区域生态质量评价篇（1）

金融生态是一个仿生的概念，是指借助生态学的概念来描述的金融内部与外部环境的一种动态平衡的关系。对区域金融生态环境质量的鉴定具有重要的意义，不仅有利于各种金融机构根据地区金融生态环境质量的差异进行合理、科学、有效的配置金融资源和加强风险管理，而且当地金融监管部门可以把金融生态环境质量评定的结果作为制定和采取相应监管措施的依据。但是，区域生态金融环境质量的评价涉及多个方面，而且具有不同层次的指标体系，本文根据中国社会科学院金融研究所的《中国城市金融生态环境评价报告》中提出的评价金融生态环境质量的九项指标，通过AHP方法对这九项指标分别加以权重，为区域金融生态环境质量的评价提供参考。

一、AHP简介

AHP是Analytic Hierarchy Process的简称，又称层次分析法。这是一种以定量与定性相结合的、系统化的、层次化的分析方法，最早是由美国运筹学家匹茨堡大学萨蒂教授于本世纪70年代初提出来的，是他在为美国国防部研究“根据各个工业部门对国家福利的贡献大小而进行电力分配”课题时，应用网络系统理论和多目标综合评价方法，提出的一种层次权重决策分析方法。这种方法问世以后，就逐渐被应用在各个领域，自从该方法被介绍到我国以来，就被我国学者和研究人员等广泛地应用在经济管理规划、能源开发利用与资源分析、城市产业规划、人才预测、交通运输、水资源分析利用等方面。

层次分析法基本的思想是决策者通过将复杂问题分解为若干个层次和若干个因素，在各因素之间进行简单的比较和计算，得出不同方案的权重，为最佳方案的选择提供决策依据。本文对层次分析法的应用分为如下三个步骤：

(一)明确目标，建立多层次结构

一般情况下，分为三层：最高层、中间层、最底层。最高层是往往是解决问题的目的；中间层往往是解决问题必须考虑的准则，因此也有人称之为准则层；最低层往往包含的是解决问题的各种措施和方案等。

（二）建立两两比较的判断矩阵

“两两比较”是指比较所在的同一层次的各个因素对上一个层次的某个特定的因素的相对重要性的比较，进而构造出判断矩阵。本文中采用美国运筹学家匹茨堡大学萨蒂教授的1-9标度法对需要比较的因素做重要性比较。详细见下表1所示：

数值2，4，6，8表示i元素相对于j元素的影响介于上述两个等级之间。

（三）各层因素权重的确定和一致性检验

权重的计算一般有两种方法：方根法、和积法。本文采取和积法来计算权重向量，计算方法如下：

1、将上述第二个步骤得到的判断矩阵的每一列元素做归一化处理，其元素的一般项为：

2、将经过归一化处理之后的判断矩阵的按行相加，即为：

3、对第2步骤得到的由wi组成的向量（w1,w2,……wn）t进行归一化处理：

这样处理后便得到归一化后的向量：

W′=（w1′,w2′,……wn′）t即为所求的特征向量近似解。

4、计算最大特征根，令最大特征根为λmax，判断矩阵为A。则

计算出权重向量和最大特征根以后，需要对判断矩阵的一致性进行检验，如果通过检验，则归一化后的特征向量即为权重向量，也就是说w1′，w2′….wn′即为对应因素的权重。如果不能通过检验，则需要重新构造判断矩阵。本文对判断矩阵的一致性检验的具体步骤如下：

首先，计算一致性指标CI，

一致性指标CI的值越大，表明判断矩阵偏离完全一致性的程度越大，反则反之。当n＜3时，判断矩阵永远具有完全一致性。对于多阶判断矩阵(即n≥3),需要引入平均随机一致性指标，利用一致性指标比率CR进行检验。当CR＜0.10时，便认为判断矩阵具有可以接受的一致性。当CR≥0.10时，就需要调整和修正判断矩阵，使其满足CR＜0.10为止，从而具有令人满意的一致性。

二、区域金融生态环境质量评价

（一）建立区域金融生态环境质量评价的多层次结构

本文中的区域金融生态环境质量评价的指标选用中国社会科学院金融研究所的《中国城市金融生态环境评价报告》中提出的九项评价金融生态环境质量的指标。将区域金融生态环境质量设为最高层（A），从金融发展因素、社会因素、经济信用因素这三个方面来评定区域金融生态环境质量，将这三个因素放在同一层次作为准则层(B)。每个准则层下面有设不同的因素，作为因素层(C)。如下表3所示：

注：表中最后一列的数据是根据最后的计算结果填入的

（二）建立两两比较的判断矩阵并计算权重向量和一致性检验

根据表3的层次结构结合问卷调查，应用1-9标度法，获得两两比较的判断矩阵，如表4~表7所示：

三、总结

由表4~表7计算结果可以得到区域金融生态环境质量的三个准则指标和因素指标相对于总目标的权重，并将计算结果填入表3最后一列，得到评价金融生态环境质量的各个指标的权重。从结果中，我们可以看到，对金融生态环境质量进行评价的九个指标中，影响力较大的顺次为地方经济基础、地区金融发展、法制环境、诚信文化。这样的结果跟中国社会科学院金融研究所的《中国城市金融生态环境评价报告》中的结果有一定的相似性。同时，文中利用AHP法确定金融生态环境质量的评价指标的权重时，因问卷调查范围小，客观现实很可能得不到真实反映，再加上AHP法的使用带有一定主观因素，而这也是本文研究的不足之处。不过，通过建立层次分析模型对金融生态坏境质量进行综合评价不仅能够反映金融生态环境的真实情况，这在理论逻辑上是严密的，同时评价结果也可以作为信息反馈作为有关决策的参考。

参考文献：

[1]董肇君.系统工程与运筹学[M].北京：国防工业出版社，2003.

区域生态质量评价篇（2）

1数据来源及处理

（1）遥感数据选用2010年landsatTM影像数据，波段按4、3、2波段合成，最适合用于植被分类；时相为5～10月地表植被覆盖类型最为丰富的时段；几何纠正模型采用polynmmial模型。

（2）环境质量数据从泰州市环境统计年报和江苏省水资源公告获取。

2评价指标及计算方法

2.1生物丰度指数通过评价单位面积上不同生态系统类型在生物物种数量上的差异，间接地反映被评价区域内生物丰贫程度。由林地、草地、水域湿地、耕地、建筑用地和未利用地等不同生态系统的等效面积占区域面积比重计算得到。生物丰度指数=Abio×（0.35×林地＋0.21×草地＋0.28×水域湿地＋0.11×耕地＋0.04×建设用地＋0.01×未利用地）/区域面积。Abio为生物丰度指数的归一化系数，取全国归一化系数676.08。

2.2植被覆盖指数通过评价区域内林地、草地、农田、建设用地和未利用地五种类型的面积占被评价区域面积的比重，用于反映被评价区域植被覆盖的程度。植被覆盖指数=Aveg×（0.38×林地面积＋0.34×草地面积＋0.19×耕地面积＋0.07×建设用地＋0.02×未利用地）/区域面积。Aveg为植被覆盖指数的归一化系数，取全国归一化系数588.26。

2.3水网密度指数通过评价区域内河流总长度、水域面积和水资源量占被评价区域面积的比重，用于反映被评价区域水的丰富程度。水网密度指数=(Ariv×河流长度/区域面积＋Alak×湖库（近海）面积/区域面积＋Ares×水资源量/区域面积)/3。Ariv为河流长度归一化系数；Alak为湖库（近海）面积归一化系数；Ares为水资源量归一化系数，取全国归一化系数71.768。

2.4土地退化指数通过评价区域内风蚀、水蚀、重力侵蚀、冻融侵蚀和工程侵蚀的面积占被评价区域面积的比重，用于反映被评价区域内土地退化程度。土地退化指数=Aero×（0.05×轻度侵蚀面积＋0.25×中度侵蚀面积＋0.7×重度侵蚀面积）/区域面积。Aero为土地退化指数的归一化系数，取全国归一化系数273.05。

2.5环境质量指数环境质量指数指被评价区域内受纳污染物负荷，用于反映被评价区域所承受的环境污染压力。环境质量指数=0.4×（100-ASO2×SO2排放量/区域面积）＋0.4×（100-ACOD×COD排放量/区域年均降雨量）＋0.2×（100-ASOL×固体废物排放量/区域面积）。ASO2；ACOD；ASOL分别取全国归一化系数1.67，0.0584，2.85。

3生态环境状况分级

生态环境状况指数（EI）根据生物丰度指数、植被覆盖指数、水网密度指数、土地退化指数、环境质量指数的不同的权重进行计算，生态环境状况指数=0.25×生物丰度指数＋0.2×植被覆盖指数＋0.2×水网密度指数＋0.2×（100-土地退化指数）＋0.15×环境质量指数生态环境状况指数分为五级，即优、良、一般、较差和差（表1）。

4评价结果及判读分析

4.1评价结果根据上述评价指标和方法，计算得出2010年泰州市生态环境状况指数和各分项指标（表2）。泰州市生态环境状况指数为66.06，介于55～75之间，生态环境状况均处于“良”的状态。结合陆地卫星TM遥感影像判读获得2010年泰州市土地利用/覆盖类型数据（图1）。

区域生态质量评价篇（3）

生态环境质量评价是根据特定的目的,选择具有代表性、可比性、可操作性的评价指标和方法,对生态环境质量的优劣程度进行定性或定量的分析和判别,是研究生态环境质量现状及其变化趋势的重要手段。近年来,国内学者对生态环境质量的评价展开了深入广泛的研究[1-4]。目前用于生态环境质量评价的方法有多种,相比较而言,层次分析法更具较强的逻辑性、系统性和实用性,方法较为成熟[5,6]。中国环境监测总站基于层次分析法原理制定了《生态环境状况评价技术规范(试行)》(HJT192-2006)。本文采用2005年和2009年LandsatTM图像为基本数据源,利用遥感与GIS技术对山东省生态环境状况进行了监测,并依据该规范,应用生态综合指数的概念和方法对2005—2009年山东省生态环境质量现状及其动态变化进行了分析与评价。 1　研究区概况 山东省地处中国东部、黄河下游,位于北半球中纬度地带,面积15•7×104km2。境域包括半岛和内陆二部分:东部的山东半岛突出于黄海、渤海之间;西部内陆部分自北而南依次与河北、河南、安徽、江苏4省接壤。山东地形中部突起,为鲁中南山地丘陵区,泰山为全省最高点,主峰海拔1532•7m;东部半岛大都是起伏和缓的波状丘陵区;西部、北部是黄河冲积而成的鲁西北平原区,是华北大平原的一部分。山东省植被覆盖状况区域分布不均,林地和草地主要分布在山东半岛和鲁中南地区。省内水系发达,平均河网密度为0•24km/km2,长度在5km以上的河流有5000多条,较重要的有黄河、徒骇河、大汶河、小清河等。湖泊主要分布在鲁中南山丘区与鲁西平原的接触带上,以济宁为中心,分南北两大湖群,较大的湖泊有南四湖和东平湖。全省海岸带总长3791km,沿海7市近海海域面积17×104km2。气候属暖温带季风气候,降水集中,雨热同季,春秋短暂,冬夏较长。省内区域经济发展不平衡,从东至西呈东部较发达、中部过渡、西部相对滞后的经济发展格局。 2　评价方法与基础数据 2.1　生态环境质量评价指标体系 根据国家环境保护部颁布实施的《生态环境状况评价技术规范(试行)》(HJT192—2006),采用生态环境状况指数(EI)表征被评价区域生态环境质量状况。该评价指标体系包括生物丰度指数、植被覆盖指数、水网密度指数、土地退化指数和环境质量指数等5个一级指标以及林地、耕地、水域等15个二级指标。生态环境状况指数计算方法如下:EI=0•25×生物丰度指数+0•2×植被覆盖指数+0•2×水网密度指数+0•2×(100-土地退化指数)+0•15×环境质量指数。根据生态环境状况指数,将生态环境质量分为五级,即优、良、一般、较差和差;依据生态环境状况指数变化幅度(ΔEI)的大小,将其分为4级,即无明显变化、略有变化(好或差)、明显变化(好或差)、显著变化(好或差)。 2.2　技术路线 山东省生态环境质量评价技术路线见图1。 2.3　基础数据 2005年和2009年LandsatTM图像。LandsatTM图像是以县(市、区)为单位的LandsatTM4、3、2波段合成的LandsatTM图像,地面分辨率为30m。2005年和2009年河流长度、土地侵蚀、SO2排放量、COD排放量、固体废物排放量、水资源量和降水量等数据。河流长度数据来源于《1∶25万山东省电子地图》,土地侵蚀数据来源于《2002年全国第二次水土流失遥感调查》,SO2、COD和固体废物排放量、水资源量和降水量数据来源于环境统计数据。 3　评价结果与分析 3.1　2009年生态环境质量评价 依据《生态环境状况评价技术规范(试行)》(HJT192-2006)计算2009年山东省生态环境状况指数和县域生态环境状况指数。2009年山东省生态环境状况指数为47•16,生态环境质量状况属于“一般”(35≤EI<55)。全省123个县域生态环境质量状况分为“良好”(55≤EI<75)和“一般”(35≤EI<55)2个等级。在123个县域中,有9个生态环境质量为“良好”,总面积0•92×104km2,占全省面积的5•9%,主要分布在山东半岛的威海、烟台和青岛地区,鲁中南的淄博地区,鲁西北的济宁地区。其主要特征为:分布在东部沿海地区的县域评价区生物丰度较高、植被覆盖较好、近海海域面积大、水资源量较丰富;分布在鲁中南地区的县域评价区山地面积大,生物多样性和植被覆盖较好;分布在鲁西北地区的县域评价区湖库分布较多,水资源量丰富。在123个县域中,有114个生态环境质量为“一般”,总面积14•78×104km2,占全省面积的94•1%。其主要特征表现为植被覆盖和生物多样性均处于一般水平,湖库分布和水资源量相对较小,并存在不同程度的水土流失现象。114个生态环境质量为“一般”的县域中,有28个县域评价区生态环境状况指数在50~55之间,生态环境质量相对较好。主要分布在烟台、威海、青岛、东营等沿海地区,济南、淄博、泰安、莱芜等鲁中南山地丘陵区和以济宁为中心的鲁西湖库地带。此分布特征与山东省的自然地理特征基本吻合。 3.2　2005—2009年生态环境质量动态变化分析 2005—2009年,山东省生态环境状况指数由47•7变为47•16,变化量为-0•54,属于“无明显变化”(|ΔEI|≤2),生态环境质量基本稳定。在表征生态环境状况指数的5个单项指数中,生物丰度指数和植被覆盖指数分别下降了0•31和0•51,主要原因是由于城镇的扩张、工业和交通业的发展带来的耕地和草地面积的减少;水网密度指数下降了2•97,主要原因是全省平均降雨量从2005年的810mm下降为2009年的674mm,而全省水资源量减少了约131×108m3;环境质量指数上升了1•54,说明主要污染物排放量下降,统计数据表明,全省COD和SO2削减量分别为12•3×104t和41•3×104t。2005—2009年,山东省各县域生态环境质量基本稳定。在123个县域中,有115个县域生态环境质量“无明显变化”(|ΔEI|≤2),总面积为14•97×104km2,占全省面积的95•3%;6个县域生态环境质量“略微变差”(-5≤ΔEI<-2),总面积0•58×104km2,占全省面积的3•7%;2个县域生态环境质量“略微变好”(2<ΔEI≤5),总面积0•16×104km2,占全省面积的1•0%。在115个生态环境质量“无明显变化”的县域中,有86个县域生态环境状况指数略有下降,其降低原因主要为降雨量减少,水资源量及湖库面积有所减少;有29个县域生态环境状况指数有所上升。这表明全省生态环境质量整体趋于稳定,部分县域生态环境质量有所改善。生态环境质量有所改善的县域主要分布在鲁西北经济发展相对滞后的地区。#p#分页标题#e# 4　结论与建议 4.1　结论 1)　山东省生态环境质量总体处于一般水平。全省123个县域评价区生态环境质量以一般为主,生态环境质量一般的县域总面积占全省面积的94•1%。全省生态环境质量相对较好的县域主要分布在山东半岛沿海地区、鲁中南山地丘陵和鲁西湖库地带。2)　2005—2009年,山东省生态环境质量基本稳定,部分县域生态环境质量有所改善。生态环境质量有所改善的县域主要分布在鲁西北经济发展相对滞后的地区。 4.2　建议 为更好的保护生态环境,改善生态环境质量,建议:1)　深化总量减排,促进环境质量的改善。应加快经济结构调整和转型,结合工程减排、循环经济和清洁生产措施,强化监督管理、落实减排责任,全面改善环境质量。2)　严格控制城乡建设用地规模,合理利用耕地、草地和水域湿地等,提高土地资源利用率。3)　加强生态修复和水土流失防治工作,强化自然生态系统的保护与建设。4)　加强生态环境监测能力建设,为更好的服务于环境管理提供技术支撑。

区域生态质量评价篇（4）

中图分类号:S-03 文献标识码:B

文章编号:1674-0432(2010)-05-0021-2

农业地质调查主要是以土壤、浅层地下水及水体中元素为调查对象,以区域地球化学勘查技术为主要手段,以农林牧等广义农业地质环境为主要目标的基础性地质调查与评价工作。农业地质研究是运用地球化学等科学方法,调查研究地质环境与农林作物生长的关系,查明有益有害物质的分布范围和富集规律,圈定适宜不同农作物生长的生态地质环境,并将地质与发展新型农业和生命科学有机地结合在一起,为改善农业生产环境、调整农业结构、提高农业产品质量、因地制宜发展无公害绿色农产品提供科学依据。

2002年,浙江省率先开展了农业地质环境调查项目,在农业地质背景、土壤环境质量、土壤营养元素丰缺、农产品安全、浅层地下水质量、滩涂沉积物环境质量、农业地质环境数据管理和预警系统研究等方面取得了大量的基础性和应用性成果。目前,在全国正广泛开展农业地质环境调查工作,现今农业地质调查的内容主要有1:25万多目标地球化学调查、局部生态地球化学评价和土地质量地球化学评估。

一、农业地质调查执行主要技术标准

(1)《多目标区域地球化学调查规范(1:25万)》(DD2005-01);

(2)《区域生态地球化学评价技术要求(试行)》(DD2005-02);

(3)《局部生态地球化学评价技术要求(试行)》(DD2008-05);

(4)《土地质量地球化学评估技术要求(试行)》(DD2008-06);

(5)《生态地球化学评价样品分析技术要求(试行)》(DD2005-03);

(6)《地球化学普查规范(1:50000)》DZ/T0011-1991;

(7)《土壤环境质量标准》GB15618-1995;

(8)《无公害蔬菜生产基地水质土壤质量标准》全国农技推广中心;

(9)《无公害农产品蔬菜产地环境条件》NY5012-2002;

(10)《无公害农产品(食品)产地环境要求》DB32/T343.1-1999;

(11)《粮食、蔬菜等食品中六六六、滴滴涕残留量标准》GB2763-81;

(12)《无公害食品系列标准》NY5001-2001-NY5073-2001;

(13)《绿色食品产地环境质量标准》NY/391-2000;

(14)《地表水环境质量标准》GBZB1-1999;

(15)《食品中硒限量卫生标准》中华人民共和国GB13105-91;

(16)《食品中硒的检测方法》中华人民共和国GB/T 12399;

(17)《农田灌溉水质标准》GB5084-9;

(18)《绿色食品产地环境质量现状评价技术导则》。

二、多目标地球化学调查

(一)多目标区域地球化学调查

多目标区域地球化学调查是针对第四纪覆盖区开展的基础性调查工作,主要目标包括基础地质、资源潜力与生态环境等三大方面。调查工作按照1:250000采样网度和采样密度,以系统开展土壤地球化学测量(近岸海域沉积物地球化学测量和湖泊沉积物地球化学测量)为主,水地球化学测量为辅,测定其中数十种无机和有机地球化学指标,编制地球化学图件及编写相应测区调查报告。

(二)工作内容阶段

1.资料收集与设计书编制。2.野外样品采集(土壤、水、沉积物)。3.样品测试。4.图件编制(元素数据图、地球化学图、异常图)。5.参数统计(基准值、背景值)。6.异常查证(矿产资源、农业营养元素、土壤环境元素)。7.综合研究与报告编制。8.数据库建设。

三、区域生态地球化学评价

(一)概念对象

生态地球化学评价是在多目标区域地球化学调查成果基础上,遵循由面至点、由点至面的评价方法,选择重点区域开展评价,总结规律,进而对区域进行评价。

一般按照农田、城市、河流、浅海、矿山等生态系统开展评价,同时也兼顾调查区的特殊生态地球化学问题,开展辐射环境、有机污染物等相关评价。按照评价区域的相对大小划分,生态地球化学评价可划分为区域和局部两个层次的评价。

(二)工作手段和方法

1.异常元素来源及迁移转化途径。农田和城市生态系统自然异常元素来源主要工作方法有面积性土壤测量、综合地质地球化学剖面测制、浅井、浅钻,岩石、土壤、重砂样品、农作物及其根系土样品采集等。河流生态地球化学评价主要有综合地质地球化学剖面测制及浅井、面积性土壤测量,悬浮物、过滤水、原水、水系(河流)沉积物、河漫滩或河流沉积柱、重砂样品采集等。浅海生态地球化学评价主要有浅海沉积物、沉积柱、间隙水、底层海水、悬浮物、过滤水样品和生物样品采集。农田生态系统人为异常元素来源追踪主要工作方法有大气干湿沉降、农田灌溉水和农田退水、化肥和农药等样品采集。城市生态系统有大气干湿沉降、降尘、水等样品采集。浅海生态系统有典型饵料、药剂样品采集。

2.生态效应评价。农田和城市生态系统主要工作方法有面积性土壤测量和农作物及其根系土、土壤溶液、土壤有效态样品采集。浅海生态系统有同站位多介质采集表层沉积物、间隙水、底层海水、悬浮物、过滤水和生物样品。辐射环境地球化学质量评价采用面积性调查和剖面测量相结合的方法,面积性按照一定网度、剖面按照一定点距,现场测量1m高γ辐射空气吸收剂量率、土壤氡浓度和大气氡浓度、氡析出率,采集土壤、岩石、植物、水样等各类样品。有机污染物调查按照区域控制、重点解剖的方法,环境污染比较严重、经济比较发达地区重点控制,一般地区适当控制,大片农业种植区也要兼顾。采集的样品类型有土壤、河流底泥、农产品和水样共4类。

四、土地质量地球化学评估

(一)概念对象

土地质量地球化学评估是以多目标区域地球化学调查为基础,以生态地球化学理论为指导,以科学量化土地质量、实现动态管理和成果数据的查询、利用为目的的一项综合评估工程。土地质量地球化学评估依据土地中各项有益、有害元素指标和有机污染物含量水平及其对土地生产功能影响程度进行系统研究和质量级别评定,以服务于土地质量与生态管理和土地资源合理利用为宗旨。

(二)工作手段和方法

土地质量地球化学评估分为国家―省级、市―县级、乡―镇级和村―组级共四个层次(尺度)进行。本次调查属大比例尺乡―镇级层次(尺度)。主要工作方法有面积性土壤测量、综合地质地球化学剖面测量、浅井和面积性灌溉水样品采集,系统采集岩石、土壤、土壤有效态、农作物及其根系土,大气干湿沉降等各类介质样品。工作方法与区域生态地球化学评价基本一致,主要差别在调查精度和评价要求有所差异。

五、我国农业地质调查的主要成果

我国农业地质调查成果主要有以下18方面:

(1)获得区域54项指标高精度的地球化学调查数据和区域地球化学特征;

(2)获得不同成土母质、不同区域尺度的基准值数据;

(3)不同区域尺度的碳储量数据;

(4)土壤污染等级划分;

(5)基础地质(地层、构造、岩体)研究;

(6)资源潜力(固体矿产、液体矿产)评价;

(7)土壤环境质量评价;

(8)土壤肥力的评价;

(9)异常物质来源与迁移转化途径;

(10)异常元素生态效应(营养元素和毒害元素);

(11)农作物(水生生物)污染程度、适宜性评估;

(12)土壤毒害元素生态风险性评估;

(13)无公害农产品、绿色食品种植区评价;

(14)特殊生态地球化学环境与人群健康(地方病、富硒土壤、富镓土壤、富碘土壤);

(15)土地质量地球化学评价;

(16)现代农业发展区划;

(17)生态地球化学预测预警;

(18)调查与评价信息系统。

六、结论

我国农业地质调查主要工作有多目标区域地球化学调查、区域生态地球化学评价、局部生态地球化学评价、土地质量地球化学评估。由省、部合作实施的农业地质(生态地球化学)调查主要包括多目标区域地球化学调查、区域生态地球化学评价、局部生态地球化学评价;由全国土壤现状调查及污染防治专项出资的农业地质调查主要包括多目标区域地球化学调查和土地质量地球化学评估;由各省出资的农业地质调查主要包括多目标区域地球化学调查、局部生态地球化学评价。农业地质是现代地质工作主动服务于现代农业的创新之举,也是地质调查与科学研究有机结合的一次成功尝试,必将哺育出重大的科学成果。

参考文献

[1]多目标区域地球化学调查规范(1:25万)(DD2005-01).

区域生态质量评价篇（5）

江苏省位居长江、淮河下游，东濒黄海，平原辽阔、土地肥沃，素有“鱼米之乡”的美誉，并以占全国1％的土地面积，创造了约占全国10％的GDP总量。但伴随着经济的腾飞和现代化进程的加快，江苏的耕地面积越来越少，人口越来越集中，各种农业生态环境问题接踵而来。本文拟应用层次分析法（analyticalhierarchprocess，简称AHP）确定各指标的权重，应用权重评价法（综合指数法）分析江苏省农业生态环境质量指数，客观、具体地分析不同区域农业生态环境质量的变化，为区域农业的可持续发展、农业生态环境建设以及进一步发展“优质、高效、外向、生态、安全”的具有江苏特色的农业现代化道路提供理论决策参考。

1研究区域选择与研究方法

1．1研究区域的选择

江苏省位于北纬30°35′－35°07′，总面积10．26×104km2，年降水量783～1167mm，年平均气温13～16℃，气候温和，雨量适中，农业自然条件优越，是我国农业高产区和重要商品粮基地。全国农业资源区划办将江苏省划分为徐连、宁镇扬、沿江、两淮、太湖和沿海6大农村经济区［13］。为了便于调查、收集资料以及减少统计工作量，考虑到自然环境条件、区域经济发展、区位条件等区内相似性和区际差异性；同时，可以涵盖江苏省所有气候类型和经济发展水平，选择邳州、新沂（徐连经济区），东台、大丰（沿海经济区），如皋、金坛（沿江经济区），兴化（宁镇扬经济区），张家港、江阴（太湖经济区）共9个具有代表性的县（市）区域作为评价单元。通过对经济区内典型县评价值加权平均，得到该经济区的评价值。

1．2资料获取

数据来源主要包括遥感数据、土壤普查、地图数据和统计数据。（1）遥感数据：主要来源于美国Landsat卫星的TM影像，用于计算植被覆盖度，选取1995年、2000年、2008年6－8月植被生长季遥感影像。（2）土壤数据：主要来源于全国土壤普查数据。（3）地图数据：主要包括江苏省行政区划图、1∶100万DEM等专题数据。（4）气象数据：采用江苏省气象局提供的各个区域所在站点1995－2008年统计数据。

2农业生态环境质量评价指标的选取与验证

2．1评价指标体系的建立

区域农业生态环境质量综合评价指标体系（U）由自然环境子系统（U1）、土壤生态状况子系统（U2）和环境污染子系统（U3）3部分组成。其中自然环境子系统包括：≥10℃活动积温、年平均气温、年降水量、年日照时数、植被覆盖率、土地复种指数6个指标；土壤生态状况子系统包括：水土流失量、土壤pH值、土壤有机质、土壤全氮、土壤速效磷、土壤速效钾指标。环境污染子系统包括：化肥使用强度、工业废水排放强度、工业废水排放强度、SO2排放强度。

2．2评价指标体系的验证

应用江苏省1995年、2000年、2008年的统计数据，利用主成分分析法在SPSS软件中对区域农业生态环境质量指标体系进行筛选和分析。由表1可知，1995年、2000年、2008年第一主成分与≥10℃活动积温、年平均温度、年日照时数、年降水量、土地复种指数、土壤全氮含量、化肥使用强度、工业废水排放强度、工业废气排放强度和SO2排放强度10个指标存在显著的相关性。其中：≥10℃活动积温、年平均气温、年日照时数、年降水量4个指标均表征农业气候生态状况；前3个指标表征特定区域热量资源，代表气候因素对农业生态发展的影响；土壤全氮含量表征农田土壤理化性质，可以反映人类农业生产活动对农业生态环境质量的影响；化肥使用强度、工业废水排放强度、工业废气排放强度和SO2排放强度4个指标反映了环境污染对农业生态环境质量的影响。因此，第一主成分强调了区域自然环境、土壤因素和环境污染等多方面主导因素的良好组合。

第二主成分与土壤速效磷含量和土壤pH值指标显著相关。第三主成分与植被覆盖度、水土流失量和土壤速效钾含量存在较高的相关性。其中植被覆盖度和水土流失量可以反映农业自然生态环境的变化，代表农业结构对农业生态环境质量发展的影响。因此，第二和第三主成分强调了自然环境、土壤因素的重要性。第四主成分与土壤有机质含量的相关性较高，可以反映土壤生态状况。与1995年相比，2000年、2008年的水土流失量、工业废水、工业废气和SO2排放强度等指标小幅降低，土地复种指数和土壤全氮含量小幅升高，反映出人类农业生产活动对农业生态环境质量产生重要影响。综上，所选指标均能够很好地反映评价区域的农业生态环境质量状况。因此，前4个主成分分析结果可以作为新的综合因子体系，来表征区域农业生态环境质量状况。

3农业生态环境质量评价模型的构建

3．1农业生态环境质量评价指标权重的确定

在评价模型中，各指标权重的确定是一个关键，而层次分析法是一种定性分析与定量分析相结合的决策方法，按照“分解－判断－综合”的思维特点，将多层次、多准则的复杂问题分解为各个组成因素，并将这些因素按支配关系分组，形成递阶层次结构，通过两两比较的方式确定各层次中诸因素的相对重要性。因此本研究在以农业生态系统是否可持续发展为评价目标的基础上，建立基于层次分析法的综合评价模型进行评价。将农业生态系统作为一个复杂系统进行评价。首先要把复杂问题分解为不同的层次，建立由目标层、准则层和指标层的层次结构模型；其次，根据数据资料、专家意见和作者的认识，构建判断矩阵，根据确定的判断矩阵，计算出判断矩阵的最大特征值和特征向量，再对所得的特征向量进行归一化处理，所得的向量分量即为所求的相应因素关于上一层因素的相对权重。通过以上对指标权重的确定方法，因地制宜地计算出区域农业生态环境质量评价中各指标的权重（表2）。

3．2农业生态环境质量评价模型

通常情况下，评价指标分为正向指标和逆向指标两类，以标志值为基准将各指标进行正向和逆向标准化后，进而建立农业生态环境质量评价模型：U＝∑ni＝1Ai×Ci式中：U为农业生态环境质量综合评价指数；Ai为所选取指标的标志值；Ci为各指标的总权重；n为指标个数。依据数据资料，参照《中华人民共和国环境保护行业标准》，将农业生态环境质量分为5级：优（Ⅰ级）、良（Ⅱ级）、一般（Ⅲ级）、较差（Ⅳ级）和差（Ⅴ级）（表3）。

4区域农业生态环境质量综合评价

应用区域农业生态环境质量综合评价模型，分别计算9个代表县市1995，2000，2008年的农业生态环境质量综合评价指数，通过公式U＝∑kj＝11kUj（式中：U为区域农业生态环境质量评价指数；Uj为各县市的农业生态环境质量评价指数；k为各经济区所包含的县（市）数），求得5个经济区的农业生态环境质量评价综合指数（图1）。从图1可以看出，徐连、沿江、沿海、宁镇扬和太湖5个经济区的农业生态环境质量指数呈现从北向南的明显下降趋势，以徐连经济区最高，太湖经济区最低。1995－2008年期间，各经济区的农业生态环境质量评价指数均呈明显的下降趋势，其中徐连经济区下降幅度最为明显，从1995年的优秀状态（0．7550）下降到2008年的一般状态（0．4639）；太湖经济区的农业生态环境质量评价指数下降幅度较小，从1995年的高层次一般状态（0．5480）下降到2008年的低层次一般状态（0．4661）。1995年徐连经济区农业生态环境质量指数值最高，太湖经济区最低；2008年宁镇扬经济区农业生态环境质量指数值最高，徐连和太湖经济区最低。宁镇扬经济区由于受社会经济基础等众多因素的影响，生态环境质量状况逐渐变差，但是降低幅度较小。

为了更深入了解区域农业生态环境质量的时空变异，选取生态环境质量指数变化最大的徐连经济区和太湖经济区及其中的代表区域（徐连经济区：邳州和新沂，太湖经济区：张家港和江阴）为研究对象，分析其1999－2008年连续10年的农业生态环境质量时空变化。图2表明，在1999－2003年期间，新沂的农业生态环境质量总体上呈下降的趋势，但仍长期处于良好水平，分别从高层次的良好（0．6018）转变为低层次的良好状况（0．5572），2004年后总体发展趋势继续下降，进入到较低的一般状态（0．4576）。邳州是4个代表区域中农业生态环境质量状况起点最高，但降低速度最快的，由1999年最高的0．6347降低到2008年的0．4602，农业生态环境质量状况从良好状况逐渐降低到一般状况，并且一直处于恶化的发展态势。江阴和张家港两区域的农业生态环境质量状况明显低于邳州和新沂，自1999年以来持续保持逐年下降的态势，从1999年的高层次的一般降低到低层次的一般状态，波动幅度较小，农业生态环境质量状况较稳定。

5结论与讨论

江苏省不同区域的农业生态环境质量指数随时间的推移，从北向南呈明显的下降趋势，表现出明显的时空变异。以徐连经济区的生态环境质量指数最高，沿江、沿海和宁镇扬经济区次之，太湖经济区最低。在本研究中的江苏省5个经济区，其农业生态环境质量评价指数均呈明显的下降趋势，以徐连经济区的生态环境质量指数下降最快，太湖经济区农业生态环境质量评价指数下降最慢，但徐连经济区农业生态环境质量状况明显好于太湖经济区。究其原因，主要有以下两点：

（1）太湖经济区的生态环境质量状况总体水平较低，目前该经济区的农业生态环境发展趋于平稳，质量状况降低缓慢。该经济区自然条件和社会经济条件在全省仍都处于前列，是全省乃至全国乡镇企业发展最早、水平最高的地区之一，农村工业成为占绝对优势的乡村产业结构。由于经济发达，外来劳动力纷纷涌入，人多地少的矛盾尤为突出，能源、原材料的严重短缺，耕地不断减少，工业“三废”污染强度过高，致使植被覆盖降低与水土流失增强，很大程度上抵消了该地区在自然和社会经济条件下的优势，生态环境质量一直处于较低水平。

区域生态质量评价篇（6）

中图分类号：X45文献标识码：A文章编号：16749944（2013）04015003

1引言

近几年来，我国道路交通事业取得了突飞猛进的发展，但是人们在享受道路建设带来的便利时，也逐渐意识到道路的建设和营运对生态环境带来的影响。尤其是山区道路受地形、地质、水文和生态环境等条件的限制和影响，其建设和营运给山区生态环境带来了“路通、树枯、兽空”等影响。所以，只有科学评价山区道路建设和营运对生态环境的影响，提出有效措施减少山区道路建设和营运对山区生态环境的破坏和扰动，实现山区道路与区域生态环境的协调发展。

评价山区道路建设和营运对生态环境的影响，急需解决的就是指标或指标体系的问题，而山区道路生态环境评价指标体系的构建是进行山区道路生态环境影响评价的关键。研究山区道路环境评价指标体系的目的是要提供一个科学的、可供操作的评价手段，以便能对山区道路生态环境所处状态进行整体性描述。但是，目前对山区道路生态环境的评价没有

统一的、公认的评价指标体系。所以，通过本文的研究，可为建立统一、公认的评价指标体系提供一定的参考。

2山区道路生态环境评价指标体系的构

建原则2.1科学性原则

建立在科学基础上，指标概念明确，并且有一定科学内涵，能够反映山区道路生态环境评价的内容。

2.2系统性原则

指标的选择具有涵盖性和概括性。指标体系的各个指标之间是有机联系而组成一个层次分明的系统整体。

2.3代表性原则

应选取代表性较强的典型指标，尽可能以最少的指标包含最多的信息，避免指标之间的信息重复利用、相互包含以及大同小异现象，去除那些意义相近、重复关联性过强或者具有导出关系的指标。

2.4可度量性原则

所有选择的指标都能够根据其度量方法进行度量，同时也便于比较相关的研究项目，用于地区之间的比较评价。

2.5可操作性原则

构建山区道路生态评价指标体系既要以研究理论为基础，同时又必须考虑实践操作的可行性和现实数据资料支持的可行性。

3山区道路生态环境评价指标体系的

构建3.1评价指标体系构建的思路

山区道路生态环境评价指标体系构建的思路见图1。

3.2评价指标体系的初步建立

山区道路的建设和营运对生态环境的不良影响主要表现在两方面：一方面为对自然环境的影响，如植被的破坏、土壤的污染、大气质量下降等；另一方面为对社会环境的影响，如道路建设对沿线居民生产生活带来的影响、对区域经济的影响等。因此，山区道路生态环境评价指标体系应由两部分组成，即自然环境指标体系和社会环境指标体系。

3.2.1自然环境指标体系

山区道路的修建和营运对自然环境的影响表现为：道路建设破坏地表植被加速土壤侵蚀；山区道路的建设产生了许多边坡加剧了水土流失；道路的建设和营运破坏原始自然景观；道路施工和营运期间造成水环境的污染；道路施工和营运期间产生的噪声污染；道路施工期间产生的扬尘和营运期间汽车尾气对大气环境的污染；道路施工和营运期间对道路沿线土壤造成的污染；道路的建设和营运对生物产生的影响；道路的建设引起山体移动、变形、破坏加剧了山区地质灾害的发生等。因此，表征自然环境的主要指标有：①植被覆盖率，②水土流失率，③自然景观分离度，④水质量指数，⑤声环境质量，⑥大气治理指数，⑦土壤质量指数，⑧生态系统稳定性，⑨生物量，⑩物种丰富度，地质灾害发生率。

3.2.2社会环境指标体系

山区道路的修建和营运对社会环境的影响表现为：道路建设工程占用民房、耕地，涉及搬迁、安置等问题；道路的建设和营运将对道路沿线居民的生产和生活带来影响；道路建设对道路沿线已有通信、灌溉等设施产生影响；道路建设开山取石，破坏植被，不同程度地对当地旅游风景区、历史古迹等人文景观产生影响；道路建设和营运带动区域经济发展，提高当地居民的生活水平和收入水平。因此，表征社会环境的主要指标有：①土地占用，②对人口结构和就业的影响，③城镇化效应，④土地增值，⑤促进区域生活水平改善，⑥促进区域产业结构变化，⑦促进区域经济增长，⑧促进区域投资增长，⑨促进自然资源开发利用，⑩促进旅游资源开发，交通便捷舒适性效果，社会治安与安全。

将两方面指标综合在一起初步构成山区道路生态环境评价指标体系。

3.3层次分析法优化评价指标体系

3.3.1指标权重的确定

指标权重的确定是运用层次分析法，即通过向中国勘查设计协会专家库中选取15位生态方面的专家发送调查表，实收回14位专家打分表，结合这14份专家的打分结果，确定评价指标体系的权重，见表1。

通过表1可以看出，自然环境各指标中所占权重最少的为生态系统稳定性指标（0.0287），其次为自然景观分离度（0.0297）、物种丰富度（0.0332）。并且根据道路为线状的特点和本次研究区域为道路两侧150～500m范围以内的带状区域，生态系统稳定性、物种丰富度和自然景观分离度作为评价山区道路自然环境的指标，代表性不强，不能有效反映山区道路自然环境状况，根据山区道路环境评价指标体系构建原则予以舍弃。因此，经过分析，山区道路自然环境评价的主要指标为：①植被覆盖率，②水土流失率，③水质量指数，④声环境质量，⑤大气治理指数，⑥土壤质量指数，⑦生物量，⑧地质灾害发生率。

社会环境各指标中所占权重最少的为促进区域产业结构变化和社会治安及安全（0.0249），其次为促进旅游资源开发（0.0264）。结合山区道路自身特点及道路所在不同区域的自身特点，促进区域产业结构变化、社会治安及安全和促进旅游资源开发等指标代表性不强，予以舍弃。因此，经过分析，山区道路社会环境评价的主要指标为：①土地占用，②对人口结构和就业的影响，③城镇化效应，④土地增值，⑤促进区域生活水平改善，⑥促进区域经济增长，⑦促进区域投资增长，⑧促进自然资源开发利用，⑨交通便捷舒适性效果。

3.3.2确定指标体系

经过分析、优化筛选出的山区道路生态环境评价指标体系见表2。

4结语

本文确定的山区道路生态环境影响评价指标体系，可为建立统一、公认的评价指标体系提供一定的参考。但由于指标选取过程难免具有一定的主观性，并且一些指标难以量化以及受调查条件等的限制，山区道路的建设和营运对生态环境的影响评价还需进一步在实际工作中逐步完善。参考文献：

[1]程胜高.生态旅游项目环境评价指标体系的应用研究[J].环境保护，2004（2）：35～37.

区域生态质量评价篇（7）

中图分类号 F205;F062.2 文献标识码 A 文章编号 1002-2104（2008）04-0189-06

近年来生态补偿（Ecocompensation，EC）正成为国际上生态与 环境经济学研究的重点领域之一，国内外学者对生态补偿进行了积极的探索［1～6］。目前，国外对生态补偿的研究集中在公路建设、森林资源、种群栖息地、海湾环境、生物 多样性等领域的特定研究，国内对流域生态补偿的研究大量集中在生态补偿理论内涵、类型 模式、运行机制等理论体系方面；但对流域生态补偿的技术手段和标准研究的文献尚不多见 。这主要是由于生态补偿的测算涉及多个学科和领域。由于跨区域（或越界）环境问题 具有可以转移的环境外部性，因此被世界各国政府所重视。 本研究将“跨区域的 流域生态补偿”定义为各级地方政府之间在因行政管辖权划分所产生地方利益不同而导致的 流域资源分配和越界环境污染等生态问题上所进行的一种环境协商与利益博弈的经济行为 。本研究通过提出的一种基于跨区域水质水量指标的流域生态补偿量测算方法，旨在将流域 的水质水量环境指标作为流域生态补偿评价的基础，纳入到流域和区域综合环境管理的生态 补偿机制当中，以便探索出一种可行的跨行政区域的生态补偿测算方法。

1 我国流域生态补偿量计算方法的实践研究现状

我国对流域生态补偿量的研究尚处于理论探索和个案研究阶段，对流域生态补偿量计量方法 研究进行了有益的尝试。张志强等人（2002）利用条件价值评估方法(CVM)调查了黑河流域 居民对恢复张掖地区生态系统服务的支付意愿。结果表明，96.6％的居民家庭具有支付意 愿，平均最大支付意愿每户每年在45.9～68.3元之间［7］。郑海霞等人（2006 ）应用支付意愿法对金华江流域进行了实证研究，应用Ordered Probit和Binar y Probit模型分析了受访者支付 方式的影响因素［8］。高永志等人（2003）对广东省内跨流域生态补偿的 计量方法进行了研究，提出了经济补偿量的初步确定 方法［9］。沈满洪等人（2004）以淳安县在建设新安江水库、保护千岛湖生态环境 所付出的代价为例 ，测算了其流域年生态补偿量［10］。王浩等人（2004）， 刘年丰等人（2005），王金南等人（2006）［11～13］ 对流域生态补偿的计量主要采用损失价值核算法，认为流域水体污染经济损失的 补偿量计算应包括农业经济损失、工业经济损失、

① 张惠远.流域生态补偿机制及其政策设计［D］.生态补偿机制国际研讨 会发言及论文集,2006。城市基础设施建设增加的投资成本和服务业经济损失四部分。胡熠等人（2006）认为生态重建成本分摊法 适用于不 同流域区不同污染源经济补偿标准的确定，是现阶段流域上下游受益补偿的最合适的测算方 法［14］。刘玉龙等人(2006)从生态建设的总成本入手对新安江流域生态补偿量进行 了测算，并建立流域生态建设与保护补偿测算模型［15］。徐琳瑜等人（2006）通过计算水 库库区各个单位面积的总价值，来估算生态系统服务功能的总价值，并实际测算了厦门市莲花水库工程生态补偿量［16］。中国水利水电科学研究院（ 2006 ）对新 安江流域生态补偿标准进行了测算，建立 生态保护投入补偿模型①。

总之，流域生态补偿测算方法目前没有统一的标准，且测算技术难度较大，生态补偿数量的 测算是流域生态区际补偿的前提，已成为当前国内外生态补偿研究领域亟需解决的主 要关键问题之一。

徐大伟等：基于跨区域水质水量指标的流域生态补偿量测算方法研究中国人口•资源与环境 2008年 第4期2 流域生态补偿的计量与测算研究中存在的问题

分析现有研究成果，关于流域生态补偿（量）与已有的环境污染费、资源费/税等之间的关 系、补偿的主客体、补偿机制中政府与市场的作用等问题是生态补偿理论研究的热点问题， 而其中最核心问题之一是流域生态补偿的计量与核算问题。

目前流域生态补偿量计量与测算中存在以下主要问题：①生态补偿量是应该按照水资源的损 失量还是价值量来计算。目前，国内流域生态补偿量核算方法和技术出现混乱的主要原因是 依据的基础不统一，即有的学者认为“补偿”是相对于“损失”而言的，应该只计算生态损 失量；而另一些学者则认为“补偿”应全面反映生态环境的价值。②生态补偿量采用的计量 和测算方法没有明确和统一。这主要是流域生态补偿量计量的研究起步晚，重视不够，方法 处于探索阶段。一些方法和技术只能在其一定的局部范围内进行应用，但那些能适用于实际 工作的成熟计量方式还没有形成。③生态补偿的主客体没有很好界定。我国政府对流域生态 补偿的管理才刚刚起步，经验欠缺。在一些流域的管理上，中央政府有时替代生态补偿的真 正主体，将一些财政资金用于地方政府的流域生态损坏事件上，使得生态补偿的主客体职责 不明确，致使生态补偿的测算和执行标准存在过多的行政干预因素。

3 跨行政区域的流域生态补偿量计算方法

针对以上存在的问题，在鉴于前人的研究基础上，本研究按照流域生态破坏和环境污染的类 型，并依据可操作性的原则，将流域生态补偿的基本类型主要分为两类，即流域生态环境污 染损失类和流域生态资源保护类。其中，流域生态环境污染损失类型是指在一个流域的上游 地区由于资源开发、生产建设等过度经济活动导致下游地区的生态服务系统出现了生态破坏 和环境污染的生态补偿类型，其具有外部不经济性；流域生态资源保护类型是指在一个流域 的上游地区由于生态环境保护和资源有序开发等持续发展经济行为提供给下游地区良好的生 态系统服务功能和价值，并促进了当地经济建设和持续发展的生态补偿类型，其具有外部经 济性。

3.1 流域生态补偿的基本原则

建立适合我国国情的流域生态补偿量计量的前提是识别流域生态补偿的类型，界定生态补偿 的主客体和明确生态补偿的计量指标。跨区域的流域生态补偿是流域污染控制、环境保护和 实现资源有效分配的最有效的经济手段。因此，生态补偿制度政策中补偿量的计算是依据流 域生态服务的价值，还是损失总量的判断来决定的，这也是生态补偿操作与实施的原则基础 。目前生态补偿量的计算依据主要有两种：一是依据生态系统服务价值；二是根据生态与环 境的损失价值。本研究所提出的测算方法由于是基于水质水量评价指标的流域生态补偿测算 模型，因此其计算的基本原则主要是依据生态与环境的损失价值，即在设定行政区域生态环 境质量标准的基础上受益方补偿损失方。这种方法比较符合现实实际情况。同时，应用环境 经济核算和价值评估的相关理论，流域生态补偿模式从政府或行政区划的角度可分为部级 、省级、市级、县级4个层次。并实施污染者付费原则、使用者付费原则、受益者付费原则 等具体原则。

3.2 流域生态补偿的模式类别

目前在流域生态补偿的模式研究上，国内外还没有统一的模式。本研究认为，无论是流域生 态环境污染损失类型还是流域生态资源保护类型，流域生态补偿的模式类别应该依据流域的 流向和水质、水量的二重标准划分为以下两类：第一，“上游受益下游损失”的流域生态补 偿，具体分为：① 水质污染型，如上游发展工业，农业过量施肥超排，突发环保事故等； ②

水量超采型，如工农业用水超标采水等。第二，“下游受益上游损失”的流域生态补偿， 具 体分为：①水质保护型，如上游设置水源地，限制工业发展等；② 调水取水型，如下游跨 区调水等(见图1)。

3.3 流域生态补偿的主客体职责

政府作为流域水资源的产权管理机构，应该将主要目光放在流域的整体水资源管理上，即在 明确水权的条件下核算水量分配和确定水质标准。这样，政府在流域综合管理工作中的重点 工作任务是通过流域环境管理机构来监测各行政区划范围中的省（市、县）与省（市、县） 之间流域[CM(81.5mm]交界处的水质、水量变化情况，按照标准和要求进行宏

图1 跨行政区域的流域生态补偿水质水量计量 原理示意图

Fig.1 The principle diagram of river water quality and its water quantity mea suring about across administration area for river basin ecological compensatio n[HT]

（中）观流域管理。而省（市、县）级政府作为流域管理的客体，应积极参与流域的管理， 以生态公平和国家利益的角 度遵守国家在流域管理上的制度、政策和法律规定。同时，国家应指导省（市、县）级政府 部门对突发性的流域生态环境事故制定应急预案，防止类似松花江流域环境污染事件带来的 生态破坏和损失。

本研究提出的基于河流水质水量的跨行政区界的生态补偿量计算办法，实行统一的流域和区 域综合环境管理纳入到流域地区的行政责任范围内，将流域水资源视为地区经济发展的一种 重要战略资源，区域行政政府应承担河流流经该地区的流域生态保护主体责任，且对河流下 游地区的水质保护和水量利用具有不可推卸的义务；而下游地区的行政政府也应对上游流域 地区的生态保护和资源让渡负有补偿的责任与支付的义务。因此，建立上下游地区行政对话 制度对流域生态补偿机制的建立具有特殊的意义，并能有效地建立生态环境的协商机制，推 动流域生态补偿的具体实施与贯彻执行。而本办法的提出则在某种程度上解决了流域生态补 偿利益主体责任不清的弊端和执行不力缺陷。

3.4 流域生态补偿标准的测算流程

虽然流域生态补偿测算方法没有统一的标准，且测算技术难度较大，但作为应用研究的创新 重点应首先将流域生态补偿标准测算的研究方法（论）放在首位。分析和比较目前国内外生 态补偿的实践过程，本研究中流域生态补偿标准的测算程序见图2。

3.5 基于水质水量评价指标的流域生态补偿测算模型

3.5.1 河流水质评价指标和方法［17］

（1）河流水质评价指标。根据河流水体特点，河流水质评价一般应包括水温、PH值、悬浮物、COD、BOD5、DO、[CM)]

挥发酚、氰化物、砷、汞、六价铬、镉、大肠菌群等参数。2004年全国水资源综合规划地表水水质评价项目采用GB3838-2002标准规定项目，河流水质 评价项目分为必评、选评、参评3个级别。其中，必评项目包括溶解氧、高锰酸盐指数、化 学需氧量、氨氮、挥发酚和砷6项；选评项目包括五日生化需氧量、氟化物、氰化物、汞、铜、铅、 锌、镉、铬（六价）、总磷、石油类11项；参评项目包括pH值、水温和总硬度3项。在进行 流域生态补偿的水质监测与评价中，可根据当地上下游行政区划的双方政府协议，商定选择 相应的水质项目，建议经济发达地区选取必评项目和选评项目；经济欠发达地区可选择必评 项目。

（2）河流水质评价方法。目前，国内外水环境质量评价方法多种多样，各种方法各有特点 。在我国水质评价工作中，尽管单因子评价方法为大家普遍采用，但该方法因为只能进行定 性评价，且应用存在局限性。因此，建议采用基于多个水质指标的综合评价方法。综合评价 方法的主要特点是用各种污染物的相对污染指数进行数学上的归纳和统计，得出一个较简单 的代表水体污染程度的数值。综合评价方法具体分为：简单综合污染指数法、综合污染指数 、水质质量系数法、有机污染综合评价值、布朗水质指数法、豪顿（Horton）水质指数、内 梅罗水污染指数、罗斯水质指数法。

本研究首次尝试进行流域生态补偿的水质评价，考虑上述水质评价方法特点及我国流域 水环境监测体系的发展状况，故选用相对简单、便于实施的“简单综合污染指数法”。具体 计算公式为：

Pj=1[]n∑n[]i=1Si=1[]n∑n[]i=1Ci[]Coi（1）

式中，Pj为流域行政区界j断面河流水质的综合污染指数；Si为第i种污染物的标准指数 ；Ci为第i种污染物的实测平均浓度，mg/L；Coi为第i种污染物 评价标准值，mg/L，可参照国家标准（GB3838-2002） 。Pj指数越大，就代表流域内行政区界j断面河流水质 越差；反之，Pj指数越小，表明河流在该行政区域内的水质就越好。

3.5.2 河流水量评价指标和方法

流域水流量则根据国家流域综合管理办法，依据水权和对国家GDP的贡献 度或比率进行分配确定，具体计算公式为：

Lj=Q*i(1+Gi)=Qouti[]Qini(1+GDPi[] ∑m[]i=1GDPi)（2）

式中，Lj为某条河流经该行政区域的水流量指标；Q*i为该流域行政区的河流总水量 系数； Gi为该行政区的总产值占全流域行政区总产值的比重；GDPi为该行政区GDP的总 产值；Qini为经过该行政区界的河流总汇入水量；Qouti为经过该行政区 界的 河流总流出水量；m为该河流所流经的行政区域总数，按同级行政区统计。需要指出的是，Q outi、Qini、GDPi都在某一行政区域内取值，（1+Gi)考虑了一个流 域行政区域的经济贡献率，Q*i考虑一个流域行政区域的自然水量，这样Lj就成 为了考虑该行政区自然与经济因素的技术经济指标。对于多条河 流的情况，则可以流量等指标分配相应的权重系数。

3.5.3 跨区域流域生态补偿量测算模型

在考虑流域水体水质指标（如COD等）的自然增加值和经济贡献值（如GDP等）的基础上，国 家相关机构应协调流域范围内的各级政府确定行政区界（如省与省、市与市等行政区划之间 ）的综合指标值W，即W=f(水质，水量)。结合流域水质环境监测与生态环境评价现 有的技术手段，在流域的行政区界断面设置流域水质、水量监测断面，按照上述流域水质水 量的计算办法，则可以计算跨区域之间的基于水质水量的生态补偿量（即补偿标准）。

跨区域流域生态补偿量系数测算模型为：

Wj=Woutj-Winj=(Poutj-Pinj)Lj=ΔPj•Lj（3）

式中，Wj为行政区界j的流域生态补偿量系数；Woutj为行政区界j在其境内的流 域 下游区界断面点的生态补偿量系数；Winj为行政区界j在其境内的流域上游区界断 面点的生态补偿量系数；Poutj为行政区界j在其境内的流域下游区界断面点河流 水质综合污染指数；Pinj为行政区界j在其境内的流域上游区界断面点的河流水 质综合污染指数（注：源头河流水质指标可取其境内河流发源地的监测值）；其他符号同上 。流域生态补偿量系数Wj为一无量纲单位，用于表征流域内不同行政辖区政府在根据流域 在 整个区域内的生态―经济―社会实际情况下的生态资源分配系数，即经过各行政区域政府就 流域水质水量达成一致的基础上，共同确立生态补偿的基本标准C0（如某一具体生态补 偿 经济价值基准），再乘以本研究依据实际指标测算所得的流域生态补偿量系数Wj，即为某 一行政区域的生态补偿数额CT。

CT=Wj•C0（4）

在式(4)中，计算结果CT有可能是正数、负数或者零，这三种情况在假设该行政区域位于 流域上游的情况下分别表示为：①当CT为正数时，说明某一行政区域生态环境污染综 合 水平高于行政区之间商定的“环境责任协议”数值，即流域在该行政区内污染相应地加重， 该行政区政府应该对其流域下游一方行政区的同级政府给予生态补偿，具体补偿金额为CT ；②当CT为负数时，说明某一行政区域生态环境污染综合水平低于行政区之间商定 的 “环境责任协议”数值，即流域在该行政区内污染相应地减轻，该行政区政府应该得到其流 域下游一方行政区的同级政府给予生态补偿，具体补偿金额为CT；③CT为零时， 说明某一行政区域生态环境污染综合水平恰好等于行政区之间商定的“环境责任协议”数值 ，即流域在该行政区内污染既没有加重也没有减轻，该行政区政府不对其流域下游一方行 政区的同级政府进行生态补偿。这样上下游区域政府将根据“环境责任协议”进行政府间的 生态环境补偿用于激励其环境治理和生态改善，从而避免了上级政府过多地行政干预与协调 。

3.6 阶梯式流域生态补偿标准

生态补偿量系数Wj的计算结果本质上只是一个调节分配系数，其数值不一定 呈阶梯式分布；而生态补偿的基础标准C0（即某一流域的具体生态补偿经济价值基准）应 考虑到环境污染的治理难度和生态损失的恢复程度，参照“阶梯式价格标准”来设定，即行 政区域内河流的污染状况越严重，生态补偿标准的额度CT就越高。流域生态补偿标准测算 依据上下游建立的“环境责任协议”制度，采用流域水质水量协议的模式［18］。同 时，“阶梯式流域生态补偿标准”的制定也需要部级行政部门统一协调法律、水利、环保 等专业机构，在各级流域行政政府的协商配合下，共同完成；也可按照相应的国家专业标准 和法规制定程序进行制定。

这种采用阶梯式补偿金的生态补偿方式的意义在于某个行政区域政府对其流域范围内的自然 环境负责，其所造成的生态损失越大（或生态贡献越多），则付出（或得到）的生态补偿金 数额就越高；反之亦然。其中，生态补偿总额是由上游地区对下游地区污染超标所造成损失 的赔偿或生态保护所转让利益的弥补，赔偿额或补偿量与河流污染物的种类、浓度大小、水 量多少以及持续时间有关。另外，在遇到旱灾、水灾等自然灾害及其他特殊情况下，需要上 下游地区政府在一定框架下进行自由协商和行政复议，以实现生态补偿的危机管理。

4 实际模拟算例

A省位于某河流的上游地区，河流流经B省进入下游地区C省。经国家相关环境监测部门的实 际监测分析，得到B省与A省和C省在其流域监测断面的各项具体环境监测值，经公式（1）计 算得到该断面河流水质的综合污染指数ΔPj为1.12，并根据2006年各省 实现的GDP产值和水量的数据，按照公式（2）计算得到该行政区域的水流量指标L j为1.63，根据公式（3）即可计算得到A、B两省行政区界j断面的流域 生态补偿量系数Wj为1.825 6。

假设流域各省经协商确定了“阶梯式流域生态补偿标准”，即各省行政区界j断面的流域生 态补偿量系数Wj在0～1之间，生态补偿执行的基本标准C0 为10万元，在1～3之间，生态补偿执行的基本标准C0为30万 元，等 等。于是，根据公式（4）计算得到B省需要支付的生态补偿总额CT为54 .768万元。这样，根据约定标准，B省政府应该对其流域下游一方行政区的同级政府给予生 态补偿，弥补其因环境污染或生态破坏对河流造成的危害，用于下游地区治理河流污染所多 承担的那部分成本。

5 结论与讨论

流域生态补偿是一个跨行政区域的综合生态环境问题。生态补偿数量的计算和测定是流域生 态区际补偿的前提，也是决定能否顺利实施补偿的关键环节。本文从政策研究的角度，所提 出的基于河流水质水量的跨行政区界的生态补偿量计算办法，将实行统一的流域和区域综合 环境管理纳入到流域地区的行政责任范围内，将流域水体行政区界河流水质和水量指标设 定为生态补偿测算的综合指标值中。同时，本研究首次尝试应用“综合污染指数法”进行流 域生态补偿的水质评价，并提出了依据水权和对全流域GDP贡献度的方法进行流域水流量的 测算。同时提出了跨区域流域生态补偿量测算的原则、模式、流程及计算模型，并进行了理 论上的模拟测算，为流域生态补偿的有效实施提供了执行的方法和依据。最后需要指出的是 ，流域生态补偿中行政性手段和市场化手段是针对不同主体、不同目的、不同任务的两种方 式，其中政府对流域生态的管制和参与是在流域生态补偿主客体进行市场化交易之外的宏观 手段；市场化手段能解决的流域生态补偿问题不应是政府行政手段管制的重点和范围。政府 应从宏观上管理那些流域区界所涉及的流域生态环境问题及其衍生出的流域水资源所表现出 来的公共产品的产权制度问题，使得跨行政区域的流域生态补偿更加市场化、规范化。

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区域生态质量评价篇（8）

1 概述

经济社会的快速发展使江河湖泊水体污染、生态系统不断退化的环境问题日益突出，对区域的可持续发展造成严重影响。近年来生态清洁型小流域建设理念充分体现了流域系统性治理特点，其提倡以水源保护为核心，以流域资源环境承载力为基础，遵循生态优先的原则，坚持“山水田林路”统一规划，治污与生态修复相结合，通过调整人类活动和布局，建立生态环境良性循环的流域生态系统，使流域内水土资源得到有效保护、合理配置和高效利用，最终实现人与自然和谐、人口、资源、环境协调发展[1]。基于这一生态清洁型小流域全新的治理理念，进一步开展流域重要生态功能区、生态敏感区及脆弱区的评价识别，并结合污染源构成及分布特征调查，提出“分区、分期、分级”的时空优化对策，将对流域污染治理和生态建设工程的优化布设和实施时序提供技术参考。

2 研究方法

本研究基于昭通渔洞水库径流区环境状况的系统调查，通过开展流域生态系统敏感性、生态功能重要性评价，运用GIS技术将重要的生态功能区、生态敏感区、重点污染分布区进行空间叠加分析，以流域水环境保护为核心，结合渔洞水库径流区生态清洁小流域综合治理需要，提出渔洞水库径流区“分区、分期、分级”的时空优化策略。

3 研究内容

3.1 研究区概况

渔洞水库径流区位于昭通市昭阳区西北部，径流区面积709.06km2。受喜马拉雅山运动强烈影响，径流区地质构造较为复杂。在地质上地层发育较全，从古生代到新生代均有出露。地质以玄武岩分布最广，库区内有少量石灰岩出露，受水系发育影响，河谷深切，沟壑纵横交错，受河流、冲沟的切割，径流区地形地貌复杂多样，面积分别占流域总面积的28.1%、26.0%、22.1%、17.0%。径流区属北亚热带高原季风气候，立体气候特征十分明显，降水集中在5～10月，多年平均最大一日降水量50～75mm。受山脉不规则分布影响，据现场踏勘统计，有小松树河、瓜寨河、黑鲁河、铁厂河等30余条大小河流汇入径流区。径流区植物区系属“中国-喜马拉雅森林植物亚区”中的“滇中高原小区”，区内有种子植物98科，299属、约521种，现存植被以人工植被为主，占流域总面积的54.52%，自然植被则以暖温性针叶林、暖性落叶阔叶林、暖温性灌丛灌草丛为主。渔洞水库径流区水土流失面积为410.46km2，占流域面积的57.89%，主要以中度侵蚀和轻度侵蚀为主。

从行政区划看，渔洞水库径流区涉及昭通市昭阳区、鲁甸县、永善县的9个乡镇、33个行政村，主要以农业人口为主，径流区土地利用类型51.35%为耕地，约30.18%为有林地，径流区林业用地面积过少，与水源保护区基本要求之间存在较大差距。

2013年渔洞水库水质类别为Ⅳ类。对比渔洞水库保护目标（GB3838-2002《地表水环境质量标准》Ⅱ类），主要超标因子是总氮和总磷，水库在运行初期为Ⅱ类水质，1999年水质类别为Ⅳ类， 2000年后趋于稳定，近十年来，水质在Ⅲ-Ⅳ类水质之间波动。[2]

3.2 研究区重要生态保护区识别

3.2.1 渔洞水库径流区重要生态功能区识别

针对渔洞水库径流区生态环境状况分析，其生态功能重要性评价因子包括包括土壤保持功能、水源涵养功能。

（1）土壤保持功能重要性评价

评价方法：采用通用水土流失方程（USLE）的模型法，开展土壤保持功能评价。

模型结构：Ac=Ap-Ar=R×K×L×S×（1-C）[3]

式中：Ac为土壤保持量，Ap为潜在土壤侵蚀量，Ar为实际土壤侵蚀量，R为降水因子，K为土壤侵蚀因子，LS为地形因子，C为植被覆盖因子。

根据土壤流失通用方程，求出R、K、LS、C、P因子的栅格图层，然后在ARCGIS平台下通过图像乘积运算得到土壤保持量栅格图层，采用GIS软件Quantile（分位数）功能进行分类（Classified），共分为四级，即极为重要、较重要、一般重要、不重要，并赋予分类属性值，得出渔洞水库径流区土壤保持重要性评价空间分布矢量图。

通过GIS空间分析，渔洞水库径流区土壤保持功能重要性极高的区域主要分布在鲁甸县龙树镇、新街镇及水磨镇东部山区，涉及木瓜冲、梨园沙沟、沈家沟、公家沟、瓦窑沙沟、黑噜小河流域。土壤保持功能重要性极高的区域主要呈现植被覆盖率较低、坡度较陡，土壤侵蚀性强的特点，是径流区产生水土流失污染较大的区域，这些区域是流域重要的水土保持强化区，生态空间管控中应根据重要性程度采取分类分级的保护策略。

（2）水源涵养功能重要性评价

评价方法：降水和蒸散的水量分解模型法：

WY=P-ET

式中：WY为地表总产水量，作为水源涵养服务能力的代用指标；P为多年平均年降水量，ET为蒸散量，PET为多年平均潜在蒸发量；ω为下垫面（土地覆盖）影响系数，依据土地利用类型取值（表1）。该方法采用了高度概化的地表覆盖因子，因此，需要对评价结果做不确定性分析和参数敏感性分析，以确保结果的可靠性。

基于降水和蒸散的水量分解模型法求出P多年平均年降水量、ET蒸散量，栅格图层，然后在ARCGIS平台下通过图像乘积运算得到地表产水量的栅格图层，采用GIS软件Quantile（分位数）功能进行分类（Classified），共分为四级，即极为重要、较重要、一般重要、不重要，并赋予分类属性值后，得出水源涵养功能重要性评价空间分布矢量图。

通过GIS空间分析，渔洞水库径流区水源涵养功能重要性极高的区域主要分布在昭阳区苏甲乡，涉及瓜寨村、布初村等；鲁甸县新街镇的转山包、新街村、酒房村；龙树镇的照壁、新乐；水磨镇的新棚村、铁厂村等。水源涵养功能重要性较高的区域土壤条件好，植被覆盖度高，坡度较为平缓，具有较强的水源涵养功能，但由于人类活动范围的扩张与生产生活的干扰，对水源涵养功能产生影响。

（3）生态功能重要性综合评价。本研究生态功能重要性是土壤保持功能、水源涵养功能单要素评价的综合函数，采用加权求和的方法，计算最终湖泊流域生态系统服务功能重要性综合评价指数，运用GIS Quantile（分位数）功能进行分级，并赋予分类属性值后，得出渔洞水库径流区土生态功能重要性评价分区空间分布矢量图。经统计分析，渔洞水库径流区重要生态功能区面积为129.39km2，其中较重要的区域面积为116.36km2，主要分布在大山包乡、水磨镇、新街乡；极为重要的区域面积为13.03km2，主要分布在龙树乡、苏甲乡。综合评价结果为极高和较高等级的区域即为生态清洁型小流域优先和重点防控的区域。

3.2.2 渔洞水库径流区生态水土流失敏感性评价

评价方法：选取降水侵蚀力、土壤可蚀性、坡度坡长和地表植被覆盖等评价指标，并根据径流区的实际参考相关研究成果对分级评价标准作相应的调整。将反映各因素对水土流失敏感性的单因子分布图，用地理信息系统技术进行乘积运算，公式如下：

式中：SSi为i空间单元水土流失敏感性指数，评价因子包括降雨侵蚀力（Ri）、土壤可蚀性（Ki）、坡长坡度（LSi）、地表植被覆盖（Ci）。不同评价因子对应的敏感性等级值见表2。

根据水土敏感性评价模型计算，评价结果按表2进行分级并通过GIS进行空间分析赋值，得到渔洞水库径流区水土流失敏感性分布图。

渔洞水库径流区土壤敏感性总体水平较高，统计结果具体为：土壤侵蚀不敏感性面积占总面积的42.11%，一般敏感面积占18.59%，较敏感面积占30.81%，高度敏感面积占8.49%。

3.2.3 渔洞水库径流区污染分布

根据污染源调查，渔洞水库整个径流经济区以种植业为主，农业农村面源是径流区的主要污染类型。从各个污染物来看：COD的主要来源是人畜粪便、水土流失和生活垃圾，主要分布在龙树镇，占入库总量的26%，其次是水磨镇；TN的主要来源是农田化肥流失、人畜粪便、水土流失，主要分布在水磨镇、占入库总量的24%；TP的主要来源是人畜粪便、水土流失、生活污水和生活垃圾，主要分布在龙树镇和水磨镇，均占入库总量的24%；氨氮的主要来源是人畜粪便、农田固废和生活垃圾，主要分布在龙树镇，占入库总量的25%。总体来看，径流区上游的龙树镇、水磨镇和新街镇产生的污染负荷是整个径流区主要污染分布区域。

3.2.4 重要生态保护区和污染防控区综合分析

渔洞水库径流区重要生态保护分区将基于重要生态功能区及生态敏感区的识别，采用综合函数进行评价，即生态保护重要性用V表示：

其中：V1为生态功能重要性，V2为生态脆弱及敏感性。

生态保护重要性评价等级划分分级标准见表3。

根据公式（1）及生态保护重要性评级等级划分标准，采用GIS空间分析技术，将生态保护重要性评价结果落实到渔洞水库径流区空间地块。

经统计分析，渔洞水库径流区重要的生态保护区面积为168.31km2，其中较重要的区域面积为148.67km2，占径流区面积的20.94%，极重要的区域面积为19.64km2，占径流区面积的2.77%。从空间布局来看，径流区重要的生态保护区主要分布在龙树乡、新街乡、水磨镇、大山包乡、苏甲乡。结合径流区污染分布情况，龙树乡、水磨镇、新街乡、苏甲乡同时是径流区主要污染源分布区。通过综合评价，渔洞径流区内的龙树镇、新街镇、水磨镇、苏甲乡是开展生态清洁型小流域的重点优先建设区，此外基于单要素评价中的土壤保持、水源涵养、水土流失敏感的重点分布区将是集中进行专项水土流失治理、生态涵养建设的针对性区域。（详见图1和表4）

3.3 研究区生态建设时空优化对策

渔洞水库径流区生态功能重要性、生态敏感性以及生态保护重要性综合评价等级的划分与分布结果为径流区开展生态清洁型小流域建设进行时空优化布置提供了技术支撑，本研究依据渔洞水库径流区具体到地块的重要性和敏感性评价结果，以径流区小流域为单元，提出“分期、分区、分级”的综合治理策略，分为两期生态建设时空策略建议：

（1）I期

建设区域：I期生态建设主要针对评价等级为极重要或极敏感，同时为径流区重要污染源分布区。根据识别，布设I期生态清洁型小流域建设工程的区域为龙树乡塘房、照壁、新乐村村区域内的木瓜冲小流域、石龙河小流域、梨园沙沟小流域、沈家沟小流域、公家沟小流域；水磨镇水磨村、黑噜村的瓦窑沙沟小流域、黑噜小河小流域；新街镇的李家河、母猪溪小流域；苏甲乡坪地营大木桥河流域；大山包镇车路村、大寨子雨霏村坡耕地区域；水库枢纽工程和水库正常蓄水位（黄海高程1985米）沿地表外延100米库滨敏感区。

环境问题：农业生产生活较集中，人为活动频繁，流域水土流失严重，生态环境脆弱，农业农村面源污染问题突出，由于缺乏整体系统性规划，已有治理工程布局分散，治理效果不显著。

治理策略：以水土流失治理为重点，强化河道整治与水源涵养，采取水利工程与生态修复相结合的治理方案，通过拦沙坝建设工程、河道清淤清杂工程、河堤加固生态建设工程、谷坊建设工程布设改善河道的水力侵蚀影响，进一步减少泥沙入库量。经测算60.27km2水土流失高度敏感区中分布有基本农田、坡耕地、荒山区、灌木林新幼林区，通过实施中低产田改造、退耕还林及人工造林、封山育林等生态修复措施的实施，将有效减少小流域的水土流失面积，进一步改善水土流失状况，其中位于水土流失敏感区的基本农田应加强治水、培肥综合改造，通过改善土壤理化性状，提高土壤保水保肥保土能力，进一步减少农田面源污染。其中大山包车路村、大寨子根据当地的生态条件，实施退耕还草工程。在水库100米库滨敏感区修建物理和生物隔离设施，形成以乔木、灌木和草本植物合理配植的方式构成一道复合型的生态屏障，防止人畜活动对水源保护和管理的干扰，拦截污染物直接进入水体，保障饮水安全。

（2）II期

建设区域：II期生态建设主要针对评价等级为较重要或较敏感，同时为径流区主要污染源分布区。根据识别，布设II期生态清洁型小流域建设工程的区域为苏甲乡瓜寨河流域、居乐河流域、布初河流域、鱼坝河流域；新街镇新街小河流域、酒房小河流域；水磨镇关山小河流域、铁厂小河流域、纳黑租流域。

环境问题：土地利用以林地和耕地为主，坡耕地广泛分布，农业生产生活集中，人为活动频繁，流域生态环境脆弱，农业农村面源污染问题突出。

治理策略：以水源涵养林生态维护与建设为主，强化水土流失治理和农业产业结构调整与污染防治。水源涵养林生态维护与建设主要通过因地制宜、有计划有步骤的进行宜林荒山的绿化造林、退耕还林还草以及全面禁封、适地造树、低质林改造等，提高径流区森林覆盖率，增强径流区水源涵养能力，减少径流区水土流失面积；优化农业产业结构布局，改变现有农业广种薄收模式，通过推广科学施肥，实现减污不减收；进一步加强小流域综合治理，采用水利工程与生态修复相结合的治理方案，通过实施水土保持、河道综合整治与河口湿地建设等系列工程，全面控制流域内中强度侵蚀区水土流失、减少入湖河道泥沙含量、削减污染物入库量。

4 结束语

（1）本研究中重要生态保护区的识别，主要基于重要生态功能评价和生态敏感性评价，采用简单综合函数模型进行综合判别，模型函数权重的确定主要根据专家经验判断，存在主观认识的偏差。在今后的研究中可以区域多年历史数据为样本，采用相关性分析、主成分分析、灰色系统理论等数理统计方法，辅以专家经验判断确定模型函数，进一步减小研究量化结果与现实世界的偏差。

（2）本研究评价标准分级主要采用GIS软件Quantile（分位数）功能进行简单分类分级，其目的主要为初步识别分区分级的差异性，其客观性与科学性需要在今后进一步深入研究，甄别确定。

（3）随着计算机技术的发展，近年来基于GIS技术的生态系统评估模型快速发展，例如InVest模型、ARIES模型、MIMES模型等，这些模型采用多层级设计，可以对生态系统进行多尺度、多情境的综合评价，在今后研究中方法学上可进一步扩充和深入，提高评估的精准性，为区域生态建设规划提供更为精细的技术参考。

参考文献

区域生态质量评价篇（9）

1 前言

土地利用/土地覆被变化(LUCC)是全球环境变化的重要组成部分和主要原因之一，LUCC及其生态环境效应目前已成为土地科学及全球变化研究的热点问题之一。土地利用是人与自然交叉最为密切的环节 ,土地覆被变化必然影响生态系统的结构和功能，尤其对区域气候、土壤、水量和水质的影响是极其深刻的，而基于区域的土地利用与生态环境综合评价是协调区域经济发展与环境保护之间关系，实现区域可持续发展的重要手段，且由于当前对特定区域LUCC的综合生态环境效应的定量分析尚处于探索阶段。因此，本文以木兰县2008遥感影像资料为主要数据源，借助于RS和GIS技术，在研究分析县级土地利用/土地覆盖的基础上，从自然环境因子和社会因子出发构建区域生态环境的综合评价模型，对其区域土地生态环境状况进行综合评价，探索并探索区域生态环境的空间分异特征，为生态环境恢复与重建、土地可持续利用决策提供科学依据。

2 研究区域概括及研究方法

2.1 研究区域概括

木兰县为哈尔滨的北部，松花江中游北岸，处东经127038/-128017/，北纬45055/-46037/，北部为山区，东南部为丘陵，西南部为平原，大体呈北高南低的地势走向，气候属中温带大陆性季风气候。年平均温度为1--3℃，极端最高温度35.5℃，极端最低温度-42℃。年平均降雨量为596.2毫米，无霜期127天，适宜发展农业生产，是重要的粮食生产基地。

2.2 遥感数据处理

在ERDAS IMAGINE 9.2遥感图像处理软件中，采用二次多项式纠正方法对2008年Landsat TM/图像的几何校正，并利用木兰县行政区域边界完成图像的区域裁剪。参照《中国土地分类系统》(2001) 为标及部分野外调查数据，完成对遥感图像的监督分类，在ArcGIS9.2支持下，完成对解译后的土地利用现状空间拓扑关系处理，并生成土地利用的数据库，其土地利用共分为6个等级，分别为：耕地（水田和旱田）、林地（有林地、灌木林和疏林地）、草地、水域（河流、湖泊和水库池塘）、建设用地(城乡工矿居民用地和其它建设用地) 和未利用地（沙地、沼泽等）6个一级类型。

2.3 空间分异特征

以研究区域的DEM为基础，运用ArcGIS9.2的空间分析和地统计分析功能，在土地利用的基础上，采样方式采用等间距，按1km×1km对研究区域进行分割和评价小区的划分，建立基于LUCC变化的生态环境综合评价单元，进而综合评价并统计每个单元的生态环境质量，在基础上，通过空间聚类进而获取整个研究区域的生态环境质量状况。

2.4 评价指标体系的构建

本文基于层次分析法的基本思想借鉴国内外已有研究成果，以研究区域生态环境质量为目标层，根据研究区域态环境的特点和所获环境信息的容量，按照综合性、代表性、实用性和主导因素和可操作性等原则，选取涵盖自然、农业和人为活动等方面的指标来构建区域生态环境状况评价体系，其中生物丰度指数、植被覆盖指数、水网密度指数、土地退化指数、人为影响指数见参考文献，>10°C积温、年降雨量主要通过对气象数据进行内插而获取的，而海拔高程、坡度、坡向等地形因子主要通过对地形图进行矢量化而获取，在选定指标的基础上通过层次分析法确定各指标的土地利用类型的权重。

2.5 评价指标处理方法

为保持各指标数据间的可比性，利用归一化方法对各因素进行处理，得出最终所需的各个指标值，即：

xi为某一参评因子第i级值；xmax为某一参评因子最高阈值；xmin为某一参评因子最低阈值，其中对于公式(a) 表示的意义是归一化值越大，生态环境质量越高，即越大越质量高型；对于(b) 表示的意义是归一化值越小，生态环境质量越好，即越小越好型。

2.6 评价方法

根据指标体系、指标权重以及实际研究的需要，构建生态环境状况指数（EI），研究区域土地生态环境状况评价采用综合评价采用生态环境质量指数法（EI），其计算方法为：

式中：pi为各生态安全评价指标的标准化值；Wi为生态安全评价指标 i的权重，m为指标总项数，从而计算出区域生态环境质量的单元总分值，然后进行生态环境综合评价，并以此进行质量分级。

3 结果与分析

3.1 研究区域土地利用分类统计

对研究区域两期土地利用数据进行分析得知，研究区域林地的面积最大，为1642.61km2，面积比例达到51.71%，表明林地在该区域处于一定的优势地位，而且斑块数目也最多，达到266个，该地类与其它土地利用相互分散交错分布，但从某种程度上表明了该地类的破碎化程度较高，连接性减少，其主要集中分布于北部为山区以及东南部的丘陵地带。耕地的面积为1118.43 km2，面积比例为35.21%，次于林地，主要集中分布于木兰达河、白杨木河和松花江主河道的沿岸，其斑块数为108，占总斑块数的16.27%，由于耕地的平均斑块面积较大，表明该地类的破碎化程度较小，分布相对趋于集中。该结果表明研究区域的土地主要以林地和耕地为主，两者面积之和占总面积的86.92%，处于绝对优势的地位，该土地利用结构决定了该区域以农林牧业生产为主的特点，而斑块数占总数的56.33%，草地的面积最小，仅为0.95 km2，居民工矿用地的斑块数目较大，为184个，由于其面积较小，表明该地类的破碎化程度大，分布格局趋于随机分布，在一定程度上表明了人为干扰对该地类的影响。水域和未利用地的面积较小，分别为201.37和140.03km2。总体而言，研究区域自然景观（林地、草地、未利用地和水域）占据一定的比例，而半自然景观和人为景观（耕地和居民工矿用地）占据较小的比例，与研究区域的人口数量、自然地理和经济发展程度有关。

3.2 生境评价分类图

在ArcGIS 9.2 的支持下，完成对研究区域生境质量的综合评价，在此基础上，利用评价单元的中心点坐标来提取各个评价单元的生境质量综合评价值，并通过插值的方式获取整个研究区域的生境评价值，并对评价结果进行等级划分，共分为5个等级，分别为生境较差区域、生境差区域、生境一般区域、生境较好区域和生境好区域。通过对的统计可知，研究区域生境较好的区域的面积最大，达到1774.67km2，其所占比例为55.87%，占据一定的优势地位，该区域对应的土地利用类型主要是林地，由于林地在该区域占据的的比例，同样该区域主要分布于北部林区和东南部的丘陵地带，生境一般区域也占据较大的比例，其面积比例为35.96%，

多对应的土地利用类型主要是耕地，该区域是人们生活和从事农业生产活动主要地段，人为的干扰程度较大。而生境较差的区域面积最最小，为53.64 km2，其对应的土地主要是河流沿岸的沙地和部分弃耕地，生态环境好区域主要集中分布于松花江流域沿岸的湿地和草地区域，由于该区域受到人为的干扰较少，故部分地区与依旧存在着滥垦草地、湿地等现象。生境较差的区域中城镇居民点分布较多，人类活动的强度较大。但是总体而言，林地和水域所对应的生态评价结果较好，可见林地和水域对生态环境的改善具有很积极影响。

4 结论

4.1 研究区域自然景观（林地、草地、未利用地和水域）占据一定的比例，而半自然景观和人为景观（耕地和居民工矿用地）占据较小的比例，与研究区域的人口数量、自然地理和经济发展程度有关。

4.2 研究区域生境较好的区域的面积最大，其面积为1774.67 km2，而生境较差的区域面积最最小，为53.64 km2。

4.3 林地和水域所对应的生态评价结果较好，可见林地和水域对生态环境的改善具有很积极影响。

参考文献：

区域生态质量评价篇（10）

中图分类号：F2文献标识码：Adoi：10.19311/ki.16723198.2016.24.007

1引言

作为一个区域系统的基本组成部分，区域基础设施对该区域能否平稳高效发展起着决定性作用，既涉及区域经济发展和生态文明建设，又涉及社会秩序巩固甚至国家安全维护。国内外对区域基础设施效益的相关研究由来已久，多集中于经济效益方面，缺乏区域基础设施在社会人口、经济、生态、文化、福利、非实体效益等方面所产生的综合效益的评价分析及预测。针对基础设施建设运营所带来效益的研究，虽取得一定成果，但多数仅选取单个基础设施作为样板，研究其对社会生活单一方面的影响，不适宜用来评价区域基础设施的综合效益。同时，缺乏对中国西部地区区域性互联互通建设项目的因地制宜、客观有效的综合效益评价指标体系。因此，亟待基于中国基本国情，研究建立中国西部区域基础设施综合效益评价指标体系。

2区域基础设施系统及其综合效益

区域基础设施系统，是在一定区域内，由人类设计、建设和管理的基础设施所构成的有机整体，是为区域生产生活服务一般的社会化、公用性物质条件的总和。区域基础设施，一方面，是社会再生产的一般条件，决定着经济发展水平和经济效益高低，另一方面，是促进区域人们生活服务的社会化，持续地为公众提供自然服务的基础。区域基础设施包括生产性基础设施、生活性基础设施和生态性基础设施。

生产性基础设施，指推动区域再生产，提供共同生产条件的公用服务设施，满足区域内生产、经营、管理的共同物质基础，是物质产出的基本要素，包括交通运输、能源储运、电力等设施，如高速公路、油气管道和风力发电等。生活性基础设施，指满足社会公共需要、服务社会生产流通、保障人们日常生活的硬件和服务，包括信息通讯、银行金融、公共安全、行政管理、社会福利等设施，如光纤电缆、金融安全网、应急防灾、文化教育和医疗卫生等。生态性基础设施，指由网络中心、连接廊道与小型场地等要素共同协调组成以维持生态网络的自然过程，是维护生态安全的关键格局，持续获得生态服务的基本保障，推动区域协调发展的重要前提，具备提供新鲜空气、食物、游憩、安全庇护及审美等功能，包括城市绿地系统、林业及农业系统和自然保护地系统等设施，如公园、森林、湿地、岸线等。

中国经济社会发展正处于增长速度换挡期、结构调整阵痛期、前期刺激政策消化期的三期叠加阶段。中国西部的区域发展依赖于地区经济、社会、生态基础条件，以及国际政治经济形势等外部环境，同时，西部经济发展受到世界经济相对较差的大环境影响，导致发展受到区域生态环境脆弱性加剧、国内产业结构转型升级过快、国际政治环境不稳定因素增多等多方面的严峻挑战，对其经济、生态、社会、文化、政治环境的影响多元且深远，区域发展呈现不稳定性。因此，作为区域发展的基本组成部分，基础设施的建设发展既要考虑国民经济效益，更要注重区域的生态环境质量、教育文化发展、社会福利增加及体制机制政策，全面分析评价其综合效益，预测并避免或修正负面影响，以保证其发展决策的科学性和可行性。同时，依托区位优势和“一带一路”战略，统筹国际国内市场、资源，构建横贯中西、连接南北方的对外经济走廊，深化国际文化交流、学术交流、人才交流等领域合作，助力西部地区经济社会生态的全面协调发展。

3综合效益初始评价指标集及修正

3.1构建原则

相比传统指标体系，综合效益评价指标体系既分析区域基础设施项目产出带来的经济效益，又考虑对社会、生态等方面的综合性、复杂性影响。本文评价指标体系的构建，秉承“五位一体”发展理念，以推动区域基础设施效益最大化为战略目标，结合区域社会、经济、生态、文化、政治的发展时势，保证区域基础设施的社会效益最大化、经济效益绿色可持续化，达到统筹规划基础设施建设，协调发展区域基础设施的目的。同时，为确保综合效益评价分析的科学性、可操作性、体系性和实效性，指标体系的构建应遵循科学价值导向、综合分析、结合实际、可操作性和动态可行性等5个原则。

（1）科学价值导向。建立科学有效的区域基础设施综合效益评价指标体系，是基础设施管理科学化的基本要求，科学评价项目效益和项目决策实施的理论依据，以满足区域基础设施综合效益评价的客观性、提升策略提出的适用性。

（2）综合分析。综合效益涉及经济、社会、生态、政治等多领域，评价指标体系需涵盖区域基础设施建设、管理、应用等方面的综合要素，易造成评价指标间存在冗余，导致评价过程复杂，评价结果失准。因此，指标体系应具备相对独立、能代表区域基础设施发展的细化指标，结合多维度、多层次，全面分析基础设施项目的综合效益。

（3）结合实际。中国西部各地区发展水平不均衡，目标设置各异，指标体系的建立需基于区域发展的应然要求，结合地区经济、社会、生态、政治、文化等方面因素，保证指标集的适用性，切实评价基础设施项目的综合效益。

（4）可操作性。选取的指标应具备易观测、可获取、时空兼容性好等特点，以提高综合效益评价分析的普适化与体系化。

（5）动态可行性。借助指标体系对典型区域基础设施项目的经济、社会、生态等效益进行调研、分析和反馈，根据基础设施的建设发展现状、目的，实时调整与修正，实现对基础设施项目发展的综合动态管理与评价分析，为项目决策提供科学、有效的理论支撑。

3.2综合效益初始评价指标集

3.2.1初始指标集

西部区域基础设施综合效益的初始评价指标集的建立，基于地区发展特征，综合考虑受影响民众、投资者、开发者、管理者等利益相关者的实际诉求，结合国内外相关学术研究，选取区域特征显著、作用时间长、影响范围大的代表性指标，全面、切实地评价、分析及预测区域基础设施的综合效益。中国西部区域基础设施综合效益评价初始指标集，见表1。

初始评价指标集涵盖多方面评价要素，导致指标体系维数多、信息量大，可能存在相关指标、冗余指标和重叠指标，故需约简初始指标集。

采取调查问卷分析的实证方法，进一步筛选、修正和精炼综合效益评价指标。将49个指标制作成调查问卷，采用Likert量表五点计分法对初始指标的重要程度评分，选项中设非常同意、同意、一般、不同意、非常不同意，分别计5、4、3、2、1分。

为保证结果的代表性、公正性和科学性，调查问卷发放采取网络问卷、电子邮件及纸质问卷相结合的形式，填写对象为相关领域的教授、博士及硕士。问卷发放255份，回收237份，剔除同一选项过多或填写不完整的无效问卷，有效问卷225份，回收率88.2%，符合问卷调查的样本容量要求。对有效问卷数据进行项目分析、探索性因子分析，以及效度检验，49个指标分别用Q1，Q2，…，Q49表示。

3.3项目分析

项目分析，目的是测验各个指标的适切性或可靠程度，并以此来修正初始指标集。常用的判别方法是临界比值检验（Critical Ration）和同质性检验（Homogeneity Test），前者检验不同调查对象评价指标的反映程度，后者检验指标与指标体系整体的同质性。

临界比值检验结果显示，指标Q1的显著性水平虽然为0.004

4综合效益评价初始指标集精炼

5指标体系检验

5.1信度检验

信度，指问卷结果稳定或一致的程度。检验调查结果是否受调查对象所处情景或调查过程中无关变量的影响，问卷的信度越大，结果的标准误差越小。Likert量表常用的信度检验方法为Cronbach α系数法，α系数是内部一致性的函数，α也是指标间关联程度的函数。α系数的值介于0至1，α值越大，问卷的信度越高，一般认为，α>0.7为高信度，0.35

2效度检验

效度，指问卷能够准确表达待测量的特质程度。通过验证性因子分析的模型拟合，对量表的结构效度进行考评，将效度检验转化为结构方程模型评价中的模型拟合指数评价。结构方程模型，本质上是一种验证性的方法，可弥补探索性因子分析的不足，对整体公共因子的模型进行统计上的评估，常用于检验和修正探索性因子分析得到的理论模型。适配度指标用于评价理论模型与实际收集的数据是否相互匹配，若理论模型的适配度指标无法达到适配标准或临界值，说明该理论模型与实际数据不匹配，模型常用的适配度指标有卡方自由度比（CMIN/DF）、近似误差均方根（RMSEI）、拟合优度指数（GFI），以及比较适配指数（CFI）、增值适配指数（IFI）、非标准适配指数（TLI）、简约标准适配指数（PNFI）和简约比较适配指数（PCFI）等。

上级政府转移支付力度综合效益评价指标体系将初始指标集精炼为21个指标，包括国民经济效益、生态环境质量、教育文化发展、社会福利效益、体制机制政策等五个方面，具备在经济、生态、社会、文化等方面产生的综合效益进行评价分析及预测的功能，达到全面、切实反映区域基础

6结语

中国正处于转型升级、动能转换的关键阶段，西部地区亦步入结构调整期。近15年，西部区域基础设施得到大力建设，推动着区域经济的快速发展，同时，也面临着经济、社会、生态等多方面的重大挑战。本文立足于中国国情时代性特征和发展现状，参照西部区域基础设施建设项目所涉及的产业结构、区域文化、自然生态环境、国际政治环境等方面研究基础，研究提出中国西部区域基础设施综合效益评价初始指标集，涵盖经济、生态、社会、文化和政治等方面，应用调查问卷分析的实证方法，精炼得到科学有效的评价指标体系，为中国西部全面协调可持续发展提供科学有效的决策支撑，助力国家质量强国战略和互通互联战略的有效实施。

参考文献

[1]白永秀，严汉平.西部地区基础设施滞后的现状及建设思路[J].福建论坛：经济社会版，2002，（7）：25.

[2]邵志国，韩传峰，刘亮.基于生态学原理的区域基础设施系统可持续性研究[J].城市发展研究，2015，（1）：7278.