生态安全评价

❶ 土地资源生态安全评价指标权重的确定

8.5.1 矩阵平均随机一致性指标

矩阵平均随机一致性指标见表 8.3。

表 8.3 1 ～9 阶矩阵的平均随机一致性指标

8.5.2 构造判断矩阵

河南省土地资源生态安全评价中，A为目标层，表示解决问题的目的，即层次要达到的总目标。B为中间层，表示采取某种方案来实现预定总目标所涉及的中间环节，为最高层涉及的主要基本要素，设B={B₁，B₂，B₃}，其中B₁为土地生态环境的自然状态;B₂为土地生态环境的经济状态;B₃为土地生态环境的社会状态。D为最低层，表示实现评价的具体指标因子，D={D₁，…，D₁₇}。

根据构建的层次分析模型，分别构造出A-B、B-D的判断矩阵如下。

(1)系统层B对目标层A，即A-B判断矩阵(各基本要素相对于生态安全的相对重要性排序即为权重值)(表8.4):

表8.4 系统层B对目标层A的判断矩阵

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

(2)B₁-D数值判断矩阵(各评价指标相对于气象因素的相对重要性排序权重值)(表8.5):

表8.5 因子层D对系统层B₁的判断矩阵

续表

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

(3)B₂-D数值判断矩阵(各评价指标相对于水资源因素的相对重要性排序权重值)(表8.6):

表8.6 因子层D对系统层B₂的判断矩阵

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

(4)B₃-D数值判断矩阵(各评价指标相对于地貌因素的相对重要性排序权重值)(表8.7):

表8.7 因子层D对系统层B₃的判断矩阵

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

(5)层次总排序及一致性检验:层次总排序是利用同一层次中所有层次单排序的结果，以及上层次所有元素的权重，计算针对总目标而言本层次所有因素权重值的过程，即各项指标相对于总目标层的权重=各指标相对于基准层的权重×基准层相对于目标层的权重。

层次总排序一致性比率为: ，当CR<0.10时，认为层次总排序结果具有满意的一致性，否则需要重新调整判断矩阵的元素取值。

根据上述方法，对河南省土地资源生态安全评价的各级评价要素相对重要性进行总排序和一致性检验(表8.8)。

表8.8 河南省土地资源生态安全评价各因子相对重要性总排序

❷ 农药的生态安全评价是怎样的

国家环境保护总局于1989年主持制定了《化学农药安全评价实验准则》。该准则将农药登记资料分为“必备资料”、“基础资料”和“附加资料”。农药的基本理化性质、环境行为特征和其对环境生物的毒副作用均属于“必备资料”。

在对农药环境行为和环境毒性测试结果进行评价时《化学农药安全评价实验准则》同样采用了等级划分法。例如，在环境行为试验结果的评价中，将农药在土壤中的残留性划分成3个等级，将农药在土壤中的移动性划分为5个等级，将农药从水中的挥发性划分为3个等级；在农药环境毒性试验结果的评价中，将农药对鸟类急性经口毒性、对蜜蜂的触杀毒性、对蚯蚓的接触毒性以及对鱼和水蚤的接触毒性均划分为3个等级。

农药在土壤中的残留性等级划分

农药在土壤中的移动性等级划分

农药挥发性等级划分

农药对环境生物的毒性等级划分

至于对土壤微生物的毒性划分，准则规定：土壤中农药加量为1mg/kg时，在15d内对土壤微生物呼吸抑制率大于50%的农药为高毒；土壤中农药加量为10mg/kg时，在15d内对土壤微生物呼吸抑制率大于50%的农药为中等毒性；土壤中农药加量为10mg/kg时，在15d内对土壤微生物呼吸抑制率小于50%的农药为低毒。

等级划分模型的突出优点在于其简单明了，它使人们能够根据有限的资料对农药做出明确的判断。在生态安全评价中，此模型的不足之处主要在于它未能包括药剂田间用量的差异和环境行为的差别，因此，其评价结果有时可能与田间实际情况有出入。

美国EPA目前通常用“商值法”对农药生态风险进行初步评价。“商值法”的基本思路是把预计环境暴露浓度（，EEC）与实验室测得的毒性终点值（如LC50，EC50，NOEC等）相比较得到风险商值（riskquotient，RQ），然后对比关注标准加以判断表。

美国环保署制定的环境生物风险商值、关注标准及对应的风险假定

生物类型风险商值关注标准风险假定水生动物牋燛EC/LC50或EC500.5高急性风险，除限制使用外，还需进一步管理燛EC/LC50或EC500.1高急性风险，但是，可以通过限制使用来减少风险燛EC/LC50或EC500.05对濒危物种可能有不利影响燛EC/NOEC1高慢性风险，需要进一步管理水生植物，EEC/LC50或EC50，1，高急性风险，除限制使用外，还需进一步管理EEC/NOEC，1，对濒危物种可能有不利影响陆生和半水生植物，EEC/LC50EC50，1，高急性高风险，除限制使用外，还需进一步管理EEC/NOEC，1，对濒危物种可能有不利影响

现以KoktaandRothert（1992）的评价流程为例，说明商值法如何用于农药对非目标生物的风险评价3。

3农药对蚯蚓风险性评价流程

在3所示的农药对蚯蚓的风险性评价中，农药在土壤中的持留性强弱是判断亚急性毒性测试是否需要继续进行的重要依据。而下列流程可用于评判农药在野外土壤中的滞留性强弱4。

4农药在土壤中滞留性评价流程

❸ 土地资源生态安全评价指标基准值

评价指标基准值主要来源于国家、行业和地方规定的标准，环境背景基准，类比基准，通过科学研究已判定的生态效应等。本研究所采用的基准值，来源主要为目前国际公认值和世界平均值，同时，考虑到我国生态环境的特点和河南省实际情况，部分指标的基准值采用了全国平均值和河南省平均值(表8.2)。

表 8.2 河南省土地资源生态安全指标基准值

注: Ⅰ为国际公认值; Ⅱ为国际标准; Ⅲ为世界平均值; Ⅳ为河南省平均值; Ⅴ为课题组制定。

❹ 土地资源生态安全评价指标实际值

土地资源生态安全评价指标的实际值主要通过统计年鉴、文献资料和实地调查取得。取得方式可分为直接获取和间接计算。

首先，根据研究区域所在省辖市2006年统计年鉴，直接获得评价区域的城镇化水平指标的实际值;从获取的人口总数、区域土地总面积、粮食产量、农村总收入以及环境污染治理投资等数据，可计算包含“人均”及“单位土地”、“单位耕地”等评价指标的数据(如人均耕地、人均水资源、人均后备资源、单位耕地粮食等)。

其次，根据土地变更台账、土地后备资源调查结果、农用地分等定级成果、环境公报和水资源公报等文献资料可获取评价区域的耕地面积、水资源总量、后备资源总量、耕地质量指数、地表水质等级、水土流失面积、工业三废排放量、区域化肥、农药及农膜使用量等数据，并结合统计年鉴中获取的数据，从而计算各项评价指标数据。

最后，选取了南阳、永城、平顶山等地进行了实地调查，对疑问数据进行了核实和调整。

河南省土地资源生态安全评价指标实际值见图8.2。

图8.2 评价区域部分指标值分布

❺ 耕地生态安全评价的的方法有哪些

耕地地力评抄价结果表达方法一：指数法

IFI= b1X1+b2X2+……+bnXn

式中： IFI＝耕地地力指数;

Xi＝耕地自然属性(参评因素);

bi＝该属性对耕地地力的贡献率(层次分析方法或专家直接评估求得)。

耕地地力评价结果表达方法二： 回归模型法

Y=b0+b1X1+b2X2+……+bnXn

式中：Y＝单位面积产量;

Xi＝耕地自然属性(参评因素);

bi＝该属性对耕地地力的贡献率(解多元回归方程求得)。

❻ 土地生态安全性评价

为了对浙江上虞土地质量安全性进行区域性评价，作者选择了本区大面积种植的水稻作为评价指示作物。评价指标选择Cd、Hg、Pb、As、Cr、Cu、Zn、Se等8种元素指标。评价的源标准采用国家食品卫生标准(表5-1)。

表5-1 8种评价指标的国家食品限量卫生标准一览表Table 5-1 The indexes of National limited sanitary standards for estimating food

(一)确定评价标准值

浙江上虞境内采取稻米-根系土配套样品26组，另外在浙江东部沿海平原区、浙江北部平原其他地区还采集稻米-根系土配套样品156 组，因此，在浙江省平原(盆地)区可用于确定评价标准值的原始数据共有182组。

1.Cd

从稻米-根系土Cd数据分布图(图5-1)可以看出，土壤中Cd含量分布范围为95～2059μg/kg，相应的稻米中Cd含量分布范围为3.7～371.3μg/kg。显然，根据如此分布的182组数据建立稻米Cd与土壤Cd的相关分析是不合适的。从图中可以看出，其中96.15%的数据组(175组)集中分布在土壤Cd含量为95～608μg/kg范围内、稻米Cd含量为3.7～189.6μg/kg范围内，且其相关趋势比较显著，因此，本书试图利用较集中分布的175组数据以《食品中镉限量卫生标准(GB15201—94)》规定的大米Cd最高限量200μg/kg确定评价标准值。

图5-2是浙江北部及东部地区175组稻米Cd-根系土Cd的分布及回归分析。从图5-2中可以看出，回归方程和其构造的95%的置信区间，未能很好地反映这组数据的数量关系特征，主要原因在于这组数据在低值区段极为密集，结果是在采用最小二乘法使残差平方和达到最小的计算中，这些数据的残差占据了明显优势，而这是由于原始数据分布造成的。为了消除这方面的影响，本书采用了聚类分析方法，将密集数据按聚类分组合并构造出一组能代表原始数据特征的新的数据组，并进行了构造数据组的代表性比较试验。代表性比较试验是将原始数据按数据相近程度构造成一系列新的数据组，并分别进行回归分析，观察回归方程对数据特征的逼近程度。图5-3、图5-4、图5-5、图5-6、图5-7、图5-8、图5-9、图5-10、图5-11，分别为160 组、140 组、120 组、100组、90组、80组、70组、50组和30组构造数据的分布及相关关系图。

图5-1 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd分布(182组数据)

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

图5-2 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(175组数据)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

图5-3 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(160组构造数据)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

图5-4 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(140组构造数据)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

图5-5 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(120组构造数据)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

图5-6 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(100组构造数据)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

图5-7 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(90组构造数据)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

图5-8 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(80组构造数据)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

图5-9 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(70组构造数据)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

图5-10 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(50组构造数据)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

图5-11 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cd(30组构造数据)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

通过对90组构造数据与原始数据(175组)的数据特征、回归方程、置信区间的比较，认为90组构造数据可以较好地代表175组原始数据组的数据特征，可以用其确定评价标准值。由Cd食品卫生标准计算的回归值或推测回归值分别为324μg/kg、563μg/kg和802μg/kg。综合考虑国家土壤环境质量标准及其使用情况，建议取320μg/kg作为本区安全界限值，取560μg/kg和800μg/kg分别作为基本安全界限值和危险界限值。

2.Hg

从图5-12中可以看出，土壤中Hg含量分布范围为42.7～530μg/kg，相应的稻米中Hg含量分布范围为4.5～27.2μg/kg；其中99.45%的数据(181组)集中分布在土壤Hg含量为42.7～530μg/kg、稻米Hg含量为4.5～16.7μg/kg范围内，远远低于卫生部颁发的《食品中汞允许量标准(GB2762—94)》规定的粮食Hg最高限量20μg/kg。说明，当土壤中Hg含量低于530μg/kg时，其上生产的稻米Hg指标是安全的，保障程度达99%以上。若根据181组稻米Hg-土壤Hg数据(图5-13)，推测回归值分别为2222μg/kg、3932μg/kg和5642μg/kg，远远高于本地区实测数据范围。因此，综合考虑国家土壤环境质量标准及其使用情况，建议取530μg/kg作为安全界限值，取1000μg/kg、1500μg/kg分别作为基本安全界限值和危险界限值。

图5-12 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Hg(182组数据)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

图5-13 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Hg(181组数据)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

从图5-14中可以看出，土壤中Pb含量分布范围为17.6～427mg/kg，稻米中Pb含量分布范围为0.17～1.95mg/kg，其中97.25%的数据(177组)集中分布在土壤Pb含量为17.6～73.9mg/kg、稻米Pb含量为0.17～1.95mg/kg范围内。此时，97.18%的数据组中稻米Pb含量高于或远远高于卫生部颁发的《食品中铅限量卫生标准(GB14935—94)》规定的粮食Pb最高限量0.4mg/kg。显然，根据上述集中分布的177组数据计算得到的安全界限值、基本安全界限值和危险界限值(图5-15)远远低于《土壤环境质量标准(GB15618—1995)》。产生这一结果的原因可能有：①土壤环境质量标准中二级标准的制定依据来自对照试验数据，而本书中的数据来自天然状态下的测试数据，这也说明用对照试验模拟天然状态会出现很大偏差；②本区天然状态下土壤Pb可能不是稻米Pb的主要来源，而这与已有研究结论相悖。

图5-14 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Pb(182组数据)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

图5-15 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Pb(177组数据)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

鉴于在广大的浙江平原(盆地)区，当地居民在长期食用其上生产的稻米尚未发现大量发Pb 和血 Pb 异常累计的情况，本书暂时采用《土壤环境质量标准(GB15618—1995)》中的Pb标准作为评价标准，并把土壤Pb含量为35mg/kg定义为安全界限值；把土壤Pb含量为250mg/kg、300mg/kg、350mg/kg分别定义为pH值小于6.5、6.5～7.5、大于7.5情况下的基本安全界限值；把pH值小于6.5情况下的土壤Pb含量500mg/kg定义为危险界限值。

4.As

从图5-16中可以看出，土壤As含量范围为1.87～76.2mg/kg，稻米As含量范围为0.074～1.101mg/kg，其中96.15%的数据(175 组)集中分布在土壤 As 含量1.87～14.89mg/kg、稻米As0.074～1.09mg/kg范围内。集中分布的175组稻米As-土壤As数据(图5-17)具有以下特点：①稻米As含量不随土壤As含量的变化而变化，这与对照试验的研究结果(表4-11)不同。在土壤环境质量研究组的试验中，从北方到南方的不同地区，不论草甸褐土、草甸棕壤、黄棕壤，还是红壤、赤红壤、砖红壤，试验组中稻米As含量均高于对照组。②其中土壤As最高含量低于15mg/kg，所对应的89.71%的数组中稻米As含量低于《食品中砷限量卫生标准(GB4810—94)》中的0.7mg/kg。这说明在90%的置信度下，当土壤As含量低于15mg/kg时，其上生产的稻米As含量符合国家食品卫生标准。

图5-16 浙江省北部及东部地区稻米-根系土As(182组数据)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

图5-17 浙江省北部及东部地区稻米-根系土As(175组数据)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

考虑到土壤As含量15mg/kg恰好也是土壤环境质量标准中的自然背景值，本书建议采用《土壤环境质量标准(GB15618—1995)》中的水田As含量标准作为评价标准，并将土壤As含量15mg/kg定义为安全界限值；把土壤As含量30mg/kg、25mg/kg、20mg/kg分别定义为pH值小于6.5、6.5～7.5、大于7.5情况下的基本安全界限值；把pH大于6.5情况下的土壤As含量30mg/kg定义为危险界限值。

5.Cr

图5-18 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cr(182组数据)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

图5-19 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cr(179组数据)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

从图5-18中可以看出，土壤Cr含量范围为20.9～105.7mg/kg，稻米Cr含量范围为0.05～62.83mg/kg，其中 98.35% 的数据(179 组)集中分布土壤Cr含量20.9～103.7mg/kg、稻米Cr含量0.05～5.74mg/kg范围内(图5-19)。集中分布的179组稻米Cr-土壤Cr数据(图5-19)具有以下特点：①稻米Cr含量不随土壤Cr含量的变化而变化，这与前人的研究结果相悖(包括对照试验和江苏淮安绿色食品基地采样测试)，需要进一步分析研究其中原因；②稻米Cr含量超过国家《食品中铬限量卫生标准》中的1.0mg/kg的58组数据的土壤Cr含量范围也为20.9～103.7mg/kg，就是说稻米超标数据组中土壤Cr-稻米Cr也不存在正相关统计关系。

但鉴于长期生活于广大的浙江平原(盆地)区上的居民，并未发现与高Cr有关的健康问题，本书暂时采用《土壤环境质量标准(GB15618—1995)》中的水田Cr标准作为评价标准，并把土壤Cr含量90mg/kg定义为安全界限值；把土壤Cr含量250mg/kg、300mg/kg、350mg/kg分别定义为pH值小于6.5、6.5～7.5、大于7.5情况下的基本安全界限值；把pH值小于6.5情况下的土壤Cr含量400mg/kg定义为危险界限值。

6.Cu

从图5-20中可以看出，土壤中Cu含量分布范围为11.7～83.1mg/kg，稻米中Cu含量分布范围为1.29～9.8mg/kg，其中99.45%的数据(181组)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范围内，远远低于卫生部颁发的《食品中铜限量卫生标准(GB15199—94)》规定的粮食Cu最高限量10mg/kg。这说明，当土壤中Cu含量低于83.1mg/kg时，其上生产的稻米Cu含量指标是安全的。根据181 组稻米Cu-土壤Cu数据(图5-21)，从国家食品卫生标准推测的3个回归值分别为120mg/kg、165mg/kg和211mg/kg。综合考虑国家标准及其使用情况，建议取80mg/kg作为安全界限值，取120mg/kg和200mg/kg分别作为基本安全界限值和危险界限值。

图5-20 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cu(182组数据)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

图5-21 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Cu(181组数据)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

从图5-22中可以看出，土壤中Zn含量分布范围为38.7～467.1mg/kg，稻米中Zn含量分布范围为7.2～67.07mg/kg，其中98.90%的数据(180组)集中分布在土壤Zn含量38.7～200mg/kg、稻米Zn含量7.2～40mg/kg范围内，远远低于卫生部颁发的《食品中锌限量卫生标准(GB13106—91)》规定的粮食Zn最高限量50mg/kg。这说明，当土壤中Zn含量低于200mg/kg时，其上生产的稻米Zn含量指标是安全的。根据由180组稻米Zn-土壤Zn数据聚类合并的构造数据组(图5-23)推测的3个回归值分别为259mg/kg、524mg/kg和789mg/kg。综合考虑国家标准及其使用情况，建议取200mg/kg作为安全界限值，取300mg/kg和500mg/kg分别作为基本安全界限值和危险界限值。

图5-22 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Zn(182组数据)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

图5-23 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Zn(60组构造数据)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

从图5-24中可以看出，土壤中Se含量分布范围为0.124～0.642mg/kg，稻米中Se含量分布范围为0.011～0.311mg/kg，其中99.45%的数据(181组)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范围内，远远低于卫生部颁发的《食品中硒限量卫生标准(GB13105—91)》规定的粮食Se最高限量0.3mg/kg。说明当土壤中Se含量低于0.64mg/kg时，其上生产的稻米Se含量指标是安全的。根据181组稻米Se-土壤Se数据(图5-25)，推测的3个回归值分别为2.21mg/kg、2.80mg/kg和3.39mg/kg。综合考虑有关Se生态效应的文献资料，建议取0.60mg/kg作为安全界限值，取2.0mg/kg和3.0mg/kg分别作为基本安全界限值和危险界限值。

图5-24 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Se(182组数据)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

图5-25 浙江省北部及东部地区稻米-根系土Se(181组数据)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

综上所述，浙江北部、东部平原区水田安全性评价的农业地质地球化学评价标准值可归纳为表5-2、表5-3。

表5-2 浙江北部、东部平原区5种评价指标的评价标准值一览表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、东部平原区3种评价指标的评价标准值一览表Table 5-3 Evaluation standard values for the 3 estimation indexes of the north and east plain area in Zhejiang(mg/kg)

(二)评价结果及讨论

根据评价方法要求和确定评价标准值实测数据情况，在对浙江上虞市进行土地安全性农业地质地球化学评价之前，首先将浙江上虞全域区分为丘陵山区和平原盆地区两类。本方法仅对浙江上虞平原盆地区进行评价，实际评价范围包括北部山前平原-滨海平原区、章镇盆地、丰惠盆地等，面积约742.5km²。

评价数据采用浅层土壤样品测试分析数据，即样品数据密度为1个/km²。浙江上虞境内共计1040个采样点数据，其中评价区内共有868个采样点数据。

评价程序是，首先逐一进行单指标评价，得到每个指标的评价结果离散图；再采用“一票否决，区域叠加”方法，进行多指标评价；最后综合考虑地质地理和人类活动等因素勾绘评价分区。安全区、基本安全区分别用绿色、黄绿色表示；警戒区、危险区分别用橙黄色、红色表示，并用评价指标命名(图5-26)。

1.评价结果

评价结果显示，上虞市平原盆地区土地地球化学状况良好，安全区和基本安全区面积约716.4km²，占评价区面积的96.5%。其中，安全区面积455.1km²，占评价区面积的61.3%，主要分布在北部平原区的沥海镇、崧厦镇、盖北乡、百官镇以及丰惠盆地的永和镇、章镇盆地南部、曹娥江沿岸上浦镇—曹娥街道等地区。

基本安全区面积约261.3km²，占评价区面积的35.2%，主要分布在丁宅—章镇、汤浦镇、丰惠镇、东关—道墟、小越—盖北等地。基本安全区特征是土壤Pb含量稍高，其中除小越—盖北一带可能主要由于受施用肥料、农药等农业生产活动影响以外，其余地区主要是受银山、大齐岙矿化的自然地质背景的控制。个别地区也有Hg、As或Cd含量稍高的现象，如东关镇西局部地区土壤Hg、As、Cd 含量稍高，盖北乡以南局部地区As、Cd含量稍高，丰惠镇西北局部地区土壤Hg含量稍高。

警戒区零星分布在东关、长塘湖田、银山、丰惠镇黄浦桥、盖北乡夏盖山村五个地点(表5-4)，面积约17.7km²，占评价区面积的2.4%。其中银山为As、Pb警戒区，主要是由于银山矿化点地质背景造成的；东关、湖田、黄浦桥均为Hg警戒区，主要是受长期人类活动影响所致；盖北乡夏盖山村为Cu警戒区，反映了盖北葡萄基地20余年来施用CuSO₄溶液防治病虫害产生的土壤Cu积累。

表5-4 浙江省上虞市土地警戒区分布情况一览表Table 5-4 Distribution chart for alerting land zones in Shangyu City，Zhejiang Province

危险区零星分布在海螺山、称山、华镇、中塘四个地点(表5-5)，面积约8.4km²，占评价区面积的1.1%。除海螺山为As危险区以外，称山、华镇、中塘均为Cd危险区，可能都是人类活动影响所致。

表5-5 浙江省上虞市土地危险区分布情况一览表Table 5-5 Distribution charts for dangerous land zones in Shangyu City，Zhejiang Province

2.评价结果讨论

从本地区的评价结果看，与采用国家土壤环境质量标准评价的结果相比较(表5-6)，二者主要的不同点在于：

第一，从各类区的土地面积及分布来看，土地安全区相当于土壤环境质量的Ⅰ类和Ⅱ类区，基本安全区相当于Ⅲ类区，警戒区和危险区相当于超Ⅲ类区。仅从这一点来说，目前评价工作中，将用土壤环境质量标准评价得出的Ⅰ类、Ⅱ类、Ⅲ类、超Ⅲ类的土壤环境质量分级，分别定义为清洁、轻度污染、中度污染、重度污染，不符合实际情况。

第二，从国家土壤环境质量标准二级标准的制定原则看，Ⅰ类和Ⅱ类区都应属于未使农作物籽实重金属含量超标的地区，应属于安全区，这一点在本书的实例中得到了证实。

第三，本书所定义的基本安全区为农作物籽实符合国家食品卫生标准的保障程度是75%，而用国家土壤质量标准评价的Ⅲ类区属于农作物籽实重金属含量超标的范围。二者对同一地区的土地质量安全性的评判存在很大差异，同时也证实了国家土壤质量标准确定的界限过于严格。

第四，本方法将相当于国家土壤质量标准评价结果的超Ⅲ类区，进一步区分为警戒区和危险区，更有利于合理利用和保护土地。

表5-6 浙江省上虞市土地安全性分区与国家标准土壤分类对比表Table 5-6 Contrast chart for the ecological safety zoning of land in Shangyu City，Zhejiang Province and the National Soils Categories

续表

图5-26 浙江省上虞市土地生态安全性评价图

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

❼ 土地资源生态安全评价样区的选择

8.1.1 评价区域概述

根据国内外土地资源可持续利用生态安全研究的工作成果，可以发现，生态安全评价区域选择主要有基于面状的矢量评价单元和点状的栅格评价单元两类。

面状评价单元是以矢量面元作为评价的信息载体，数据获取尤其是社会经济数据的获取较为方便，评价结论亦便于应用于环境管理之中。面状评价单元主要类型分为行政单元、小流域和景观单元等。

(1)行政区单元:行政区单元在以国家、省域、市域、县域等为尺度进行区域生态安全评价时采用较多，社会、经济指标均以行政单元进行统计，统计数据容易获取，所得的结论便于各行政单元生态保护与建设政绩的确定与比较。

(2)流域单元:以小流域为单元进行区域生态安全评价主要根据是区域生态系统的地貌分异以及小流域范围水文过程形成的生态空间格局。由于小流域是一个独立的地貌单元，流域内的生态系统具有从上游至下游的生态完整性，对于以水生生态系统保护与恢复为目标的区域生态安全评价具有重要意义。

(3)景观单元:景观由土地单元镶嵌构成，具有一定空间结构的自然、社会复合区域生态系统，由基质、镶嵌于基质上的拼块体，以及线状连接景观内生态系统的廊道构成。构成景观的下一级单位是土地单元，上一级单位是构成地理分异的生态区划基础单位。因此，它是连接生态区划和土地利用规划的中间环节，采用景观为单元的区域生态安全评价对于生态功能区划分和区域生态保护具有十分重要的意义。

点状评价单元是以栅格单元作为评价的信息载体和评价单元。由于栅格单元具有空间“精确位置”的含义，就使得评价结果具有“真正空间性”的意义。但是评价结论不能直接在区域之间进行比较，评价结论在环境管理中不具有区域性，不能直接应用。

8.1.2 评价区域划分原则

评价区域是研究的基础，区域选取的多少和选取的代表性都直接影响生态安全评价结果的准确性，因此在选择和划分过程中应遵循综合分析性原则、主导性原则和可操作性原则。

8.1.2.1 综合分析性原则

生态安全系统是一个多层次、多因素的复杂系统，要对这样一个复杂的系统进行评价，作为基本的评价区域要具有较强的综合分析性，既能反映生态安全的现状，也能表现出存在的生态问题，为保障土地资源生态安全提供决策依据，达到区域土地资源可持续利用的目的。

8.1.2.2 主导性原则

影响生态安全的区域有很多，而区域选取的多少和选取有代表性的区域都会直接影响研究结果的准确性，因此在评价区域的选取时一定要优选代表性区域。

8.1.2.3 可操作性原则

评价区域的选择应要充分考虑其获取数据的难易程度，并保证数据准确可靠。尽量利用统计资料数据、已有规范标准、相关规划的数据和相关部门的调查数据完整的区域作为评价区域。这样既保证能全面地反映土地资源生态安全现状及其变化趋势的各种内涵，又便于操作。

8.1.3 评价样区选择结果

根据矢量面状评价单元以及栅格点状评价单元各自的特点，结合河南省的实际情况，在本次研究中采用矢量面状评价单元中的行政区单元作为综合评价分析单元，具体操作主要通过数据库功能和GIS技术实现。

运用GIS技术，采用MAPGIS软件的多边形叠置分析法进行评价区域的选择和划分。多边形叠置分析是指将同一地区、同一比例尺的两组或两组以上的多边形要素的数据文件进行叠置，根据两组多边形的交点来建立具有多重属性的多边形或进行多边形范围内属性特征的统计分析。其实质是把两层或多层要素(面状或线状)进行叠加产生一个新的要素层。新要素层综合了原来两层或多层要素所具有的属性。

本次研究中进行空间分析的底图采用的是河南省土地利用总体规划修编基础研究中的“土地生态环境适宜性分区图”和“自然经济分区图”。在进行土地资源生态安全评价区域的选择时，将土地生态环境适宜性分区图和自然经济分区图通过MAPGIS软件进行叠加形成新的生态安全评价分区图。由于在叠加过程中会出现与实际情况不相符合的特征值个体，为消除这种特殊值个体或极值个体对评价结果的影响，综合考虑地形地貌条件、水资源分布和社会经济发展水平，对其进行了修正，确定了合理科学的生态安全评价分区图。最后在不同的区域内，按照均质性原则、独特性原则等，以县(市、区)为单位选取代表性样点，展开土地资源可持续利用的生态安全评价研究。

修正后的生态安全评价分区图分为5个区域，分别是太行山地丘陵区、秦岭-伏牛山山地丘陵区、桐柏-大别山山地丘陵区、南阳盆地区和黄淮平原区，共选取34个样点(区)。

8.1.3.1 太行山地丘陵区

太行山地丘陵区位于河南省北西部，包括安阳市(林州、安阳县)、鹤壁市(市区、淇县)、新乡市(辉县、卫辉、获嘉县)、焦作市(修武县、博爱县、沁阳市)和济源市。本区系太行山脉展布区，由一条向东南凸出的弧形山脉、东部的低山丘陵及山前平原组成。区内地貌属于陡坡中山，海拔一般在1000～1500m，山势陡峻，山坡呈梯级状陡壁，悬崖峭壁极为发育，沟谷切割深达50～200m。由于地势较高，平均气温为13℃左右，是河南省冷期最长地区之一。区内北部属海河流域，安阳河、淇河、汤河均发源于此;西部属黄河流域，黄河支流沁河、蟒河等发源于此。年降水量700mm左右，大部分集中于夏季，而且多暴雨，易引起山洪暴发、山坡塌方，水土流失严重。区内东部的低山丘陵，海拔一般400～800m，低山坡度较陡，丘陵坡度较缓，在中山或低山之间，分布着一些断陷盆地，海拔300m左右，盆地内地面平坦，土层深厚。

根据本区的地势、气温和水土等条件特征，从土地利用可持续的生态安全角度出发，以加强山地丘陵的水土流失防治为目标，考虑样点选取的均质性，选取的样点依次为林州市、辉县、修武县和济源市。8.1.3.2秦岭-伏牛山山地丘陵区

秦岭-伏牛山山地丘陵区包括崤山、小秦岭、熊耳山、外方山和伏牛山脉等，海拔一般为1000～2500m，向东和东南部逐渐降低为低山和丘陵。由于地势陡峭，宜耕地很少，但林地、荒山面积较大。区内气候复杂，各地差异很大，栾川、鲁山、南召等地降水量较多，在800～900mm之间;卢氏一带较少，仅600mm上下，年降水量有50%以上集中在夏季，降水强度大，暴雨多，易形成洪水灾害。由于生态系统的复杂性，各地差别较大。北部的义马、渑池、陕县由于矿产开发导致基岩裸露和地面沉降，造成了严重的水土流失和水污染，频发地质灾害;中部的灵宝、卢氏、洛宁、栾川和嵩县，由于深山区植被覆盖率高，具有较高的生物多样性，地貌复杂加之浅表的矿山开发，易发水土流失和地质灾害;卢氏县内的熊耳山、崤山和伏牛山之间海拔标高在500～1000m的山涧河谷地带，自然地势的密闭条件造就了稳定的生态环境，但耕地资源比较匮乏;南部的淅川、西峡、内乡和南召4县，河流密布，分属淮河流域源头和长江流域汉水中下游的主要支流源头，丹江口水库是南水北调中线工程的源头，是重要的水源涵养区和水土保持区，加之植被异常丰富，属生物多样性保护高度敏感区，但是有中低度的建筑石材和工艺石材开采，对生态有一定的破坏。

本区生态特征明显，从土地利用可持续的生态安全角度出发，考虑样点选取的均质性和区域性，从区内北部、中部、南部选取的样点依次为义马市、渑池县、陕县、卢氏、栾川、嵩县、淅川和西峡。8.1.3.3桐柏-大别山山地丘陵区

桐柏-大别山山地丘陵区位于淮河以南，南阳盆地以东，包括桐柏山的大部、大别山的北部和南阳盆地东侧的丘陵地。区内大部分为山丘，海拔1000m以上的中山分布在南部边缘。由于流水侵蚀切割，地形比较破碎，地势低缓，尤其是低山丘陵区，大部分海拔300～600m，山间谷地开阔，坡度平缓，引水方便。部分中山比较陡峻，除河谷和沟谷底部外，耕地很少，但植物资源丰富。区内处于北亚热带北部，气候温和，为全省水热资源最为丰富的地区，河流众多，水能资源丰富，土壤潜在肥力高。人类不合理的土地开发和部分矿产资源开发及过度猎捕野生动物，是导致水土流失、物种灭绝速度加快和植被覆盖率降低、土壤沙化的主要原因，是本区亟待解决的生态安全问题。

本区生态安全问题明确，从土地利用可持续的生态安全角度出发，考虑样点选取应具有集中体现本区生态问题的特性，选取的样点为泌阳、新县、商城和信阳市区。

8.1.3.4 南阳盆地区

南阳盆地区位于河南省西南部，为南襄盆地的一部分。盆地的西、北和东三面为伏牛山和桐柏山所环绕，中间为堆积平原。地势向南倾斜，比降1∶3000至1∶5000，海拔由200m降到80m。区内属于北亚热带的北缘地带，气候温和，热量资源丰富，盆地冷空气不易入侵，作物越冬条件良好，低温寒害甚少。年降水量900mm左右，有50%集中在夏季，并多暴雨，常常发生洪涝灾害;春冬季节，雨水稀少，往往出现干旱现象。区内气候条件优越，水源充足，土地生产潜力较大，是河南省粮食作物和经济作物的主要生产区。土壤主要为黄棕壤和砂姜黑土，质地黏重，结构不良，耕作性能较差，是发展农业的有害因素。

从土地利用可持续的生态安全角度出发，本区应搞好改良土壤工作，选取的样点为邓州市和镇平县。

8.1.3.5 黄淮平原区

黄淮平原区由淮河平原区和黄河泛滥冲积平原区组成，其中淮河平原区位于沙颍河以南，淮河干流以北，西接豫西山地，东至省界。地面平坦，海拔大都在40～50m，是全省最低的地方。地势由西北向东南倾斜，平原上地形多有起伏，尤以沿河地带为最大。整个平原西部稍高，有低缓岗地;东部偏低，多浅平洼地和湖积洼地。河道曲折，排水不畅，容易发生洪涝灾害，尤其是洪汝河两岸，是河南省水灾最严重的地区。本区地处暖温带南部，属于半湿润气候，热量充足，年降水量800～900mm，为河南省降雨最充沛地区。区内河流众多，地下水比较丰富，水质较好，为河南省粮、棉、油的重要产地。但是区内工业生产规模大，水环境容量有限，工业污染排放量大，水环境质量严重超标，对生态安全造成很大的威胁，因此工业应进行技术改造，严格控制污水排放。

黄河泛滥冲积平原区位于河南省东北部，西临豫西山地、黄土台地丘陵区和太行山地丘陵区，南到沙颍河，东面和北面至省界，属黄河冲积三角洲的上部，黄河从平原中部穿过。由于泥沙沉积，河床一般高出两岸平地3～7m，个别地段可达10m以上，成为地上悬河。黄河平原地势平坦开阔，只是由于黄河历史决口泛滥和改道，才形成了一些低缓起伏的微地貌形态。另外，在不同的地段，还存在面积不等的沙丘、沙地和丘间洼地，以及呈带状分布的黄河故道与古前河洼地。本区属于半干旱-半湿润气候，年平均气温在13～14℃，热量资源充足。年降水量多在600～700mm，气温和雨量都有由南向北递减的趋势。黄河水量充足，水质良好，是引水灌溉的主要水源。平原上的地下水，大部分水质较好，且埋藏较浅，水量丰富，易于开采，是良好的灌溉用水。区内是沿黄经济带和中原城市群的重要组成部分，交通条件优越，城市和工业建设初具规模，工农业发展基础好。但是旱涝、风沙、盐碱等自然灾害较严重，大气和水环境污染较重，因此决口冲积扇区应防止土地沙化，背河洼地区应预防土壤盐渍化，同时应进行大气和水环境污染防治，工业发展应进行产业结构调整，控制污染排放总量是解决土地资源可持续利用的生态安全问题的关键。

根据本区自然和特有的生态环境条件，从土地利用可持续的生态安全角度出发，保障工农业发展，选取的样点为新密市、巩义市、内黄县、延津县、兰考县、滑县、封丘、虞城、夏邑县、永城、息县、正阳县、新蔡县、宝丰市、鲁山县和叶县。

评价样区总共选择了34个样点(区)(表8.1)。河南省土地资源生态安全评价区域及样区分布见图8.1。

表8.1 土地资源生态安全评价样区

图8.1 样价区域及评区分布图

❽ 土地资源生态安全及评价研究现状

刘胜华、潘成荣、曲福田等学者从土地资源生态安全问题及对策角度对土地资源生态安全进行了研究。刘胜华 (2004)围绕我国土地生态安全方面的主要问题提出要完善我国土地生态安全的法律体系。潘成荣 (2004)根据安徽省自然资源质量与分布等特征讨论了土地利用与生态安全，并针对土地利用的具体问题提出了相应的解决措施。曲福田(2005)首先阐述了土地生态安全的概念，随后以江苏省为例分析了其严重的土地生态安全问题，最后提出了确保土地生态安全的对策。

罗贞礼、王强、刘勇、田克明以评价指标体系、评价方法等为主要内容对土地资源生态评价进行了研究。罗贞礼 (2002)利用系统聚类分析方法，以湖南省 14 个地州 (市)为样本，从 1999 年社会经济和土地生态环境压力、土地生态环境质量、土地生态环境保护和整治能力等多方面选取了 24 个指标，对土地利用生态安全评价指标作了聚类分析。王强 (2003)通过介绍我国草地概况和国内外生态安全研究的进展，提出了我国草地生态系统生态安全的评价体系。刘勇在对区域土地资源生态安全概念、内容和目标研究的基础上，探讨了区域土地生态安全评价方法，建立了土地资源生态安全评价的代表性指标体系，并以浙江嘉兴市为例，以嘉兴市土地资源生态安全作为评价的目标层，构建了适合区域特征的土地资源生态安全评价指标体系，进而运用相关数学方法，对嘉兴市 1991 年和 1997 年的土地资源生态安全状况进行了综合评价。田克明 (2005)在分析我国农用地生态现状的基础上，建立了农用地生态安全评价的指标体系，并针对我国的国情提出了农用地生态安全评价方法 (表 3.2)。

表 3.2 我国以土地资源生态安全为主题的部分研究课题一览

❾ 生态安全评价研究进展

3.2.1 国外生态安全研究进展

美国国家环保局在其发起的综合风险评价研究项目中有关风险评价研究和风险管理与修复技术研究的两个次一级课题中，在地区、流域以及国家等不同空间尺度上建立了相应的评价框架，提出了十分复杂和庞大的指标系统。欧共体统计部门也提出了面向欧洲国家的环境压力指标清单，以在欧洲不同国家之间进行比较。Bertollo 等就意大利东北海岸地区生态风险问题建立了水生态系统和陆地生态系统等不同系统的生态风险评价指标; Villa等就区域风险评价的生态脆弱性问题，在综合全球范围内有关环境风险/生态脆弱性以及生态系统或环境要素质量状况评价的现状基础上，通过 SOPAC 的环境评价计划研究，建立了可以在国家间进行对比评价的生态脆弱性指标体系。人类社会发展需要建立可持续的安全生态系统，因此生态安全问题研究成为备受关注的领域，美国国际研究委员会(NRC)、美国 EPAC (Environmental Protection Agency)以及众多致力于生态风险评价研究的科学家对风险测度的定量化技术和评价方法给予了高度重视。2001 年启动了 “新千年生态系统评估”的全球性生态评估计划，旨在通过国际的合作，对全球范围内生态系统状况进行科学的评估，预测未来生态系统的变化，提出改善生态系统服务功能的有效对策。在这种背景下，生态安全评价研究在生态风险分析基础上迅速发展，同时在生态安全评价实践中，理论体系也在不断发展和完善。

3.2.2 国内生态安全研究进展

在生态安全评价方面，国内不少学者做了大量的工作。其中大部分是生态安全评价指标体系与方法研究。李晓秀 (1997)从山区生态环境的特征入手，提出了北京山区生态环境质量评价的指标体系。杨伟光 (1999)从我国农村生态环境研究入手，建立了我国农村生态环境质量评价的指标体系。叶亚平 (2000)从生态环境的形成机制出发，指出生态环境评价指标应该包括 3 个方面，即生态环境背景、人类对生态环境的影响程度和人类对生态环境的适宜度需求。吴国庆 (2001)以浙江省嘉兴市为例，讨论了区域农业可持续发展的生态安全评价的基本过程和方法。左伟 (2002)建立了区域生态安全评价的指标体系和评价标准，并对 PSR 框架模型做了扩展，制定了区域生态安全评价指标体系概念框架，据此建立了区域生态安全评价指标体系。周金星 (2003)以多伦地区为例，提出了荒漠化地区生态安全评价的具体指标体系和构建原则，并采用数量化原理与方法，对各指标进行了具体量级划分，利用关联度分析方法，确定了指标的系数，并提出了衡量生态安全程度的数量化指标、生态安全系数及其计算方法，对多伦地区荒漠化进行了生态安全评价，采用 GIS 平台得到了多伦地区的生态安全评价图。秦建成 (2004)以重庆忠县为例，讨论了三峡库区区域可持续发展的生态系统安全评价的基本过程和方法，对三峡库区生态安全进行了评价，提出了三峡库区可持续发展的生态安全建设的途径和对策。杜巧玲 (2004)从水安全、土地安全、经济社会安全角度出发，选取 3 类共 17 项指标建立了绿洲生态安全评价综合指标体系。然后，应用综合评价法、层次分析法和 GIS 等多种方法与手段，在绿洲尺度上对黑河干流中下游地区的张掖、临泽、高台、鼎新和额济纳等 5个绿洲进行了绿洲生态安全综合评价。卢金发 (2004)从起沙角度出发，借鉴风蚀理论，建立了锡林浩特市的生态安全评价指标，运用相关的数学方法计算了 44 个样地的生态安全系数; 利用 GIS 技术，运用模糊聚类法，进行了全部地块生态安全等级评定，编制完成了研究区生态安全评价图; 在此基础上，进行了研究区土地利用方式的调整。

❿ 生态安全评价指数的计算

本次研究所运用的多指标综合评价方法中，其主要的技术问题是合成单项指标为综合指标。单项指标及其权重只反映了土地生态安全度的某一个方面，要了解区域土地生态安全的整体综合情况，就必须将单项指标值进行综合。确定综合指数，常用的数学方法是很多的，如指数和法、指数积法以及指数加乘混合法等。简单介绍如下:

7.4.1 指数和法

综合运算采用“和”的方式，每项指标之间或直接相加，或以一定的权重相加。基本的计算公式为:

河南省土地资源生态安全理论、方法与实践

式中:P'为综合评价值;P'(X_i)为单个指标安全指数;W(X_i)为各单项指标权重。

这种方法比较简单，便于应用。但各评价指标之间可以线性地相互补偿，由此可能导致隐藏了明显的限制因子的作用，即当某因子为主导性限制因素时，可能由于其他因子的优越，使总评价值不能体现出这种限制。

7.4.2 指数积法

指数积法适用于各评价指标之间具有强烈关联的场合，由各指标值的乘积表现整个系统的综合水平。因此，指标间要具有一致性，对所评价的目标有着同等重要的利害关系。也正因为如此，指数乘法一般不作加权处理。在指数积法中，对数据的要求比较高，指标量化值不能出现零值或者负值。

河南省土地资源生态安全理论、方法与实践

式中:P'为综合评价值;P'(X_i)为单个指标安全指数。

7.4.3 指数加乘混合法

指数加乘混合法是将加法和乘法混合在一起使用的方法。有几种不同的方式可选，常用的方法是:将评价指标分为几类，对类内的指标做乘法处理，再将合成的几大类指标值做加法处理。计算公式为:

河南省土地资源生态安全理论、方法与实践

式中:P'为综合评价值;P'(X_i)为单个指标安全指数;W(k_i)为第k类指标安全指数的乘积。

这种处理方法是比较合理的，类内指标间的关系相对紧密，而类间指标关系则相对疏松一些，因此，根据乘法、加法各自的特点，应该类内相乘、类间相加。

综合以上方法，本次研究采用指数和法，结合单项指数计算模型，综合安全值的计算模型如下:

河南省土地资源生态安全理论、方法与实践

式中:P'为综合安全值;P'(X_i)为单个指标安全指数;W(X_i)为第i项指标权重。