谷等，地下水總體上由北往南沿溶蝕裂隙匯集，寒武系中上統(tǒng)婁山關群地層為主要含水層。研究區(qū)特殊的巖溶“二元”水環(huán)境系統(tǒng)與破碎的地表導致地表水與地下水連通性強，大大提高了地下水被地表污染源污染的風險。

研究區(qū)總面積為1 009.32 km2，土地利用類型主要為森林、耕地、草地、水系和建成區(qū)(圖1)，面積比例分別為57.59%，25.88%，7.69%，1.85%，6.99%。區(qū)內分錦江、車壩河兩流域，其中錦江自西向東橫跨研究區(qū)，是區(qū)內最大地表河流，多年平均流量112 m3/s，其支流有小江、卜口河、德勝屯河、甕慢河等，是區(qū)內飲用水源地的主要水源。杭瑞高速、銅懷高速、鐵路淮渝線和淮渝二線沿錦江及其支流分布，交通便利。礦產(chǎn)資源以鉛鋅礦和汞礦為主，其中，鉛鋅礦主要分布在云場坪、漾頭、瓦屋、桐木坪和壩黃區(qū)域，汞礦主要分布在云場坪區(qū)域。

注：S1—S6為6個地表水飲用水源地； G1—G14為14個地下水飲用水源地。下同。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)收集與處理

逐月收集水質監(jiān)測數(shù)據(jù)，采用Excel 2019和Matlab 2020年完成水質模糊評價的數(shù)據(jù)處理，采用ArcGIS 10.6完成研究區(qū)概況圖和重金屬濃度分布圖的繪制，采用Origin 2019 b完成豐枯兩季重金屬離子濃度和健康風險貢獻比的圖像繪制，采用SPSS 22.0完成原始數(shù)據(jù)的相關性分析和主成分分析。

2.2 水質模糊綜合優(yōu)化模型

雖然模糊綜合評價模型可解決水質邊界難以定量化的問題，但是常用的最大隸屬度方法主要強調某一因子對水質標準的作用，評價結果容易失真，且存在評價標準與指標數(shù)據(jù)不兼容以及同等級水體的水質無法區(qū)分的問題。基于此，本文采用了水質模糊綜合優(yōu)化模型[16]，引入相對隸屬度和級別特征值。

指標權重的確定關系著評價結果的準確性，然而常規(guī)的模糊綜合評價法需要人為設定各評價指標的權重，存在一定的主觀性，容易增大評價結果的誤差。熵權法是一種應用廣泛的客觀賦權法，根據(jù)指標數(shù)據(jù)的離散程度確定指標權重，離散程度越大，說明指標對綜合評價的影響越大，但是存在容易忽視實際中更加重要但是變化較小的指標的缺點。而另外一種賦權法——聚類權法，則是通過實測值和標準值之比確定指標的權重，既考慮了評價指標各個等級的標準值，又考慮了實測值超過標準值的顯著程度，彌補了熵權法的缺點，在水質評價的權重選擇研究中被認為具有很強的合理性[17-18]。本文改進了評價模型的賦權方法，采用組合權重，在客觀依據(jù)數(shù)據(jù)離散程度的熵權法基礎上，配合聚類權法，使每一個指標的每一個評價等級都有與之相對應的指標權重，在確保指標權重可信度、精確度、客觀性和區(qū)分度的基礎上，降低指標權重對樣本的依賴性。熵權法權重[19]和聚類權重[17]的計算在此不加贅述。設Waij，Wbij分別為熵權法和聚類權法的權重，則認為可同時體現(xiàn)兩種賦權方法特征的組合權重Wij為：

2.3 重金屬健康風險評價模型

通過飲水途徑進入人體中的重金屬有害物可分為化學致癌物和非化學致癌物，一般采用EPA推薦的風險評價模型進行水體中重金屬健康風險的定量評價。根據(jù)風險評價模型對有害物質的分類，本研究中的As為化學致癌物，其余重金屬為非化學致癌物。通過飲水方式進入人體的化學致癌物的致癌風險評價模型[20]為：

當Ri>0.01時，滿足高劑量暴露條件，其計算公式為：

通過飲水方式進入人體的非化學致癌物的健康風險評價模型[20]為：

式中：Ri,Hi分別為化學致癌物質、非化學致癌物質通過飲水途徑導致的個人致癌風險(1a);ci為物質的質量濃度(mg/L);Di為通過飲水方式每單位體重的日均暴露計量(mg/L);2.2,1.0分別為成人和兒童的日均飲水量[21](L);64.3,22.9分別為成人和7歲兒童的平均體重[21](kg);74為貴州省人均壽命[22](a);qi,RDFi分別為化學致癌物、非化學致癌物通過飲水攝入的單位體重日均暴露計量[21],致癌物質As的qi取值為15 〔kg/(d·mg)〕,非致癌物質Fe,Cu,Zn,Pb和Mn的RDFi取值分別為0.7,5.00×10-3,0.3,1.40×10-3,1.4 〔mg/(kg·d)〕。水體中重金屬濃度較低,因此忽略復雜反應產(chǎn)生的二次健康風險,認為重金屬總健康風險為每種重金屬健康風險的總和。

3 結果與討論

3.1 水質模糊綜合優(yōu)化模型的構建

首先，根據(jù)《地下水質量標準》(GB/T 14848-2017)和《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)，兼顧不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)和不同土地利用類型，選擇對水質影響較大的水質評價指標，得到包括物理性指標、化學性指標、微生物指標在內的可綜合反映水體污染物情況的指標體系。再由公式(1)確定各個評價指標的組合權重，形成權重矩陣A，然后根據(jù)環(huán)境質量標準的5個水質等級，得到各個指標相對應的分級范圍，再根據(jù)優(yōu)化模型的相對隸屬度計算方法[16]，建立每個水質樣本的模糊關系矩陣R。以評價點G1為例，相對隸屬度矩陣R如公式(6)所示。

3.2 水質評價結果

根據(jù)模糊綜合優(yōu)化模型的評價結果(表1)，水源地以Ⅱ類水為主，Ⅱ類水比例為70.0%，Ⅰ類水和Ⅲ類水均占總量的15.0%，所有評價點水質均達到居民生活飲用水標準。但受農業(yè)和生活污染的影響，整個研究區(qū)的超標因子主要為總大腸菌群和總氮，集中在云場坪和壩黃區(qū)域。其中，云場坪評價點緊鄰森林(圖1)，牲畜、家禽通常在居民區(qū)內及臨近村莊的森林區(qū)域養(yǎng)殖，且靠森林而建的自然村落衛(wèi)生設施落后，糞便與生活廢水不經(jīng)過處理，直接排放進入自然環(huán)境，導致云場坪評價點總大腸菌群超標，這與陳亞楠等[23]對于總大腸菌群的來源研究相一致；壩黃區(qū)域的評價點分布于耕地間和高速公路附近，有研究表明，交通運輸用地面積與周邊土壤、水體環(huán)境氮含量呈顯著相關[24]。此外，寇馨月等[25]和李嚴等[26]對青島市農區(qū)、湖北京山泉水河流域農耕區(qū)的研究結果表明，農耕區(qū)的化肥和土壤有機氮對水體氮含量有很大程度的貢獻，大量農藥化肥的施用和機動車排放的含氮物質使水體中氮濃度升高，導致壩黃評價點總氮超標。

表1 碧江區(qū)飲用水源地水質評價結果

3.3 重金屬的濃度變化和時空特征

研究區(qū)飲用水源地的水體重金屬濃度變化見表2。在地表水中，F(xiàn)e，Mn，Cu，Zn，As，Pb的平均含量排序為：Fe>Zn>Pb>Mn>As>Cu，平均濃度均低于Ⅲ類水標準，其中Fe與Pb的最大值劣于Ⅲ類水標準，需要引起警惕。標準差呈現(xiàn)：Zn>Pb>Fe>Mn>Cu>As的大小關系，表明地表水中Zn和Pb受局部污染源與人為因素的影響較明顯。在地下水中，F(xiàn)e，Mn，Cu，Zn，As，Pb的平均含量排序為：Zn>Fe>Mn>Pb>As>Cu，平均濃度和最大值均優(yōu)于Ⅲ類水標準。標準差呈現(xiàn)：Pb>Mn>Zn>Fe>Cu>As的大小關系，表明在地下水中Mn和Pb受局部污染源與人為因素的影響較明顯。地表水評價點的Fe，Mn，Cu，As含量高于地下水評價點，而地下水評價點的Zn，Pb含量高于地表水評價點。相較于地表水，地下水更易受到地層巖性和土壤淋濾的影響，富含Pb，Zn的礦物經(jīng)風化，在土壤層中發(fā)生了重金屬富集，加之鉛鋅礦開采帶來的礦渣堆積，地下水中Zn，Pb含量較地表水含量高。相較于地下水，地表水能更快流動，連通性更強，更易受到來自工業(yè)廢水和生活用水排放的影響，評價點周圍居民區(qū)普遍為靠近山林的自然村落，生活用水不經(jīng)處理直接排放進入地表水體，且地表水評價點周圍有G354國道和G56杭瑞高速公路等交通要道，由交通產(chǎn)生的重金屬污染種類更為復雜，因此地表水中Fe，Mn含量較高。

表2 碧江區(qū)飲用水源地豐枯兩季重金屬監(jiān)測值

研究區(qū)水源地重金屬濃度的時空變化見圖2—3。Zn，Pb和Fe的空間分布具有相似性，絕大多數(shù)點位的濃度較低且平穩(wěn)，濃度較高值集中于研究區(qū)東部的漾頭區(qū)域周邊。Mn和Cu的空間分布相似，整體上從西北到東南遞減，在和平、壩黃、桐木坪區(qū)域的濃度較高。As的整體分布較平穩(wěn)，從西北到東南整體呈現(xiàn)遞減趨勢，在和平和壩黃區(qū)域的濃度略高于其他點位。從季節(jié)變化看，F(xiàn)e，Mn和Cu在枯水期的濃度普遍高于在豐水期的濃度，主要是因為枯水期內的降雨量和河流徑流量小，自然水體循環(huán)速度減緩，水體自凈能力下降，重金屬在水體中積累，濃度升高。而Zn，Pb和As在豐水期的濃度高于在枯水期的濃度，主要是因為在豐水期，鉛鋅礦的頻繁開采等工業(yè)活動使土壤中Zn和Pb含量大大升高，農業(yè)活動帶來的農藥和化肥使土壤中As的含量升高，較大的降雨量易造成水土流失，地表礦渣、冶煉廢物、化肥等被降雨淋濾，導致Zn，Pb和As大量進入水體。

圖2 碧江區(qū)飲用水源地重金屬濃度的空間分布特征

3.4 重金屬來源分析

表3 碧江區(qū)豐水期重金屬與環(huán)境指標的相關關系矩陣

表4 碧江區(qū)枯水期重金屬與環(huán)境指標的相關關系矩陣

表5 碧江區(qū)豐枯兩季重金屬與環(huán)境指標的主成分因子載荷

Pearson相關性分析與主成分分析對重金屬和環(huán)境指標的分析結果基本一致，可據(jù)此推測豐枯兩季飲用水源地中重金屬的來源。

圖3 碧江區(qū)飲用水源地重金屬豐枯兩季濃度分布特征

在第一成分PC1中，F(xiàn)e，Zn，Pb和pH值在豐枯兩季具有極顯著相關性，說明Fe，Zn和Pb在研究區(qū)內極有可能伴生或者具有類似的遷移轉化規(guī)律，且pH值很可能影響著Fe，Zn和Pb在水體中的遷移和富集行為。研究區(qū)內Fe，Zn和Pb的標準差相較于其他重金屬偏大，表明Fe，Zn和Pb分布較為不均勻，結合3種重金屬空間分布特征和評價點周邊的實際情況(圖1)，高濃度的Fe，Zn和Pb集中分布于云場坪、漾頭和瓦屋區(qū)域，這些區(qū)域集中分布有鉛鋅礦，伴生釩礦和磁鐵礦物，為當?shù)刂饕V產(chǎn)資源。有研究表明，F(xiàn)e，Zn和Pb與工業(yè)活動密切相關[27-28]，金屬開采和冶煉中產(chǎn)生的礦渣等廢棄物極易經(jīng)降水滲入土壤和地下水，且Pb的熔點較低，在冶煉過程中更易進入水、氣、土壤等周圍環(huán)境，如，含有Pb的廢氣可通過大氣沉降進入地表水體中，對水體產(chǎn)生污染，所以推斷Fe，Zn和Pb主要來源于采礦和工業(yè)活動，這與蒲雅麗等[29]的Zn，Pb主要來源于冶煉廠等工業(yè)污染源的研究結果一致。李軍等[30]對會仙巖溶濕地水體中重金屬來源情況進行了研究，結果發(fā)現(xiàn)Pb主要來源于硫鐵礦的開采，這與研究區(qū)Pb的來源相似，而劉昭等[27]對清江流域Pb的來源研究則表明Pb主要來源于汽車尾氣和輪胎磨損帶來的交通污染，這主要是因為清江流域的宜萬鐵路等城鎮(zhèn)要道均途徑Pb濃度較高的采樣斷面附近，且相關研究[31]表明交通活動導致Pb的累積。

在第二主成分PC2中，Mn，Cu和As在豐枯兩季具有顯著相關性，多集中于和平、壩黃、川硐區(qū)域，經(jīng)實地調查，這些區(qū)域附近主要的活動有養(yǎng)殖、耕種，有研究表明，As是除草劑和農業(yè)殺蟲劑的主要成分，Mn是水產(chǎn)養(yǎng)殖中所用消毒劑的主要成分[27]，Mn，Cu和As的殘留是農藥和化肥施用的標志[32]，有機化肥的施用能有效增加土壤中Mn，Cu和As的有效態(tài)含量，含磷化肥和農藥可有效促進As的累積。此外，杭瑞高速、鐵路渝懷線和渝懷二線等交通要道均沿錦江分布，且沿高速公路分布有汽修廠，導致附近Cu積累現(xiàn)象明顯。有研究表明，由尾氣、輪胎和制動器的金屬零件磨損等[27-28,32]導致的含Cu的污染物通過大氣干濕沉降進入地表水體中，致使水體中Cu濃度升高，因此推斷Mn和As主要來源于農業(yè)活動，Cu來源于農業(yè)活動和交通污染。和研究區(qū)相比，清江流域As的來源與研究區(qū)一致[27]，但是清江流域Mn主要來源于礦產(chǎn)開采，Cu主要來源為自然來源，這主要是因為清江流域Cu的分布相對均勻且無明顯規(guī)律，而當?shù)劐i礦多分布于采樣點附近，導致采樣點中Mn濃度多高于其地質背景值。

3.5 重金屬的健康風險評價

有研究表明，研究區(qū)內土壤、農產(chǎn)品中重金屬呈現(xiàn)輕微污染[5-6]，而根據(jù)水質監(jiān)測數(shù)據(jù)，碧江區(qū)飲用水源地地表水體中Fe，Pb含量最大值超過《地表水環(huán)境質量標準》Ⅲ類水標準。飲用水中的部分重金屬即使含量甚微，也會通過飲水在人體內富集，對人體健康造成持久性、不可逆的傷害。因此，將重金屬的含量與其對人體健康的影響程度相關聯(lián)，以健康風險值作為衡量重金屬對人體危害的指標，對于水質安全管理具有重要意義。本節(jié)計算了飲用水源地的水體重金屬指標通過飲水途徑帶來的人均年非致癌風險和致癌風險，評價結果見圖4，表6和表7。

由圖4可知，非致癌重金屬中Zn，F(xiàn)e和Mn對健康風險的貢獻程度較大，需要引起警戒。Zn，F(xiàn)e對滑石、燈塔、云場坪的健康風險貢獻較大，在豐水期，Zn對這3個區(qū)域的健康風險貢獻比例分別約為25%，35%，35%，F(xiàn)e的健康風險貢獻比例分別約為45%，50%，35%；在枯水期，Zn對這3個區(qū)域的健康風險貢獻比例分別約為20%，20%，25%，F(xiàn)e的健康風險貢獻比分別約為50%，60%，60%，因此需加強治理這些區(qū)域采礦活動以及金屬冶煉帶來的重金屬污染。Mn對壩黃、和平、川硐的健康風險貢獻較大，在豐水期，Mn對這3個區(qū)域的健康風險貢獻比分別約為35%，35%，50%；在枯水期，Mn對這3個區(qū)域的健康風險貢獻比分別約為50%，50%，75%，因此需注意管理此地區(qū)由農業(yè)活動帶來的重金屬污染。

圖4 碧江區(qū)豐枯兩季各區(qū)域非致癌重金屬健康風險貢獻比例/%

根據(jù)表6可知，致癌重金屬元素通過飲水途徑引起的個人年均健康風險值介于10-6～10-5/a之間，非致癌重金屬元素在10-12～10-10/a之間，非致癌重金屬造成的人均年健康風險遠遠小于致癌重金屬，與劉昭等[21]的結果相一致。以荷蘭建設環(huán)保局建議的最大可接受風險值1.00×10-6/a和國際輻射防護委員會建議的最大可接受風險值5.00×10-5/a為參照，研究區(qū)致癌物As在豐枯兩季對成人和兒童的健康風險介于兩參照風險值之間，約為較低參考風險值的3～9倍，而非致癌重金屬在豐枯兩季對兩類人群的風險值遠低于較低參考風險值，因此致癌物As可能對成人和兒童產(chǎn)生健康危害。

表6 碧江區(qū)豐枯兩季重金屬年均健康風險值

從表7中可以看出，各鄉(xiāng)鎮(zhèn)在豐水期的健康風險值普遍大于枯水期，這與豐水期致癌物As濃度高于枯水期有關；各重金屬對兒童的健康風險值為成人的1.276倍，表明兒童相較于成人更易受到重金屬污染帶來的健康影響，這與張清華等[21]、劉昭等[27]的評價結果一致，因此應加強兒童飲水安全管理。研究區(qū)年均總健康風險值的區(qū)域分布存在差異，豐水期為：壩黃>和平>瓦屋>川硐>桐木坪>燈塔>云場坪>漾頭>滑石>六龍山，枯水期為和平>壩黃>川硐>瓦屋>桐木坪>云場坪>漾頭>燈塔>滑石>六龍山，因此和平、壩黃和川硐區(qū)域有較大的健康風險，經(jīng)分析主要與致癌物質As濃度較大有關。

表7 碧江區(qū)豐枯兩季各區(qū)域年均總健康風險值 10-6/a

針對碧江飲用水源地的重金屬健康風險評價工作仍需要進一步的完善。通過飲水途徑造成的重金屬健康風險遠遠大于皮膚接觸和呼吸等其他途徑[35]。所以本研究的健康風險評價目標只涉及通過飲水途徑可能造成健康風險的重金屬，未包括皮膚接觸和呼吸途徑，也未包括有機化學污染物和微生物等帶來的健康風險，因此所得總健康風險值偏低。受水化學作用的影響，不同類型的水體中重金屬元素的分布也不均勻。另外，人群的種類劃分方式、職業(yè)、飲用水在飲食中所占的比例等因素[36]在實際生活中均會影響到健康風險評價結果，個體在生活習慣、體重和勞動強度等方面也會呈現(xiàn)出一定的差異，影響評價結果。此外，飲用水源地的水一般經(jīng)過自來水廠處理后再被飲用，其重金屬濃度很可能低于天然水源地水體，以上原因都可能造成評價結果存在偏差，需要在今后進一步完善。

4 結 論

(1) 本文采用組合權確定指標權重，引入?yún)^(qū)間形式的相對隸屬度，建立了水質與評價指標間的模糊關系，通過級別特征值的大小確定水質等級，不僅使評價結果更加精確、有效，而且兼容了模糊評價方法中的指標數(shù)據(jù)和對應的國家標準。相較單一權重法，組合權法的評價結果有更高的可行性和準確度，對樣本指標權重的依賴性更低。

(2) 研究區(qū)飲用水源地常規(guī)水質指標可達到Ⅲ類水標準，以Ⅱ類水為主，6種重金屬元素平均濃度較低，Pb和Fe的最大值存在超標現(xiàn)象。導致水質惡化的因子主要有總氮和總大腸菌群，集中在云場坪和壩黃區(qū)域。

(3) 地表水評價點的Fe，Mn，Cu和As含量普遍高于地下水評價點，而地下水評價點的Zn，Pb含量普遍高于地表水評價點。Fe，Mn和Cu在枯水期的重金屬濃度普遍高于在豐水期的重金屬濃度，而Zn，Pb和As在豐水期的重金屬濃度高于在枯水期的重金屬濃度。豐枯兩季重金屬濃度和來源無顯著差異性。Fe，Zn和Pb主要來源于礦產(chǎn)開采及其相關工業(yè)活動，As和Mn主要來源于農業(yè)活動，Cu主要來源于農業(yè)活動和交通活動。重金屬來源于生活排污的可能性較小。

(4) 非致癌重金屬健康風險值均小于1.00×10-6/a，風險水平被認為可接受，滑石、燈塔、云場坪區(qū)域需優(yōu)先控制管理Zn，F(xiàn)e，壩黃、和平、川硐區(qū)域需優(yōu)先控制管理Mn；致癌重金屬As是主要產(chǎn)生健康風險的元素，其健康風險值是非致癌重金屬的104～107倍。兒童比成人更容易受到危害，應對兒童飲用水安全加強監(jiān)督管理。豐枯兩季水體重金屬總健康風險值在區(qū)域間的大小順序是，豐水期為：壩黃>和平>瓦屋>川硐>桐木坪>燈塔>云場坪>漾頭>滑石>六龍山，枯水期為和平>壩黃>川硐>瓦屋>桐木坪>云場坪>漾頭>燈塔>滑石>六龍山，豐水期水體重金屬產(chǎn)生的健康危害大于枯水期。