生態安全評價

❶ 土地資源生態安全評價指標權重的確定

8.5.1 矩陣平均隨機一致性指標

矩陣平均隨機一致性指標見表 8.3。

表 8.3 1 ～9 階矩陣的平均隨機一致性指標

8.5.2 構造判斷矩陣

河南省土地資源生態安全評價中，A為目標層，表示解決問題的目的，即層次要達到的總目標。B為中間層，表示採取某種方案來實現預定總目標所涉及的中間環節，為最高層涉及的主要基本要素，設B={B₁，B₂，B₃}，其中B₁為土地生態環境的自然狀態;B₂為土地生態環境的經濟狀態;B₃為土地生態環境的社會狀態。D為最低層，表示實現評價的具體指標因子，D={D₁，…，D₁₇}。

根據構建的層次分析模型，分別構造出A-B、B-D的判斷矩陣如下。

(1)系統層B對目標層A，即A-B判斷矩陣(各基本要素相對於生態安全的相對重要性排序即為權重值)(表8.4):

表8.4 系統層B對目標層A的判斷矩陣

λ_max=3.04，RI=0.58，CI=0.019，CR=CI/RI=0.033<0.1，滿足一致性。

(2)B₁-D數值判斷矩陣(各評價指標相對於氣象因素的相對重要性排序權重值)(表8.5):

表8.5 因子層D對系統層B₁的判斷矩陣

續表

λ_max=8.941，RI=1.41，CI=0.134，CR=CI/RI=0.095<0.1，滿足一致性。

(3)B₂-D數值判斷矩陣(各評價指標相對於水資源因素的相對重要性排序權重值)(表8.6):

表8.6 因子層D對系統層B₂的判斷矩陣

λ_max=4.10，RI=0.90，CI=0.0347，CR=CI/RI=0.0386<0.1，滿足一致性。

(4)B₃-D數值判斷矩陣(各評價指標相對於地貌因素的相對重要性排序權重值)(表8.7):

表8.7 因子層D對系統層B₃的判斷矩陣

λ_max=5.24，RI=1.12，CI=0.06005，CR=CI/RI=0.054<0.1，滿足一致性。

(5)層次總排序及一致性檢驗:層次總排序是利用同一層次中所有層次單排序的結果，以及上層次所有元素的權重，計算針對總目標而言本層次所有因素權重值的過程，即各項指標相對於總目標層的權重=各指標相對於基準層的權重×基準層相對於目標層的權重。

層次總排序一致性比率為: ，當CR<0.10時，認為層次總排序結果具有滿意的一致性，否則需要重新調整判斷矩陣的元素取值。

根據上述方法，對河南省土地資源生態安全評價的各級評價要素相對重要性進行總排序和一致性檢驗(表8.8)。

表8.8 河南省土地資源生態安全評價各因子相對重要性總排序

❷ 農葯的生態安全評價是怎樣的

國家環境保護總局於1989年主持制定了《化學農葯安全評價實驗准則》。該准則將農葯登記資料分為「必備資料」、「基礎資料」和「附加資料」。農葯的基本理化性質、環境行為特徵和其對環境生物的毒副作用均屬於「必備資料」。

在對農葯環境行為和環境毒性測試結果進行評價時《化學農葯安全評價實驗准則》同樣採用了等級劃分法。例如，在環境行為試驗結果的評價中，將農葯在土壤中的殘留性劃分成3個等級，將農葯在土壤中的移動性劃分為5個等級，將農葯從水中的揮發性劃分為3個等級；在農葯環境毒性試驗結果的評價中，將農葯對鳥類急性經口毒性、對蜜蜂的觸殺毒性、對蚯蚓的接觸毒性以及對魚和水蚤的接觸毒性均劃分為3個等級。

農葯在土壤中的殘留性等級劃分

農葯在土壤中的移動性等級劃分

農葯揮發性等級劃分

農葯對環境生物的毒性等級劃分

至於對土壤微生物的毒性劃分，准則規定：土壤中農葯加量為1mg/kg時，在15d內對土壤微生物呼吸抑制率大於50%的農葯為高毒；土壤中農葯加量為10mg/kg時，在15d內對土壤微生物呼吸抑制率大於50%的農葯為中等毒性；土壤中農葯加量為10mg/kg時，在15d內對土壤微生物呼吸抑制率小於50%的農葯為低毒。

等級劃分模型的突出優點在於其簡單明了，它使人們能夠根據有限的資料對農葯做出明確的判斷。在生態安全評價中，此模型的不足之處主要在於它未能包括葯劑田間用量的差異和環境行為的差別，因此，其評價結果有時可能與田間實際情況有出入。

美國EPA目前通常用「商值法」對農葯生態風險進行初步評價。「商值法」的基本思路是把預計環境暴露濃度（，EEC）與實驗室測得的毒性終點值（如LC50，EC50，NOEC等）相比較得到風險商值（riskquotient，RQ），然後對比關注標准加以判斷表。

美國環保署制定的環境生物風險商值、關注標准及對應的風險假定

生物類型風險商值關注標准風險假定水生動物牋燛EC/LC50或EC500.5高急性風險，除限制使用外，還需進一步管理燛EC/LC50或EC500.1高急性風險，但是，可以通過限制使用來減少風險燛EC/LC50或EC500.05對瀕危物種可能有不利影響燛EC/NOEC1高慢性風險，需要進一步管理水生植物，EEC/LC50或EC50，1，高急性風險，除限制使用外，還需進一步管理EEC/NOEC，1，對瀕危物種可能有不利影響陸生和半水生植物，EEC/LC50EC50，1，高急性高風險，除限制使用外，還需進一步管理EEC/NOEC，1，對瀕危物種可能有不利影響

現以KoktaandRothert（1992）的評價流程為例，說明商值法如何用於農葯對非目標生物的風險評價3。

3農葯對蚯蚓風險性評價流程

在3所示的農葯對蚯蚓的風險性評價中，農葯在土壤中的持留性強弱是判斷亞急性毒性測試是否需要繼續進行的重要依據。而下列流程可用於評判農葯在野外土壤中的滯留性強弱4。

4農葯在土壤中滯留性評價流程

❸ 土地資源生態安全評價指標基準值

評價指標基準值主要來源於國家、行業和地方規定的標准，環境背景基準，類比基準，通過科學研究已判定的生態效應等。本研究所採用的基準值，來源主要為目前國際公認值和世界平均值，同時，考慮到我國生態環境的特點和河南省實際情況，部分指標的基準值採用了全國平均值和河南省平均值(表8.2)。

表 8.2 河南省土地資源生態安全指標基準值

注: Ⅰ為國際公認值; Ⅱ為國際標准; Ⅲ為世界平均值; Ⅳ為河南省平均值; Ⅴ為課題組制定。

❹ 土地資源生態安全評價指標實際值

土地資源生態安全評價指標的實際值主要通過統計年鑒、文獻資料和實地調查取得。取得方式可分為直接獲取和間接計算。

首先，根據研究區域所在省轄市2006年統計年鑒，直接獲得評價區域的城鎮化水平指標的實際值;從獲取的人口總數、區域土地總面積、糧食產量、農村總收入以及環境污染治理投資等數據，可計算包含「人均」及「單位土地」、「單位耕地」等評價指標的數據(如人均耕地、人均水資源、人均後備資源、單位耕地糧食等)。

其次，根據土地變更台賬、土地後備資源調查結果、農用地分等定級成果、環境公報和水資源公報等文獻資料可獲取評價區域的耕地面積、水資源總量、後備資源總量、耕地質量指數、地表水質等級、水土流失面積、工業三廢排放量、區域化肥、農葯及農膜使用量等數據，並結合統計年鑒中獲取的數據，從而計算各項評價指標數據。

最後，選取了南陽、永城、平頂山等地進行了實地調查，對疑問數據進行了核實和調整。

河南省土地資源生態安全評價指標實際值見圖8.2。

圖8.2 評價區域部分指標值分布

❺ 耕地生態安全評價的的方法有哪些

耕地地力評抄價結果表達方法一：指數法

IFI= b1X1+b2X2+……+bnXn

式中： IFI＝耕地地力指數;

Xi＝耕地自然屬性(參評因素);

bi＝該屬性對耕地地力的貢獻率(層次分析方法或專家直接評估求得)。

耕地地力評價結果表達方法二： 回歸模型法

Y=b0+b1X1+b2X2+……+bnXn

式中：Y＝單位面積產量;

Xi＝耕地自然屬性(參評因素);

bi＝該屬性對耕地地力的貢獻率(解多元回歸方程求得)。

❻ 土地生態安全性評價

為了對浙江上虞土地質量安全性進行區域性評價，作者選擇了本區大面積種植的水稻作為評價指示作物。評價指標選擇Cd、Hg、Pb、As、Cr、Cu、Zn、Se等8種元素指標。評價的源標准採用國家食品衛生標准(表5-1)。

表5-1 8種評價指標的國家食品限量衛生標准一覽表Table 5-1 The indexes of National limited sanitary standards for estimating food

(一)確定評價標准值

浙江上虞境內採取稻米-根系土配套樣品26組，另外在浙江東部沿海平原區、浙江北部平原其他地區還採集稻米-根系土配套樣品156 組，因此，在浙江省平原(盆地)區可用於確定評價標准值的原始數據共有182組。

1.Cd

從稻米-根系土Cd數據分布圖(圖5-1)可以看出，土壤中Cd含量分布范圍為95～2059μg/kg，相應的稻米中Cd含量分布范圍為3.7～371.3μg/kg。顯然，根據如此分布的182組數據建立稻米Cd與土壤Cd的相關分析是不合適的。從圖中可以看出，其中96.15%的數據組(175組)集中分布在土壤Cd含量為95～608μg/kg范圍內、稻米Cd含量為3.7～189.6μg/kg范圍內，且其相關趨勢比較顯著，因此，本書試圖利用較集中分布的175組數據以《食品中鎘限量衛生標准(GB15201—94)》規定的大米Cd最高限量200μg/kg確定評價標准值。

圖5-2是浙江北部及東部地區175組稻米Cd-根系土Cd的分布及回歸分析。從圖5-2中可以看出，回歸方程和其構造的95%的置信區間，未能很好地反映這組數據的數量關系特徵，主要原因在於這組數據在低值區段極為密集，結果是在採用最小二乘法使殘差平方和達到最小的計算中，這些數據的殘差占據了明顯優勢，而這是由於原始數據分布造成的。為了消除這方面的影響，本書採用了聚類分析方法，將密集數據按聚類分組合並構造出一組能代表原始數據特徵的新的數據組，並進行了構造數據組的代表性比較試驗。代表性比較試驗是將原始數據按數據相近程度構造成一系列新的數據組，並分別進行回歸分析，觀察回歸方程對數據特徵的逼近程度。圖5-3、圖5-4、圖5-5、圖5-6、圖5-7、圖5-8、圖5-9、圖5-10、圖5-11，分別為160 組、140 組、120 組、100組、90組、80組、70組、50組和30組構造數據的分布及相關關系圖。

圖5-1 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd分布(182組數據)

Fig.5-1 Cd distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-2 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(175組數據)分布

Fig.5-2 Cd distribution(175 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-3 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(160組構造數據)分布

Fig.5-3 Cd distribution(160 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-4 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(140組構造數據)分布

Fig.5-4 Cd distribution(140 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-5 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(120組構造數據)分布

Fig.5-5 Cd distribution(120 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-6 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(100組構造數據)分布

Fig.5-6 Cd distribution(100 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-7 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(90組構造數據)分布

Fig.5-7 Cd distribution(90 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-8 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(80組構造數據)分布

Fig.5-8 Cd distribution(80 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-9 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(70組構造數據)分布

Fig.5-9 Cd distribution(70 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-10 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(50組構造數據)分布

Fig.5-10 Cd distribution(50 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-11 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cd(30組構造數據)分布

Fig.5-11 Cd distribution(30 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

通過對90組構造數據與原始數據(175組)的數據特徵、回歸方程、置信區間的比較，認為90組構造數據可以較好地代表175組原始數據組的數據特徵，可以用其確定評價標准值。由Cd食品衛生標准計算的回歸值或推測回歸值分別為324μg/kg、563μg/kg和802μg/kg。綜合考慮國家土壤環境質量標准及其使用情況，建議取320μg/kg作為本區安全界限值，取560μg/kg和800μg/kg分別作為基本安全界限值和危險界限值。

2.Hg

從圖5-12中可以看出，土壤中Hg含量分布范圍為42.7～530μg/kg，相應的稻米中Hg含量分布范圍為4.5～27.2μg/kg；其中99.45%的數據(181組)集中分布在土壤Hg含量為42.7～530μg/kg、稻米Hg含量為4.5～16.7μg/kg范圍內，遠遠低於衛生部頒發的《食品中汞允許量標准(GB2762—94)》規定的糧食Hg最高限量20μg/kg。說明，當土壤中Hg含量低於530μg/kg時，其上生產的稻米Hg指標是安全的，保障程度達99%以上。若根據181組稻米Hg-土壤Hg數據(圖5-13)，推測回歸值分別為2222μg/kg、3932μg/kg和5642μg/kg，遠遠高於本地區實測數據范圍。因此，綜合考慮國家土壤環境質量標准及其使用情況，建議取530μg/kg作為安全界限值，取1000μg/kg、1500μg/kg分別作為基本安全界限值和危險界限值。

圖5-12 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Hg(182組數據)分布

Fig.5-12 Hg distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-13 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Hg(181組數據)分布

Fig.5-13 Hg distribution(181 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east Area of Zhejiang Province

3.Pb

從圖5-14中可以看出，土壤中Pb含量分布范圍為17.6～427mg/kg，稻米中Pb含量分布范圍為0.17～1.95mg/kg，其中97.25%的數據(177組)集中分布在土壤Pb含量為17.6～73.9mg/kg、稻米Pb含量為0.17～1.95mg/kg范圍內。此時，97.18%的數據組中稻米Pb含量高於或遠遠高於衛生部頒發的《食品中鉛限量衛生標准(GB14935—94)》規定的糧食Pb最高限量0.4mg/kg。顯然，根據上述集中分布的177組數據計算得到的安全界限值、基本安全界限值和危險界限值(圖5-15)遠遠低於《土壤環境質量標准(GB15618—1995)》。產生這一結果的原因可能有：①土壤環境質量標准中二級標準的制定依據來自對照試驗數據，而本書中的數據來自天然狀態下的測試數據，這也說明用對照試驗模擬天然狀態會出現很大偏差；②本區天然狀態下土壤Pb可能不是稻米Pb的主要來源，而這與已有研究結論相悖。

圖5-14 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Pb(182組數據)分布

Fig.5-14 Pb distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-15 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Pb(177組數據)分布

Fig.5-15 Pb distribution(177 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

鑒於在廣大的浙江平原(盆地)區，當地居民在長期食用其上生產的稻米尚未發現大量發Pb 和血 Pb 異常累計的情況，本書暫時採用《土壤環境質量標准(GB15618—1995)》中的Pb標准作為評價標准，並把土壤Pb含量為35mg/kg定義為安全界限值；把土壤Pb含量為250mg/kg、300mg/kg、350mg/kg分別定義為pH值小於6.5、6.5～7.5、大於7.5情況下的基本安全界限值；把pH值小於6.5情況下的土壤Pb含量500mg/kg定義為危險界限值。

4.As

從圖5-16中可以看出，土壤As含量范圍為1.87～76.2mg/kg，稻米As含量范圍為0.074～1.101mg/kg，其中96.15%的數據(175 組)集中分布在土壤 As 含量1.87～14.89mg/kg、稻米As0.074～1.09mg/kg范圍內。集中分布的175組稻米As-土壤As數據(圖5-17)具有以下特點：①稻米As含量不隨土壤As含量的變化而變化，這與對照試驗的研究結果(表4-11)不同。在土壤環境質量研究組的試驗中，從北方到南方的不同地區，不論草甸褐土、草甸棕壤、黃棕壤，還是紅壤、赤紅壤、磚紅壤，試驗組中稻米As含量均高於對照組。②其中土壤As最高含量低於15mg/kg，所對應的89.71%的數組中稻米As含量低於《食品中砷限量衛生標准(GB4810—94)》中的0.7mg/kg。這說明在90%的置信度下，當土壤As含量低於15mg/kg時，其上生產的稻米As含量符合國家食品衛生標准。

圖5-16 浙江省北部及東部地區稻米-根系土As(182組數據)分布

Fig.5-16 As distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-17 浙江省北部及東部地區稻米-根系土As(175組數據)分布

Fig.5-17 As distribution(175 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

考慮到土壤As含量15mg/kg恰好也是土壤環境質量標准中的自然背景值，本書建議採用《土壤環境質量標准(GB15618—1995)》中的水田As含量標准作為評價標准，並將土壤As含量15mg/kg定義為安全界限值；把土壤As含量30mg/kg、25mg/kg、20mg/kg分別定義為pH值小於6.5、6.5～7.5、大於7.5情況下的基本安全界限值；把pH大於6.5情況下的土壤As含量30mg/kg定義為危險界限值。

5.Cr

圖5-18 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cr(182組數據)分布

Fig.5-18 Cr distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-19 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cr(179組數據)分布

Fig.5-19 Cr distribution(179 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

從圖5-18中可以看出，土壤Cr含量范圍為20.9～105.7mg/kg，稻米Cr含量范圍為0.05～62.83mg/kg，其中 98.35% 的數據(179 組)集中分布土壤Cr含量20.9～103.7mg/kg、稻米Cr含量0.05～5.74mg/kg范圍內(圖5-19)。集中分布的179組稻米Cr-土壤Cr數據(圖5-19)具有以下特點：①稻米Cr含量不隨土壤Cr含量的變化而變化，這與前人的研究結果相悖(包括對照試驗和江蘇淮安綠色食品基地采樣測試)，需要進一步分析研究其中原因；②稻米Cr含量超過國家《食品中鉻限量衛生標准》中的1.0mg/kg的58組數據的土壤Cr含量范圍也為20.9～103.7mg/kg，就是說稻米超標數據組中土壤Cr-稻米Cr也不存在正相關統計關系。

但鑒於長期生活於廣大的浙江平原(盆地)區上的居民，並未發現與高Cr有關的健康問題，本書暫時採用《土壤環境質量標准(GB15618—1995)》中的水田Cr標准作為評價標准，並把土壤Cr含量90mg/kg定義為安全界限值；把土壤Cr含量250mg/kg、300mg/kg、350mg/kg分別定義為pH值小於6.5、6.5～7.5、大於7.5情況下的基本安全界限值；把pH值小於6.5情況下的土壤Cr含量400mg/kg定義為危險界限值。

6.Cu

從圖5-20中可以看出，土壤中Cu含量分布范圍為11.7～83.1mg/kg，稻米中Cu含量分布范圍為1.29～9.8mg/kg，其中99.45%的數據(181組)集中分布在土壤Cu含量11.7～83.1mg/kg、稻米Cu含量1.29～7.99mg/kg范圍內，遠遠低於衛生部頒發的《食品中銅限量衛生標准(GB15199—94)》規定的糧食Cu最高限量10mg/kg。這說明，當土壤中Cu含量低於83.1mg/kg時，其上生產的稻米Cu含量指標是安全的。根據181 組稻米Cu-土壤Cu數據(圖5-21)，從國家食品衛生標准推測的3個回歸值分別為120mg/kg、165mg/kg和211mg/kg。綜合考慮國家標准及其使用情況，建議取80mg/kg作為安全界限值，取120mg/kg和200mg/kg分別作為基本安全界限值和危險界限值。

圖5-20 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cu(182組數據)分布

Fig.5-20 Cu distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-21 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Cu(181組數據)分布

Fig.5-21 Cu distribution(181 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

7.Zn

從圖5-22中可以看出，土壤中Zn含量分布范圍為38.7～467.1mg/kg，稻米中Zn含量分布范圍為7.2～67.07mg/kg，其中98.90%的數據(180組)集中分布在土壤Zn含量38.7～200mg/kg、稻米Zn含量7.2～40mg/kg范圍內，遠遠低於衛生部頒發的《食品中鋅限量衛生標准(GB13106—91)》規定的糧食Zn最高限量50mg/kg。這說明，當土壤中Zn含量低於200mg/kg時，其上生產的稻米Zn含量指標是安全的。根據由180組稻米Zn-土壤Zn數據聚類合並的構造數據組(圖5-23)推測的3個回歸值分別為259mg/kg、524mg/kg和789mg/kg。綜合考慮國家標准及其使用情況，建議取200mg/kg作為安全界限值，取300mg/kg和500mg/kg分別作為基本安全界限值和危險界限值。

圖5-22 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Zn(182組數據)分布

Fig.5-22 Zn Distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-23 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Zn(60組構造數據)分布

Fig.5-23 Zn distribution(60 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

8.Se

從圖5-24中可以看出，土壤中Se含量分布范圍為0.124～0.642mg/kg，稻米中Se含量分布范圍為0.011～0.311mg/kg，其中99.45%的數據(181組)集中分布在土壤Se含量0.124～0.642mg/kg、稻米Se含量0.011～0.133mg/kg范圍內，遠遠低於衛生部頒發的《食品中硒限量衛生標准(GB13105—91)》規定的糧食Se最高限量0.3mg/kg。說明當土壤中Se含量低於0.64mg/kg時，其上生產的稻米Se含量指標是安全的。根據181組稻米Se-土壤Se數據(圖5-25)，推測的3個回歸值分別為2.21mg/kg、2.80mg/kg和3.39mg/kg。綜合考慮有關Se生態效應的文獻資料，建議取0.60mg/kg作為安全界限值，取2.0mg/kg和3.0mg/kg分別作為基本安全界限值和危險界限值。

圖5-24 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Se(182組數據)分布

Fig.5-24 Se distribution(182 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

圖5-25 浙江省北部及東部地區稻米-根系土Se(181組數據)分布

Fig.5-25 Se distribution(181 groups of data)chart for rice-root soil in the north and east area of Zhejiang Province

綜上所述，浙江北部、東部平原區水田安全性評價的農業地質地球化學評價標准值可歸納為表5-2、表5-3。

表5-2 浙江北部、東部平原區5種評價指標的評價標准值一覽表Table 5-2 Evaluation standard values for the 5 estimation indexes of the north and east plain area in Zhejiang

表5-3 浙江北部、東部平原區3種評價指標的評價標准值一覽表Table 5-3 Evaluation standard values for the 3 estimation indexes of the north and east plain area in Zhejiang(mg/kg)

(二)評價結果及討論

根據評價方法要求和確定評價標准值實測數據情況，在對浙江上虞市進行土地安全性農業地質地球化學評價之前，首先將浙江上虞全域區分為丘陵山區和平原盆地區兩類。本方法僅對浙江上虞平原盆地區進行評價，實際評價范圍包括北部山前平原-濱海平原區、章鎮盆地、豐惠盆地等，面積約742.5km²。

評價數據採用淺層土壤樣品測試分析數據，即樣品數據密度為1個/km²。浙江上虞境內共計1040個采樣點數據，其中評價區內共有868個采樣點數據。

評價程序是，首先逐一進行單指標評價，得到每個指標的評價結果離散圖；再採用「一票否決，區域疊加」方法，進行多指標評價；最後綜合考慮地質地理和人類活動等因素勾繪評價分區。安全區、基本安全區分別用綠色、黃綠色表示；警戒區、危險區分別用橙黃色、紅色表示，並用評價指標命名(圖5-26)。

1.評價結果

評價結果顯示，上虞市平原盆地區土地地球化學狀況良好，安全區和基本安全區面積約716.4km²，占評價區面積的96.5%。其中，安全區面積455.1km²，占評價區面積的61.3%，主要分布在北部平原區的瀝海鎮、崧廈鎮、蓋北鄉、百官鎮以及豐惠盆地的永和鎮、章鎮盆地南部、曹娥江沿岸上浦鎮—曹娥街道等地區。

基本安全區面積約261.3km²，占評價區面積的35.2%，主要分布在丁宅—章鎮、湯浦鎮、豐惠鎮、東關—道墟、小越—蓋北等地。基本安全區特徵是土壤Pb含量稍高，其中除小越—蓋北一帶可能主要由於受施用肥料、農葯等農業生產活動影響以外，其餘地區主要是受銀山、大齊嶴礦化的自然地質背景的控制。個別地區也有Hg、As或Cd含量稍高的現象，如東關鎮西局部地區土壤Hg、As、Cd 含量稍高，蓋北鄉以南局部地區As、Cd含量稍高，豐惠鎮西北局部地區土壤Hg含量稍高。

警戒區零星分布在東關、長塘湖田、銀山、豐惠鎮黃浦橋、蓋北鄉夏蓋山村五個地點(表5-4)，面積約17.7km²，占評價區面積的2.4%。其中銀山為As、Pb警戒區，主要是由於銀山礦化點地質背景造成的；東關、湖田、黃浦橋均為Hg警戒區，主要是受長期人類活動影響所致；蓋北鄉夏蓋山村為Cu警戒區，反映了蓋北葡萄基地20餘年來施用CuSO₄溶液防治病蟲害產生的土壤Cu積累。

表5-4 浙江省上虞市土地警戒區分布情況一覽表Table 5-4 Distribution chart for alerting land zones in Shangyu City，Zhejiang Province

危險區零星分布在海螺山、稱山、華鎮、中塘四個地點(表5-5)，面積約8.4km²，占評價區面積的1.1%。除海螺山為As危險區以外，稱山、華鎮、中塘均為Cd危險區，可能都是人類活動影響所致。

表5-5 浙江省上虞市土地危險區分布情況一覽表Table 5-5 Distribution charts for dangerous land zones in Shangyu City，Zhejiang Province

2.評價結果討論

從本地區的評價結果看，與採用國家土壤環境質量標准評價的結果相比較(表5-6)，二者主要的不同點在於：

第一，從各類區的土地面積及分布來看，土地安全區相當於土壤環境質量的Ⅰ類和Ⅱ類區，基本安全區相當於Ⅲ類區，警戒區和危險區相當於超Ⅲ類區。僅從這一點來說，目前評價工作中，將用土壤環境質量標准評價得出的Ⅰ類、Ⅱ類、Ⅲ類、超Ⅲ類的土壤環境質量分級，分別定義為清潔、輕度污染、中度污染、重度污染，不符合實際情況。

第二，從國家土壤環境質量標准二級標準的制定原則看，Ⅰ類和Ⅱ類區都應屬於未使農作物籽實重金屬含量超標的地區，應屬於安全區，這一點在本書的實例中得到了證實。

第三，本書所定義的基本安全區為農作物籽實符合國家食品衛生標準的保障程度是75%，而用國家土壤質量標准評價的Ⅲ類區屬於農作物籽實重金屬含量超標的范圍。二者對同一地區的土地質量安全性的評判存在很大差異，同時也證實了國家土壤質量標准確定的界限過於嚴格。

第四，本方法將相當於國家土壤質量標准評價結果的超Ⅲ類區，進一步區分為警戒區和危險區，更有利於合理利用和保護土地。

表5-6 浙江省上虞市土地安全性分區與國家標准土壤分類對比表Table 5-6 Contrast chart for the ecological safety zoning of land in Shangyu City，Zhejiang Province and the National Soils Categories

續表

圖5-26 浙江省上虞市土地生態安全性評價圖

Fig.5-26 Ecological safety estimation chart for land in Shangyu City，Zhejiang Province

❼ 土地資源生態安全評價樣區的選擇

8.1.1 評價區域概述

根據國內外土地資源可持續利用生態安全研究的工作成果，可以發現，生態安全評價區域選擇主要有基於面狀的矢量評價單元和點狀的柵格評價單元兩類。

面狀評價單元是以矢量面元作為評價的信息載體，數據獲取尤其是社會經濟數據的獲取較為方便，評價結論亦便於應用於環境管理之中。面狀評價單元主要類型分為行政單元、小流域和景觀單元等。

(1)行政區單元:行政區單元在以國家、省域、市域、縣域等為尺度進行區域生態安全評價時採用較多，社會、經濟指標均以行政單元進行統計，統計數據容易獲取，所得的結論便於各行政單元生態保護與建設政績的確定與比較。

(2)流域單元:以小流域為單元進行區域生態安全評價主要根據是區域生態系統的地貌分異以及小流域范圍水文過程形成的生態空間格局。由於小流域是一個獨立的地貌單元，流域內的生態系統具有從上游至下游的生態完整性，對於以水生生態系統保護與恢復為目標的區域生態安全評價具有重要意義。

(3)景觀單元:景觀由土地單元鑲嵌構成，具有一定空間結構的自然、社會復合區域生態系統，由基質、鑲嵌於基質上的拼塊體，以及線狀連接景觀內生態系統的廊道構成。構成景觀的下一級單位是土地單元，上一級單位是構成地理分異的生態區劃基礎單位。因此，它是連接生態區劃和土地利用規劃的中間環節，採用景觀為單元的區域生態安全評價對於生態功能區劃分和區域生態保護具有十分重要的意義。

點狀評價單元是以柵格單元作為評價的信息載體和評價單元。由於柵格單元具有空間「精確位置」的含義，就使得評價結果具有「真正空間性」的意義。但是評價結論不能直接在區域之間進行比較，評價結論在環境管理中不具有區域性，不能直接應用。

8.1.2 評價區域劃分原則

評價區域是研究的基礎，區域選取的多少和選取的代表性都直接影響生態安全評價結果的准確性，因此在選擇和劃分過程中應遵循綜合分析性原則、主導性原則和可操作性原則。

8.1.2.1 綜合分析性原則

生態安全系統是一個多層次、多因素的復雜系統，要對這樣一個復雜的系統進行評價，作為基本的評價區域要具有較強的綜合分析性，既能反映生態安全的現狀，也能表現出存在的生態問題，為保障土地資源生態安全提供決策依據，達到區域土地資源可持續利用的目的。

8.1.2.2 主導性原則

影響生態安全的區域有很多，而區域選取的多少和選取有代表性的區域都會直接影響研究結果的准確性，因此在評價區域的選取時一定要優選代表性區域。

8.1.2.3 可操作性原則

評價區域的選擇應要充分考慮其獲取數據的難易程度，並保證數據准確可靠。盡量利用統計資料數據、已有規范標准、相關規劃的數據和相關部門的調查數據完整的區域作為評價區域。這樣既保證能全面地反映土地資源生態安全現狀及其變化趨勢的各種內涵，又便於操作。

8.1.3 評價樣區選擇結果

根據矢量面狀評價單元以及柵格點狀評價單元各自的特點，結合河南省的實際情況，在本次研究中採用矢量面狀評價單元中的行政區單元作為綜合評價分析單元，具體操作主要通過資料庫功能和GIS技術實現。

運用GIS技術，採用MAPGIS軟體的多邊形疊置分析法進行評價區域的選擇和劃分。多邊形疊置分析是指將同一地區、同一比例尺的兩組或兩組以上的多邊形要素的數據文件進行疊置，根據兩組多邊形的交點來建立具有多重屬性的多邊形或進行多邊形范圍內屬性特徵的統計分析。其實質是把兩層或多層要素(面狀或線狀)進行疊加產生一個新的要素層。新要素層綜合了原來兩層或多層要素所具有的屬性。

本次研究中進行空間分析的底圖採用的是河南省土地利用總體規劃修編基礎研究中的「土地生態環境適宜性分區圖」和「自然經濟分區圖」。在進行土地資源生態安全評價區域的選擇時，將土地生態環境適宜性分區圖和自然經濟分區圖通過MAPGIS軟體進行疊加形成新的生態安全評價分區圖。由於在疊加過程中會出現與實際情況不相符合的特徵值個體，為消除這種特殊值個體或極值個體對評價結果的影響，綜合考慮地形地貌條件、水資源分布和社會經濟發展水平，對其進行了修正，確定了合理科學的生態安全評價分區圖。最後在不同的區域內，按照均質性原則、獨特性原則等，以縣(市、區)為單位選取代表性樣點，展開土地資源可持續利用的生態安全評價研究。

修正後的生態安全評價分區圖分為5個區域，分別是太行山地丘陵區、秦嶺-伏牛山山地丘陵區、桐柏-大別山山地丘陵區、南陽盆地區和黃淮平原區，共選取34個樣點(區)。

8.1.3.1 太行山地丘陵區

太行山地丘陵區位於河南省北西部，包括安陽市(林州、安陽縣)、鶴壁市(市區、淇縣)、新鄉市(輝縣、衛輝、獲嘉縣)、焦作市(修武縣、博愛縣、沁陽市)和濟源市。本區系太行山脈展布區，由一條向東南凸出的弧形山脈、東部的低山丘陵及山前平原組成。區內地貌屬於陡坡中山，海拔一般在1000～1500m，山勢陡峻，山坡呈梯級狀陡壁，懸崖峭壁極為發育，溝谷切割深達50～200m。由於地勢較高，平均氣溫為13℃左右，是河南省冷期最長地區之一。區內北部屬海河流域，安陽河、淇河、湯河均發源於此;西部屬黃河流域，黃河支流沁河、蟒河等發源於此。年降水量700mm左右，大部分集中於夏季，而且多暴雨，易引起山洪暴發、山坡塌方，水土流失嚴重。區內東部的低山丘陵，海拔一般400～800m，低山坡度較陡，丘陵坡度較緩，在中山或低山之間，分布著一些斷陷盆地，海拔300m左右，盆地內地面平坦，土層深厚。

根據本區的地勢、氣溫和水土等條件特徵，從土地利用可持續的生態安全形度出發，以加強山地丘陵的水土流失防治為目標，考慮樣點選取的均質性，選取的樣點依次為林州市、輝縣、修武縣和濟源市。8.1.3.2秦嶺-伏牛山山地丘陵區

秦嶺-伏牛山山地丘陵區包括崤山、小秦嶺、熊耳山、外方山和伏牛山脈等，海拔一般為1000～2500m，向東和東南部逐漸降低為低山和丘陵。由於地勢陡峭，宜耕地很少，但林地、荒山面積較大。區內氣候復雜，各地差異很大，欒川、魯山、南召等地降水量較多，在800～900mm之間;盧氏一帶較少，僅600mm上下，年降水量有50%以上集中在夏季，降水強度大，暴雨多，易形成洪水災害。由於生態系統的復雜性，各地差別較大。北部的義馬、澠池、陝縣由於礦產開發導致基岩裸露和地面沉降，造成了嚴重的水土流失和水污染，頻發地質災害;中部的靈寶、盧氏、洛寧、欒川和嵩縣，由於深山區植被覆蓋率高，具有較高的生物多樣性，地貌復雜加之淺表的礦山開發，易發水土流失和地質災害;盧氏縣內的熊耳山、崤山和伏牛山之間海拔標高在500～1000m的山澗河谷地帶，自然地勢的密閉條件造就了穩定的生態環境，但耕地資源比較匱乏;南部的淅川、西峽、內鄉和南召4縣，河流密布，分屬淮河流域源頭和長江流域漢水中下游的主要支流源頭，丹江口水庫是南水北調中線工程的源頭，是重要的水源涵養區和水土保持區，加之植被異常豐富，屬生物多樣性保護高度敏感區，但是有中低度的建築石材和工藝石材開采，對生態有一定的破壞。

本區生態特徵明顯，從土地利用可持續的生態安全形度出發，考慮樣點選取的均質性和區域性，從區內北部、中部、南部選取的樣點依次為義馬市、澠池縣、陝縣、盧氏、欒川、嵩縣、淅川和西峽。8.1.3.3桐柏-大別山山地丘陵區

桐柏-大別山山地丘陵區位於淮河以南，南陽盆地以東，包括桐柏山的大部、大別山的北部和南陽盆地東側的丘陵地。區內大部分為山丘，海拔1000m以上的中山分布在南部邊緣。由於流水侵蝕切割，地形比較破碎，地勢低緩，尤其是低山丘陵區，大部分海拔300～600m，山間谷地開闊，坡度平緩，引水方便。部分中山比較陡峻，除河谷和溝谷底部外，耕地很少，但植物資源豐富。區內處於北亞熱帶北部，氣候溫和，為全省水熱資源最為豐富的地區，河流眾多，水能資源豐富，土壤潛在肥力高。人類不合理的土地開發和部分礦產資源開發及過度獵捕野生動物，是導致水土流失、物種滅絕速度加快和植被覆蓋率降低、土壤沙化的主要原因，是本區亟待解決的生態安全問題。

本區生態安全問題明確，從土地利用可持續的生態安全形度出發，考慮樣點選取應具有集中體現本區生態問題的特性，選取的樣點為泌陽、新縣、商城和信陽市區。

8.1.3.4 南陽盆地區

南陽盆地區位於河南省西南部，為南襄盆地的一部分。盆地的西、北和東三面為伏牛山和桐柏山所環繞，中間為堆積平原。地勢向南傾斜，比降1∶3000至1∶5000，海拔由200m降到80m。區內屬於北亞熱帶的北緣地帶，氣候溫和，熱量資源豐富，盆地冷空氣不易入侵，作物越冬條件良好，低溫寒害甚少。年降水量900mm左右，有50%集中在夏季，並多暴雨，常常發生洪澇災害;春冬季節，雨水稀少，往往出現乾旱現象。區內氣候條件優越，水源充足，土地生產潛力較大，是河南省糧食作物和經濟作物的主要生產區。土壤主要為黃棕壤和砂姜黑土，質地黏重，結構不良，耕作性能較差，是發展農業的有害因素。

從土地利用可持續的生態安全形度出發，本區應搞好改良土壤工作，選取的樣點為鄧州市和鎮平縣。

8.1.3.5 黃淮平原區

黃淮平原區由淮河平原區和黃河泛濫沖積平原區組成，其中淮河平原區位於沙潁河以南，淮河幹流以北，西接豫西山地，東至省界。地面平坦，海拔大都在40～50m，是全省最低的地方。地勢由西北向東南傾斜，平原上地形多有起伏，尤以沿河地帶為最大。整個平原西部稍高，有低緩崗地;東部偏低，多淺平窪地和湖積窪地。河道曲折，排水不暢，容易發生洪澇災害，尤其是洪汝河兩岸，是河南省水災最嚴重的地區。本區地處暖溫帶南部，屬於半濕潤氣候，熱量充足，年降水量800～900mm，為河南省降雨最充沛地區。區內河流眾多，地下水比較豐富，水質較好，為河南省糧、棉、油的重要產地。但是區內工業生產規模大，水環境容量有限，工業污染排放量大，水環境質量嚴重超標，對生態安全造成很大的威脅，因此工業應進行技術改造，嚴格控制污水排放。

黃河泛濫沖積平原區位於河南省東北部，西臨豫西山地、黃土台地丘陵區和太行山地丘陵區，南到沙潁河，東面和北面至省界，屬黃河沖積三角洲的上部，黃河從平原中部穿過。由於泥沙沉積，河床一般高出兩岸平地3～7m，個別地段可達10m以上，成為地上懸河。黃河平原地勢平坦開闊，只是由於黃河歷史決口泛濫和改道，才形成了一些低緩起伏的微地貌形態。另外，在不同的地段，還存在面積不等的沙丘、沙地和丘間窪地，以及呈帶狀分布的黃河故道與古前河窪地。本區屬於半乾旱-半濕潤氣候，年平均氣溫在13～14℃，熱量資源充足。年降水量多在600～700mm，氣溫和雨量都有由南向北遞減的趨勢。黃河水量充足，水質良好，是引水灌溉的主要水源。平原上的地下水，大部分水質較好，且埋藏較淺，水量豐富，易於開采，是良好的灌溉用水。區內是沿黃經濟帶和中原城市群的重要組成部分，交通條件優越，城市和工業建設初具規模，工農業發展基礎好。但是旱澇、風沙、鹽鹼等自然災害較嚴重，大氣和水環境污染較重，因此決口沖積扇區應防止土地沙化，背河窪地區應預防土壤鹽漬化，同時應進行大氣和水環境污染防治，工業發展應進行產業結構調整，控制污染排放總量是解決土地資源可持續利用的生態安全問題的關鍵。

根據本區自然和特有的生態環境條件，從土地利用可持續的生態安全形度出發，保障工農業發展，選取的樣點為新密市、鞏義市、內黃縣、延津縣、蘭考縣、滑縣、封丘、虞城、夏邑縣、永城、息縣、正陽縣、新蔡縣、寶豐市、魯山縣和葉縣。

評價樣區總共選擇了34個樣點(區)(表8.1)。河南省土地資源生態安全評價區域及樣區分布見圖8.1。

表8.1 土地資源生態安全評價樣區

圖8.1 樣價區域及評區分布圖

❽ 土地資源生態安全及評價研究現狀

劉勝華、潘成榮、曲福田等學者從土地資源生態安全問題及對策角度對土地資源生態安全進行了研究。劉勝華 (2004)圍繞我國土地生態安全方面的主要問題提出要完善我國土地生態安全的法律體系。潘成榮 (2004)根據安徽省自然資源質量與分布等特徵討論了土地利用與生態安全，並針對土地利用的具體問題提出了相應的解決措施。曲福田(2005)首先闡述了土地生態安全的概念，隨後以江蘇省為例分析了其嚴重的土地生態安全問題，最後提出了確保土地生態安全的對策。

羅貞禮、王強、劉勇、田克明以評價指標體系、評價方法等為主要內容對土地資源生態評價進行了研究。羅貞禮 (2002)利用系統聚類分析方法，以湖南省 14 個地州 (市)為樣本，從 1999 年社會經濟和土地生態環境壓力、土地生態環境質量、土地生態環境保護和整治能力等多方面選取了 24 個指標，對土地利用生態安全評價指標作了聚類分析。王強 (2003)通過介紹我國草地概況和國內外生態安全研究的進展，提出了我國草地生態系統生態安全的評價體系。劉勇在對區域土地資源生態安全概念、內容和目標研究的基礎上，探討了區域土地生態安全評價方法，建立了土地資源生態安全評價的代表性指標體系，並以浙江嘉興市為例，以嘉興市土地資源生態安全作為評價的目標層，構建了適合區域特徵的土地資源生態安全評價指標體系，進而運用相關數學方法，對嘉興市 1991 年和 1997 年的土地資源生態安全狀況進行了綜合評價。田克明 (2005)在分析我國農用地生態現狀的基礎上，建立了農用地生態安全評價的指標體系，並針對我國的國情提出了農用地生態安全評價方法 (表 3.2)。

表 3.2 我國以土地資源生態安全為主題的部分研究課題一覽

❾ 生態安全評價研究進展

3.2.1 國外生態安全研究進展

美國國家環保局在其發起的綜合風險評價研究項目中有關風險評價研究和風險管理與修復技術研究的兩個次一級課題中，在地區、流域以及國家等不同空間尺度上建立了相應的評價框架，提出了十分復雜和龐大的指標系統。歐共體統計部門也提出了面向歐洲國家的環境壓力指標清單，以在歐洲不同國家之間進行比較。Bertollo 等就義大利東北海岸地區生態風險問題建立了水生態系統和陸地生態系統等不同系統的生態風險評價指標; Villa等就區域風險評價的生態脆弱性問題，在綜合全球范圍內有關環境風險/生態脆弱性以及生態系統或環境要素質量狀況評價的現狀基礎上，通過 SOPAC 的環境評價計劃研究，建立了可以在國家間進行對比評價的生態脆弱性指標體系。人類社會發展需要建立可持續的安全生態系統，因此生態安全問題研究成為備受關注的領域，美國國際研究委員會(NRC)、美國 EPAC (Environmental Protection Agency)以及眾多致力於生態風險評價研究的科學家對風險測度的定量化技術和評價方法給予了高度重視。2001 年啟動了 「新千年生態系統評估」的全球性生態評估計劃，旨在通過國際的合作，對全球范圍內生態系統狀況進行科學的評估，預測未來生態系統的變化，提出改善生態系統服務功能的有效對策。在這種背景下，生態安全評價研究在生態風險分析基礎上迅速發展，同時在生態安全評價實踐中，理論體系也在不斷發展和完善。

3.2.2 國內生態安全研究進展

在生態安全評價方面，國內不少學者做了大量的工作。其中大部分是生態安全評價指標體系與方法研究。李曉秀 (1997)從山區生態環境的特徵入手，提出了北京山區生態環境質量評價的指標體系。楊偉光 (1999)從我國農村生態環境研究入手，建立了我國農村生態環境質量評價的指標體系。葉亞平 (2000)從生態環境的形成機制出發，指出生態環境評價指標應該包括 3 個方面，即生態環境背景、人類對生態環境的影響程度和人類對生態環境的適宜度需求。吳國慶 (2001)以浙江省嘉興市為例，討論了區域農業可持續發展的生態安全評價的基本過程和方法。左偉 (2002)建立了區域生態安全評價的指標體系和評價標准，並對 PSR 框架模型做了擴展，制定了區域生態安全評價指標體系概念框架，據此建立了區域生態安全評價指標體系。周金星 (2003)以多倫地區為例，提出了荒漠化地區生態安全評價的具體指標體系和構建原則，並採用數量化原理與方法，對各指標進行了具體量級劃分，利用關聯度分析方法，確定了指標的系數，並提出了衡量生態安全程度的數量化指標、生態安全系數及其計算方法，對多倫地區荒漠化進行了生態安全評價，採用 GIS 平台得到了多倫地區的生態安全評價圖。秦建成 (2004)以重慶忠縣為例，討論了三峽庫區區域可持續發展的生態系統安全評價的基本過程和方法，對三峽庫區生態安全進行了評價，提出了三峽庫區可持續發展的生態安全建設的途徑和對策。杜巧玲 (2004)從水安全、土地安全、經濟社會安全形度出發，選取 3 類共 17 項指標建立了綠洲生態安全評價綜合指標體系。然後，應用綜合評價法、層次分析法和 GIS 等多種方法與手段，在綠洲尺度上對黑河幹流中下游地區的張掖、臨澤、高台、鼎新和額濟納等 5個綠洲進行了綠洲生態安全綜合評價。盧金發 (2004)從起沙角度出發，借鑒風蝕理論，建立了錫林浩特市的生態安全評價指標，運用相關的數學方法計算了 44 個樣地的生態安全系數; 利用 GIS 技術，運用模糊聚類法，進行了全部地塊生態安全等級評定，編制完成了研究區生態安全評價圖; 在此基礎上，進行了研究區土地利用方式的調整。

❿ 生態安全評價指數的計算

本次研究所運用的多指標綜合評價方法中，其主要的技術問題是合成單項指標為綜合指標。單項指標及其權重只反映了土地生態安全度的某一個方面，要了解區域土地生態安全的整體綜合情況，就必須將單項指標值進行綜合。確定綜合指數，常用的數學方法是很多的，如指數和法、指數積法以及指數加乘混合法等。簡單介紹如下:

7.4.1 指數和法

綜合運算採用「和」的方式，每項指標之間或直接相加，或以一定的權重相加。基本的計算公式為:

河南省土地資源生態安全理論、方法與實踐

式中:P'為綜合評價值;P'(X_i)為單個指標安全指數;W(X_i)為各單項指標權重。

這種方法比較簡單，便於應用。但各評價指標之間可以線性地相互補償，由此可能導致隱藏了明顯的限制因子的作用，即當某因子為主導性限制因素時，可能由於其他因子的優越，使總評價值不能體現出這種限制。

7.4.2 指數積法

指數積法適用於各評價指標之間具有強烈關聯的場合，由各指標值的乘積表現整個系統的綜合水平。因此，指標間要具有一致性，對所評價的目標有著同等重要的利害關系。也正因為如此，指數乘法一般不作加權處理。在指數積法中，對數據的要求比較高，指標量化值不能出現零值或者負值。

河南省土地資源生態安全理論、方法與實踐

式中:P'為綜合評價值;P'(X_i)為單個指標安全指數。

7.4.3 指數加乘混合法

指數加乘混合法是將加法和乘法混合在一起使用的方法。有幾種不同的方式可選，常用的方法是:將評價指標分為幾類，對類內的指標做乘法處理，再將合成的幾大類指標值做加法處理。計算公式為:

河南省土地資源生態安全理論、方法與實踐

式中:P'為綜合評價值;P'(X_i)為單個指標安全指數;W(k_i)為第k類指標安全指數的乘積。

這種處理方法是比較合理的，類內指標間的關系相對緊密，而類間指標關系則相對疏鬆一些，因此，根據乘法、加法各自的特點，應該類內相乘、類間相加。

綜合以上方法，本次研究採用指數和法，結合單項指數計算模型，綜合安全值的計算模型如下:

河南省土地資源生態安全理論、方法與實踐

式中:P'為綜合安全值;P'(X_i)為單個指標安全指數;W(X_i)為第i項指標權重。