基于組合賦權的水土保持生態效應定量評價模型

郭凱歌，王向東，殷小琳

(中國水利水電科學研究院泥沙研究所，北京 100048)

0 引 言

水土保持生態效應是指水土保持措施對于減弱和預防水土流失、保護和改良水土資源、促進生態系統良性循環的貢獻[1]。通常地，水土保持措施產生的生態效應包括改善土壤、涵養水源、恢復植被和改善大氣環境等四種類型。為深入了解水土保持措施對治理水土流失，改善生態條件的效果，并科學指導實施水土保持措施，已有不少學者開展了關于水土保持生態效應評價的研究。比如，在評價指標體系建立方面，王琦等[2]總結認為指標選取的常用方法包括理論推導法、專家經驗法和文獻頻數法等；康玲玲等[3]認為進行指標篩選時應遵循科學性、客觀性，并符合重點突出、意義明確等原則；在已有的研究成果[4,5]中，土壤侵蝕模數、林草覆蓋率、治理程度和地表徑流模數是四個采用頻率較高的指標，另外，針對評價目標的重點和區域的特點，部分學者提出了一些針對性較強的評價指標，比如，丁立仲等[6]選取的農村新能源比重、秸稈綜合利用率、病蟲害綜合防治率，余新曉等[7]選取的較少風水量、吸收有害氣體、釋放氧氣和曹睿等[8]采用的沙塵暴日、沙化土地百分比、風蝕模數等評價指標。在評價方法選取方面，國內學者主要采用模糊綜合分析法[9]、灰色關聯分析法[10]、多目標綜合決策法[11]、壓力-狀態-響應概念框架法[12]等，與此同時，國外學者也開展了關于水土保持措施的某類生態效應評價的研究，比如，Park等[13]采用GIS技術評價了水土保持措施對土壤侵蝕的影響，Bekele[14]采用隨機優勢準則分析了水土保持措施對農作物產量的影響，Rocha等[15]在流域尺度下采用SWAT軟件模擬評價了水土保持措施對徑流量、土壤侵蝕量和營養物質輸移的影響。

目前，盡管針對水土保持生態效應評價的研究已取得了一些成果，但由于該類研究尚處于初期階段，仍存在較多空白與不足之處，比如，由于對不同生態效應功能的物理過程機制認識不足，導致在評價指標體系建立時存在的缺陷。因此，本文試圖基于對不同生態效應功能的物理過程機制分析，建立相應的生態效應評價指標體系，并采用組合賦權法計算各指標權重，然后引入指標的響應強度和評價對象的綜合評價值，建立描述不同生態效應功能的響應程度及其總體響應趨勢的方法，最后進行實例分析。

1 生態效應定量評價模型

1.1 指標體系

一般地，水土保持措施對區域帶來的生態效應主要體現在4個方面，即減少土壤侵蝕和增加土壤肥力、減小區內地表徑流、增加區內植被覆蓋率和物種豐富度以及改善環境等。根據水土保持生態效應的四大體現及其成效機制，借鑒國內外有關生態效應評價指標體系的研究成果和實踐經驗，建立水土保持生態效應的評價指標體系，如表1所示。

表1 水土保持生態效應評價指標體系Tab.1 Evaluation index system of the ecological effect of soil and water conservation

從表1可知，所篩選的指標基本能夠較全面地反映水土保持生態效應的四大體現。該指標體系既能在時間上反映出治理前后的直觀變化，也能在空間上揭示出治理措施對生態系統結構產生的影響，具有較好的描述、評價和解釋等功能。在上述評價指標體系中，目標層在總體上反映了水土保持生態效應的水平；準則層從本質上反映了維持地區水土保持生態效應水平的主要體現和內在原因；要素層中所列的指標均為可測、可比，能夠給出直接的度量。通常地，評價指標大致包括效益型和成本型兩類，前者主要指屬性值與評價值成正相關的指標，后者反之。就表1中指標體系而言，屬于成本型的指標有土壤侵蝕模數、容重、徑流系數、大氣二氧化碳含量，其余均屬效益型指標。

1.2 指標權重

由于目前對水土保持生態效應四大體現成效機制的認識仍存在局限性，在進行具體評價之前，首先應該較合理地確定各個指標的權重。該過程中能夠獲取信息的多少將直接影響評價的精度和可靠性[16]。目前，確定指標權重的方法大致可分為主觀性和客觀性兩類，前者的代表為層次分析法(AHP)[17]，考慮了專家的知識和經驗，但主觀隨意性較大；后者的代表是熵權法[18]，雖然結果較為客觀，但無法反映專家的知識和經驗。為了使最終評價結果能夠較好地符合實際情況，本文綜合考慮主客觀性，采用組合賦權的方法確定各個評價指標的權重：

ωi=αai+(1-α)bi

(1)

式中：α為權重折中系數，取為0.5；αi為AHP確定的指標權重；bi為熵權法確定的指標權重。

采用層次分析法確定指標的權重主要是基于專家的經驗知識，其基本思路是先將問題分為若干層次，然后構造各層要素之間的判斷矩陣，最后計算得到指標要素的權重向量，具體計算步驟可參考文獻[9]。采用熵權法確定指標權重主要基于信息熵原理，當指標熵值越小，表示其變異程度越大，即指標所攜帶的有效信息量也越大，則分配權重也應越大，反之，則權重值越小。具體可按下式計算：

(2)

其中，

式中：xij為第j(j=1,2,3,…,m)個評價對象的第i(i=1,2,3,…n)個評價指標的標準化量值。

考慮到參與評價的各個指標對生態效應的貢獻存在正負效應的區別，需要對評價指標的原始屬性值進行統一標準度量的處理，方法如下：

(3)

式中：Xij為第j(j=1,2,3,…,m)個評價對象的第i(i=1,2,3,…n)個評價指標的原始屬性值。

1.3 評價方法

為了較全面地揭示和理解水土保持措施引起的生態效應變化及其成效機制，需要進行評價指標的變幅分析和不同階段研究區域的生態評價。一方面單項指標變化的敏感分析可反映區域內生態效應四大方面的響應強度；另一方面對區域的綜合評價可以揭示評價對象的總體響應趨勢。

通常地，評價指標要素反映生態效應四大方面的方式是不同的，在相同的時間尺度內，不同指標發生的成效響應幅度也是不同的，因此在進行生態效應評價時，對于短期和長期的生態效應所需關注的指標要素也應有所不同，可按下式計算同一時期內不同指標的響應強度：

(4)

式中：Xi1為治理前指標i的屬性值；Xik為治理后某時期k的指標i的屬性值。

在確定各指標權重之后，結合各指標要素的比重，便可計算各個評價對象(評價區不同時間段所處的狀態)的綜合評價值，可按下式計算：

(5)

式中：Wj為第j個評價對象的綜合評價值。根據Wj由大到小的關系，即可對生態效應進行優劣排序。

2 生態效應評價實例

選擇國家水土保持生態修復試點工程山東省平邑縣項目區為評價對象，如圖1所示，采用該區在實施水土保持措施前后，即2002年和2005年的監測數據進行評價分析，其實測數據[10]，如表2所示。

指標C1/(t·km-2·a-1)C2/(SFI)C3/(g·m-3)C4C5/%C6C7/(mg·L-1)A1治理前939．100．7801．4080．2741．8235343A2治理后529．620．8281．4140．1956．8638346

根據表2中的實測數據，首先采用式(3)對評價指標的原始屬性值進行標準化處理，并運用式(2)計算各個指標的客觀性權重；再采用層次分析法計算各個指標的主觀性權重，然后根據式(1)計算得到各指標的組合權重；由各指標的實測值按式(4)可計算其響應強度，計算結果如表3所示。

表3 各個指標的比重、權重和響應強度計算結果Tab.3 Calculation results of the weight and response strength of each index

由表3可知，主觀賦權和客觀賦權的計算結果存在較明顯的差別，比如土壤肥力指數、土壤容重和大氣二氧化碳含量等指標，在采用熵權法計算相應權重時，該值接近于零，而采用層次分析法計算時可由主觀判斷加以考慮，因此，采用主觀性和客觀性相結合的組合賦權法是更為合理的。

從治理后各指標的響應強度來看，土壤侵蝕模數、徑流系數和植被覆蓋率的變化較其他指標更為明顯，說明該地區在實施水土保持措施后保土和調水效應的響應時間更短。將表3中的計算結果代入式(5)計算得項目區在治理前后的綜合評價值為0.40和0.60，由此表明，項目區在實施水土保持措施后對生態環境是有積極影響的，這與基于多目標決策灰色關聯投影法[10]的分析結論一致。

3 結 語

根據水土保持生態效應在減少土壤侵蝕、減小地表徑流、增加植被覆蓋率和改善大氣環境等四方面的主要體現及其成效機制，借鑒國內外有關生態效應評價指標體系的研究成果和實踐經驗，建立了包含土壤侵蝕模數、土壤肥力指數、土壤容重、徑流系數、植被覆蓋率、物種豐富度和大氣二氧化碳等七個指標要素的評價指標體系；采用層次分析法和熵權法相結合的組合賦權法確定各指標權重；引入了指標的響應強度用于揭示評價區內生態效應四大體現的成效程度，并通過計算評價區的綜合評價值分析其不同時間段的生態效應值，以揭示評價對象的總體響應趨勢。

采用文中建立的水土保持生態效應定量評價模型進行實例分析發現，主客觀相結合的組合賦權法確定指標的權重更為合理；生態效應中的保土和調水作用響應時間更短；水土保持措施對于改善生態環境是有積極作用的。由于該評價模型中的評價指標體系是基于生態效應的成效機制所建立，能夠體現生態效應幾個主要方面的變化，可以較為全面地描述實施水土保持措施前后區域內實際情況的變化。另外，與已有的生態效應評價方法相比，該模型不僅可以從整體評價研究區的生態效應，還可以評價不同時間段內各個指標的響應程度，從而揭示生態效應4個主要方面的響應程度。

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[1] 李智廣，李 銳，楊勤科，等. 小流域治理綜合效益評價指標體系研究[J]. 水土保持通報，1998,18(7):71-74.

[2] 王 琦，楊勤科. 區域水土保持效益評價指標體系及評價方法研究[J]. 水土保持研究，2010，17(2):32-36.

[3] 康玲玲，王云璋，王 霞. 小流域水土保持綜合治理效益指標體系及其應用[J]. 土壤與環境，2002，11(3):274-278.

[4] 姚文波，劉文兆，趙安成，等. 水土保持效益評價指標研究[J]. 中國水土保持科學，2009，7(1):112-117.

[5] 陳渠昌，張如生. 水土保持綜合效益定量分析方法及指標體系研究[J]. 中國水利水電科學研究院學報，2007，5(2):95-104.

[6] 丁立仲，盧劍波，徐文榮. 浙西山區上梧溪小流域生態恢復工程效益評價研究[J]. 水土保持通報，2006,14(3):202-203.

[7] 余新曉，吳 嵐，饒良懿，等. 水土保持生態服務功能評價方法[J]. 中國水土保持科學，2007，5(2):110-113.

[8] 曹 睿，岳德鵬，薛莎莎，等. 新疆典型墾區水土保持生態效益評價——以阿克蘇農一師墾區為例[J]. 中南林業科技大學學報，2013，33(4):76-81.

[9] 杜 峰. 黃土丘陵溝壑區小流域綜合治理效益評價研究-以樹兒梁小流域為例[D]. 陜西楊凌：西北農林科技大學，2012.

[10] 馬 騫，楊子峰，于興修，等. 基于多目標決策灰色關聯投影法的水土保持生態修復生態效益動態評價[J]. 水土保持研究，2009，16(4):100-103.

[11] 張 霞，劉曉清，王亞萍，等. 秦嶺生態功能區水土保持治理效益評價[J]. 水土保持研究，2012，19(2):86-90.

[12] 韋 杰，賀秀斌，汪 涌，等. 基于DPSIR概念框架的區域水土保持效益評價新思路[J]. 中國水土保持科學，2007，5(4):66-69.

[13] Park S, Egbert S L. Assessment of soil erodibility indices for conservation reserve program lands in southwestern Kansas using satellite imagery and GIS techniques [J]. Environmental management, 2005, 36(6):886-898.

[14] Bekele W. Stochastic dominance analysis of soil and water conservation in subsistence crop production in the eastern Ethiopian highlands: the case of the Hunde-Lafto area [J]. Environmental and resource economics, 2005,32(4):533-550.

[15] Rocha E O, Calijuri M L, Santiago A F, et al. The contribution of conservation practices in reducing runoff,soil loss, and transport of nutrients at the watershed level [J].Water resources management,2012,26(13):3 831-3 852.

[16] 廖 煒，楊 芬，吳宜進，等. 基于物元可拓模型的水土保持綜合效益評價[J]. 長江流域資源與環境，2014，23(10):1 464-1 471.

[17] 樊彥芳，劉 凌，陳 星，等. 層次分析法在水環境安全綜合評價中的應用[J]. 河海大學學報：自然科學版，2004，32(5):512-514.

[18] 羅軍剛，解建倉，阮本清，等. 基于熵權的水資源短缺風險模糊綜合評價模型及應用[J]. 水利學報，2008，39(9):1 092-1 097.