第三节 评价内容
一、控制单元划分
湖泊在评价中虽然是一个整体，但是在其内部存在空间和时间上的异质性，如果不加以区分，按照统一标准评价必然会事倍功半，如果在评价初期就能识别出重点问题所在，有区别地开展工作才能起到事半功倍的效果。部分水环境评价提出了划分控制单元，但是划分没有统一的标准，而是直接给出划分结果，一般是按照研究管理目的结合实际情况划分。
在生态层次上对湖泊生态健康做出评价，在对其进行控制单元划分时，除了要考虑湖泊本身的状态，还要考虑子流域人类活动和自然环境的变化对其产生的影响，把湖泊划分为受多个关键因素影响的控制单元。同时，作为一个系统，其状态除了有空间上的变化，还随时间变化，控制单元划分应该考虑到单元在不同的季节或者年份可能出现的周期性和非周期性的极端状态，能体现出时间变化。
二、划分指标
1. 水体状态指标
（1）水文状况：进水和出水对湖泊影响大，水文过程在水质中反映出来。
（2）下垫面状况：下垫面地质、污染物浓度、扰动状况等，其中富集的污染物在一定状态下可能释放。
（3）水质指标：国家V类分级水质指标，这是划分最常见的综合水质指标之一，也是直观反映湖泊状态的指标。
2. 关键问题
（1）水体富营养化：目前严重影响湖泊安全的问题是富营养化，它受全球气候变化、人类活动以及生物生长周期影响。如果分析湖泊的多年RS数据，根据水体被藻类郁闭程度划分出藻类暴发的严重程度，划分出水体富营养化程度不同的区域，找到控制单元中的关键区域。
（2）有毒污染物：湖泊中可能存在某种有毒污染物对其生态起制约作用，按照污染物浓度梯度和危害程度划分控制单元。
（3）生境退化：生物多样性作为极其重要的保护对象，却是不受重视的资源，很大程度上依赖于其生境的保护程度，这个问题和以上两个问题有因果关系，难以定性、定量判断，不作为划分指标。
3. 经济指标
（1）经济
① 发展水平：严重的环境问题常发生在两种区域，超过环境容量快速发展区和资源匮乏极度贫困地区，即发展程度和速度问题。发展是一个与公平和效率相关的问题，区域之间的经济发展上的不平衡往往会造成环境问题一边倒的加剧，如果在评价中没有体现出经济发展水平，也必然会导致失衡加剧。评价时区分各地支柱产业类型：工业，农业，旅游，渔业等。
② 污染物排放：排污点的污染程度往往更严重，如果在枯水时期由于水体自净能力差，有毒有害物质难以快速稀释可能威胁人类安全和生物安全，对生态环境造成不可逆转的危害。这个指标在水质中有一定的体现，但是其重点在反映排放点的分布位置和特殊条件下可能造成的危害。
（2）社会指标
① 行政区划：湖泊一般都不是完全分布在同一个行政单元中，在管理和治理中往往会面临冲突，需要区别对待。
② 人口密度：人口密度对区域经济发展和自然环境有极大影响。
（3）数据可得性指标
数据有效性：不是所有区域都能得到真实有效、完整的数据，按照是否能够得到确实有效的评价数据划分湖泊控制单元，保证重点区域的评价是完全有效的，同时也能对控制单元进行取舍。
（4）水体功能分区
一般可分为7类：
① 自然保护区及源头水（地面水环境质量标准I类）；
② 生活饮用水水源区（地面水环境质量标准Ⅱ类）；
③ 水产养殖区（地面水环境质量标准Ⅱ类）；
④ 旅游区（地面水环境质量标准Ⅲ类）；
⑤ 工业用水区（地面水环境质量标准Ⅳ类）；
⑥ 农业灌溉用水区（地面水环境质量标准V类）；
⑦ 排污口附近混合区（带）（不执行地面水环境质量标准）。
选取单一指标划分控制单元必然不能反映复杂的湖泊生态系统，而选择指标数量过多则面临可操作性下降和控制单元面积过小的问题。为了二者兼顾，建议选择综合水质指标、人口密度和行政区划（市）3个指标综合反映湖泊区的环境、社会和经济状况。但是，选择这3个指标存在潜在的问题，分析如下：
A. 综合水质指标：划分后的各个区域面积相差很大，这样在综合评价时可能会出现误差。预测可能出现的大区域是沿湖泊沿岸分布的环状或带状区域和中心区域。由于湖泊周围人口密度普遍偏高，实际划分时可能出现人口密度全部为同一类型或者区分度小，不能体现出人类活动压力程度的不同，可以考虑采用其他分级制与社会经济因素相关的指标分类，例如：经济水平（人均GDP）。该指标在参与控制单元划分时，具体操作方法与人口密度相同。
B. 行政区划：整个湖泊全部在同一个行政区中，该指标失去作用。湖泊中央无行政区划信息的区域，可能有潜在的管理问题，在依据控制单元制定政策和管理方针时必须特殊考虑。人口密度—行政区划指标与综合水质指标耦合时，需要确定向湖心延伸的深度。考虑到沿湖形成的水质划分带已经反映出人类影响的存在，却包含了污染物扩散的机理，可以将人口密度—行政区划信息与根据水质划分出沿湖带状或环状区域耦合。
湖面的划分是控制单元划分的核心，其本质是根据已知的监测点信息将湖面划分为不同健康状态的区域。可以利用插值法将离散的数据连接成光滑的曲线，基于不同算法得到不同的结果，一般可以通过ArcGIS、Surfer、VC编程实现。
三、 控制单元生态安全指标体系
指标体系是生态安全评价的基础和执行框架。生态安全评价应当遵循以下特点建立指标体系：
① 科学性，指标符合研究对象的作用机理，符合评价方法要求（正态分布或其他某种分布方式，具有独立性，通过统计检验）；
② 可得性；
③ 可解释性。生态安全评价基于健康评价、灾变评价、社会经济影响、服务价值损失评价4部分工作。
因此，生态安全的指标体系应当和其他4部分的指标体系具有内在的逻辑联系。
为了区别其他4部分研究和生态安全评价各自建立的指标体系，研究将其他4部分的指标称为影响因子，影响因子通过必要的选择、分析、转化和综合，成为生态安全评价中的指标。根据研究总体方案确定的概念模型，指标体系以研究扩展的DPSIR模型为基本框架，定量描述研究对象的驱动力、压力、状态、影响的稳态特征，并对定量非稳态的风险。在此基础上，将稳态与非稳态的研究相结合，对生态安全的3个重点过程进行描述：压力输入过程、影响输出过程和湖体结构变化过程。对研究的基本思路如下：
① 影响因子选择。研究将依据其他4部分评价方案，将其指标体系作为生态安全评价的影响因子，并根据研究对象进行分类。
② 影响因子分析。生态安全作为基于4部分评价的一个整体和综合的框架，需要识别各部分评价中的共性内容，将各部分指标做出调整和综合，依据生态安全的内在机理在不同的部分间分析和识别因果关系。将调整和综合后的影响因子按照驱动力、压力、状态、影响和风险5部分纳入生态安全的DPSIR模型框架中。
③ 影响因子优选与指标体系建立。比较和选择统计学方法，对消除影响因子间的相关性和交叉性，提取独立性的指标，建立具有独立性的指标体系。
技术路线和指标体系，如图6-7和表6-2所示：
图6-7 指标选择的技术路线
表6-2 评价方案的具体指标体系
1. 影响因子的选择
选取各部分评价方案的指标体系，对其具体指标进行分类。由表6-2可知，4项评价的所有影响因子、涵盖水质、群落结构和生产力、水量、文化需求、社会经济和灾害评价6个大类。指标可以按照描述对象的不同分为若干个小类。不同大类的小类数量、指标数目各不相同，指标的定量单位也不相同。
2. 影响因子的分析
（1）生态安全影响因素的识别
从表6-2中可以看出，由于研究选择角度的不同，4种评价覆盖了不同的方面和对象。生态安全评价是4种评价的共性内容的提炼，这个共性内容表现为水质和生态系统生产力。如图6-8所示。
图6-8 评价指标提炼
因此，生态安全评价将选取水质和生态系统生产力指标，表征整个系统的安全特性。其他的指标，是各评价各自的组成部分，在分项评价中是不可或缺的部分，但不是生态安全评价的主要影响因子。
（2）生态安全统一尺度的建立
在不同的评价中，相同大类的指标由于各自的研究特点而具有不同的研究角度。例如，同样是水质指标，社会经济调查选择的是总量指标和浓度指标，生态健康和灾变评价选择的是浓度指标，而服务价值选择的是总量指标、浓度指标或货币指标。不同的评价，其选择的组合方式也会有不同。例如，同样是反映TP对水体的影响，社会经济通过点源排放、面源排放、入湖水质共同描述，生态健康通过湖体水质、底质含量共同描述，而服务价值选择水质和湖滨带面源截留总量来描述。如表6-3所示。为在不同的评价之间建立联系，研究必须建立同一的研究对象、研究尺度和定量单位，从输入到湖体再到输出的过程上进行综合。
表6-3 指标分类
基于以上分析，研究展开机理分析，研究水质和生态系统生产力在整个湖泊流域系统的变化过程。这两个过程都以湖泊流域内的人口增长和社会经济发展需求为驱动力，需要描述其压力—状态—影响关系。
（1）污染物的迁移转化过程
在原始驱动力下，社会经济系统产生污染排放，排放经过河流和排污管道迁移后进入湖体，对湖体形成压力。湖泊生态系统的污染状况，包括湖体水质、底质含量构成湖体的状态。湖体的状态决定了其水质净化的能力，这一能力的变化表现出湖泊生态系统受到的影响。灾变过程反映湖体状态的突变性变化和影响的突然损失。这一过程如图6-9所示。
图6-9 污染物的迁移转化过程
（2）生态系统生产力的变化过程
生态系统生产力的变化存在两个压力来源：① 在驱动力的驱动下，生产性土地（耕地）和建筑用地的增加以及自然生态占主体的林地、草地、未开垦土地和水域面积的减少。不同的土地具有不同的生产力，其中湖滨带土地利用方式对湖体形成直接压力。② 水质恶化对生态力变化的压力。湖体的状态可以通过初级生产力和顶级生产力（鱼类）及其生产力结构来反映。湖体状态变化，将导致最大可持续捕捞量的变化。灾变过程将对初级生产力和顶级生产力产生不同影响。这一过程如图6-10所示。生产力的计算是一个时间序列的结果，考虑到本次研究的特点，研究认为，生物量可以在某些领域近似生产力，通过群落生物量结构的描述来近似生产力结构。
图6-10 生态系统生产力的变化过程
基于以上过程分析，研究分别选择污染物总量和生物量在“压力－状态－影响”体系中的不同表现，作为水质和生态系统生产力研究的主要变量。
（3）影响因子体系的建立
1）驱动力
驱动力主要指人类社会经济的发展需求对产生湖泊胁迫的推动作用。研究选择湖泊流域人口密度、湖泊流域工农业产值比和湖泊流域基尼系数来表征人口、经济、社会3个方面。湖泊流域基尼系数如果缺失，可以考虑其他指数来表征社会分配的公正性指标。
2）水质
我国湖泊面临的首要水质问题是水体富营养化。因此，研究选择4项水质指标表征湖泊的水质状况：COD、TP、TN和M，其中M代表湖泊除COD、TP、TN以外的最主要污染物。最主要污染物按照年超标总天数最大来确定。
湖泊的水质过程选择污染物总量作为统一尺度。分别以流域排放总量、污染入湖总量、湖体污染物总量与底质污染总量、污染净化总量来表征驱动力、压力、状态和影响。灾变过程通过湖体污染物峰值总量来表征。各影响因子的定义、计算方法和参考标准如下（以COD为例，其他三项指标相同）：
① 压力
入湖COD总量：一年内直接进入湖泊的COD总量，不包括地下水交换
入湖COD总量＝点源COD入湖总量＋河流COD入湖总量＋面源COD入湖总量。
点源COD入湖总量＝湖泊排污口COD排放总量。
河流COD入湖总量＝∑入湖河流COD浓度×入湖河流入湖断面水量。
参考标准：“十五”总量控制目标
指标值＝实际值/标准值
湖体COD总量：湖泊水体中的COD总量
湖体COD总量＝湖体COD浓度×湖体总容量
参考标准：1980年代湖泊综合调查时的湖体COD总量
指标值＝实际值/标准值
底质COD总量：湖泊一定厚度的底质所含的COD总量
底质COD总量＝底质COD浓度×湖泊湿面面积×底质厚度
参考标准：1980年代湖泊综合调查时的底质COD总量
指标值＝实际值/标准值
注：1980年代综合调查不区分湖体和底质，此处需要注意统计口径。应对方法需要思考。净化总量的标准同样存在此问题。各湖情况不同，需要逐一确定。
COD净化总量：湖体在1年内降解的COD总量。
COD净化总量＝湖体COD总量（上年末）＋入湖COD总量－流出COD总量－湖体COD总量（年末）
流出COD总量＝∑流出河流COD浓度×流出河流流出断面水量
参考标准：1980年代湖泊综合调查时的COD净化总量
指标值＝实际值/标准值
② 灾变
湖体COD峰值总量：灾变发生后COD浓度最大时的湖体COD总量
湖体COD峰值总量＝COD最大浓度×湖体总容量
参考标准：灾变发生前10日湖体COD平均总量
标准值＝（∑灾变发生前n日COD浓度）×湖体总容量/10
指标值＝实际值/标准值
③ 生态系统生产力
生态系统生产力过程应当选择生态系统的生产力作为统一尺度。研究将遵循湖泊生态系统的基本原理，合理选择初级净生产力、浮游植物生物量、鱼类生物量、群落生物量结构等作为生产力的不同表述，并注意不同表述之间的衔接。各影响因子的定义、计算方法和参考标准如下：
④ 土地
土地利用变化：由于土地利用类型的机械变化导致的生产力的变化
土地利用变化＝∑（某类型土地面积变化×单位面积该类型土地生产力）参考标准：土地利用变化前（或某基准年）土地总生产力
标准值＝∑（某类型土地面积×单位面积该类型土地生产力）
标准值＝（实际值＋标准值）/标准值
注：需要界定计算的土地面积范围，如湖体+湖滨带。
营养状态指数：
⑤ 状态
浮游植物生物量：单位体积湖体中浮游植物质量
浮游植物生物量＝浮游植物生物量（实际值可直接测得）
参考标准：1980年代湖泊综合调查时的浮游植物生物量
指标值＝标准值/实际值
浮游动物生物量：单位体积湖体中浮游动物物质量
浮游动物生物量＝浮游动物生物量（实际值可直接测得）
参考标准：1980年代湖泊综合调查时的浮游动物生物量
指标值＝实际值/标准值
鱼类生物量：单位体积湖体中鱼类质量。
鱼类生物量＝鱼类生物量（实际值可直接测得）
参考标准：1980年代湖泊综合调查时鱼类生物量
指标值＝实际值/标准值
BZ/BP：浮游动物生物量和浮游植物生物量的比值
BZ/BP＝浮游动物生物量/浮游植物生物量
参考标准：1980年代湖泊综合调查时BZ/BP
指标值＝实际值/标准值
能质：生态系统恢复到无生命混沌的无序状态所能做的功。能质可表征湖泊生态系统所含的生物量及其所携带的信息量，测量湖泊远离生态系统热力平衡状态的距离。
能质＝∑（某一层级生物量×权重系数）
参考标准：1980年代湖泊综合调查时的能质
指标值＝实际值/标准值
结构能质：生态系统单位生物量和有机质所蕴含的能质。能质独立于湖泊生态系统的营养水平，可表征湖泊生态系统利用环境资源的能力。
结构能质＝能质/∑某一层级生物量
参考标准：1980年代湖泊综合调查时能质（中国湖泊环境）
指标值＝实际值/标准值
⑥ 影响
鱼类最大可持续捕捞量：1年内湖泊鱼类生物量的变化量
鱼类最大可持续捕捞量＝鱼类总产量＋鱼类生物量（年末）－鱼类生物量（上年末）
参考标准：目前缺失
指标值＝实际值/标准值
⑦ 灾变
浮游植物峰值生物量：单位体积湖体中浮游植物的最大质量。
浮游植物峰值生物量＝浮游植物峰值生物量（实际值可直接测得）
参考标准：灾变发生前10日湖体浮游植物平均质量
标准值＝∑灾变发生前n日浮游植物生物量/10
指标值＝标准值/实际值
鱼类死亡量：灾变过程中死亡鱼类的总质量。
鱼类死亡量＝鱼类死亡量（实际值可直接测得）
参考标准：灾变发生前10日鱼类生物量
标准值＝∑灾变发生前n日鱼类生物量/10
指标值＝（标准值－实际值）/标准值
⑧ 影响因子集合
经过分析与综合后的影响因子集合如下。影响因子集合只是揭示了湖泊生态安全的影响过程，需要统计学分析检测各指标的统计分布，消除各影响因子之间存在的相关性，以达到指标体系科学性的目标。
图6-11 评价指标的层次划分
需要指出的是，以上分析虽然按照水质和生态系统生产力分别进行机理分析，但这两个过程是相互联系的，在影响因子中也有所反映。因此，在对影响因子进行统计分析时，应当将两者共同分析，而不是分别分析。
3. 控制单元生态安全指标筛选与指标体系建立
指标筛选是确定特定湖泊指标体系的科学基础，本研究采用两种方法：一是评价之前的统计方法筛选；二是利用评价模型开展指标敏感性分析来筛选敏感指标。整理各备选指标的历史数据，并开展数据概率分析及数据统计转换；利用相关分析及Two-way方差分析，建立指标之间的统计关系；利用聚类分析与判别分析实现指标分类及识别关键指标；筛选独立性指标；输入合适的评价模型，采用一次一个变量方法对指标进行敏感性分析，确定敏感指标。
4. 控制单元生态安全评价模型及不确定性分析
（1）生态安全评价模型
随着生态安全研究的进一步深入，其评价工作在积极吸纳各相关学科、领域的研究成果基础上，在评价方法上得到了长足的发展，已由最初定性的简单描述发展为现今定量的精确判断而运用各种抽象的、反映本质的模型去刻画和揭示具体的复杂的生态安全系统，尤其是区域生态安全系统则是近几年生态安全评价呈现出的一种新局面，其评价方法可归结为数学模型法、生态模型法、景观模型法、数字地面模型法4种方法如表6-3所示。
表6-4 生态安全评价方法及实例
接续表
此外，不少学者为克服单一数学模型存在的缺陷，在综合各方法优点的基础上，相继开发了多种方法相结合的复合评价模型，如基于模糊决策分析原理的生态安全评价方法（FDA）。其基本原理是将模糊综合评判方法与层次分析法（AHP）相结合，并通过主成分分析方法（PCA）引导AHP层次结构的建立并由AHP完成评价。FDA方法的最大优点是它使评价过程完全定量并使评价指标优化归类，简化评价过程，结果定量并相对客观可信。其他复合评价模型如多级模糊综合评价—灰色关联优势分析模型等也有应用。
结合本研究的内容，考虑到课题设计结构相对独立性、任务紧迫性等原因，生态模型、景观生态模型、数字地面模型等方法不太适用，重点考虑数学模型评价方法在本研究中的应用。
鉴于方法的实用性和可操作性，本研究提出两种备选方案：① 若各要素研究给出各指标的最大（或最小）允许值，将采用基于层次分析法-系统聚类分析的综合评价指数，对湖泊生态系统安全进行综合评价；② 若各要素研究给出各指标不同生态安全级别的标准值，将采用层次分析—多级模糊综合评价—灰色关联优势分析复合模型对湖泊生态安全进行综合评价。
（2）基于层次分析-系统聚类分析的综合评价指数法
1）构造湖泊生态安全评价的递阶层次模型
在前述指标体系的建立过程中，已利用层次分析的思路，建立了多级层次结构：目标层V，准则层A，方案层B，指标层C。
2）建立各层次综合判断矩阵
① 构造V-A，A-B层判断矩阵—系统聚类分析
对于V-A，A-B层判断矩阵，由于各指标没有明确的值，无法通过有效的数学方法判断其相对重要程度。考虑到本项目专家、顾问的层次高、人数多，可采用专家打分的方法进行评判。
根据AHP方法可得出每个专家的评价指标权重，然而专家之间的判断结果往往存在较大的不一致性。因此，此处采用系统聚类法的原理，将专家个体排序向量进行分类，再根据分类结果确定专家的权重系数，以综合各位专家的意见，得出一个客观、公正的综合判断矩阵。
系统聚类法的原理就是通过计算各个向量之间的距离，将距离相近的向量进行合并，最后通过选定的阈值来确定分类的一种数值分析方法。将每一位专家的评判结果看做是一个向量，而专家评判结果之间的一致性程度采用向量夹角余弦来定义。若两专家某同一层次的特征向量分别为L=(l1,l2,K,ln)与M=(m1,m2,K,mn)，则两专家判断结果的一致性程度dlm可定义为：
其中，(L,M)=L×Mcosqlm表示两个向量的内积，dlm=dml。显然dlm越大，2个向量之间的一致性程度越高，说明两专家在比较判断时的相似性越大。当一致性程度达到一定水平时，就可将这两个专家归为一类。以dlm作为标准，对专家群进行系统聚类分析，聚类过程不再赘述。
根据系统聚类法的原理可知同一类专家的评价信息具有极大的相似性，从而可认为同一类专家对评价结果具有近似相同的权重；反之，属于不同类的专家对评价结果就具有不同的权重。对于不同的类，包含专家较多的类中，其专家的评价信息代表了大多数专家的意见，因而对其赋予较大的权重系数；反之，对专家数较少的类中的专家赋予较小的权重系数。
基于AHP的群体决策综合判断矩阵，其某一层次的特征向量W=（W1，W2，…，Wn）T，可由各位专家同一层次判断矩阵得到的特征向量W（i）=（W1（i），W2（i），…，Wn（i））T，通过权重系数ai对每一因素权重进行加权平均而得，计算公式为：
采用以上聚类分析的方法，可得到综合各专家意见的V-A层判断矩阵A，A-B层判断矩阵B（1）、B（2）、B（3）。
② 构造B-C层判断矩阵
将每条准则B1、B2、B3、B4、B5 下的各指标用分指数公式
标准化，其中Cij是第Bi条准则下第j个指标的现状均值，Csj是j个指标的标准值。以此为标度构造B-C层判断矩阵C（1）、C（2） 、C（3） 、C（4） 、C（5）。
③ 用方根法计算判断矩阵A，B（1）、B（2）、B（3），C（1）、C（2） 、C（3） 、C（4） 、C（5）的归一化特征向量。
④ 计算判断矩阵A，B（1）、B（2）、B（3），C（1）、C（2） 、C（3） 、C（4） 、C（5）的最大特征值
并进行一致性检验。
⑤ 计算湖泊生态安全的综合评价指数
计算公式为
3）对于综合评价指数PI，可参考其他类似指标的划分方法，将湖泊生态安全的不同等级对应不同的指数范围，从而利用此方法对湖泊的生态安全作出评价。
层次分析—多级模糊综合评价—灰色关联优势分析复合模型法
① 层次分析
在前述指标体系的建立过程中，已利用层次分析的思路，建立了多级层次结构。
② 多级模糊综合评价
a 确定区域生态环境质量评价对象的因素集。
b 给出区域生态环境质量的评判集。
c 湖泊生态安全的单因素评价：采用线性或非线性隶属函数，求得单因素评价结果矩阵。然后确定单因素评价的权重，采用超标加权法，对每个单因子赋予权重，求得单因素评价的权重矩阵。
d 湖泊生态安全的多级模糊综合评价：首先根据单因素评价结果矩阵和单因素评价权重矩阵，采用“·，+”算子，进行矩阵之复合运算，求得一级评价结果，然后运用Delphi法确定二级综合评价的权重；在此基础上，根据一级综合评价结果和二级综合评价的权重，再次采用“·，+”算子，进行矩阵复合运算，求得二级模糊综合评价结果。类似于二级模糊综合评价，依次构成多级模糊综合评价模型，求得多级模糊综合评价结果。
模糊综合评价方法应用于区域生态安全及区域生态环境质量综合评价的优点是，隶属度概念的引入，使得指标因子标准的划分和评价结果更加贴近实际情况；不足是该方法不能有效解决好指标体系和因子权重的建立问题，特别是评价结果的表征形式，不利于人们对问题的认知、理解和深入分析，不利于将评价结果向公众言传和向领导汇报。
③ 湖泊生态安全的灰色关联优势分析
灰色关联分析是一种多因子统计分析方法，它是以各因素的样本数据为依据用灰色关联度来描述因子间关系的强弱、大小和秩序的。如果样本数据列反映出两因子变化的态势（方向、大小、速度等）基本一致，则它们之间的关联度较大；反之，关联度较小。
灰色关联分析的核心是计算关联度，灰色关联分析的具体步骤如下：a 确定分析系列；b 对变量序列进行无量纲化；c 求差序列、最大差和最小差；d 计算关联系数；e 计算关联度；f 依关联度排序。
灰色关联与模糊综合评价结合应用，较好地解决了模糊综合评价结果的表征问题。其作用是充分利用模糊综合评价结果所提供的信息，通过建立关联序对（ri，P），将关联序对（ri，P）按P从小到大、同一P中按ri从大到小排列，即得各评价单元评价结果的关联序。根据关联序，不仅能够明确区分不同质量等级的各评价单元，而且对处于同一质量等级的不同评价单元之间评价质量的优劣，也可以作出鲜明的划分。这样可以对评价结果进行深入细致的分析与评价，不仅可解决模糊综合评价模型应用可能出现的矛盾情况，且评价结果更加精确可靠，对指导环境管理工作也有较大的实用价值。本模型输出结果的解译，依赖于所采用指标标准的确立。若已确立湖泊生态安全不同等级的各指标标准，则本模型的输出即为湖泊生态安全的等级，结果直观明了。另外，可在不同湖泊之间进行比较，在同一级别的湖泊之间，仍可进一步进行区分。
（2）不确定性分析
Monte Carlo模拟方法亦称随机模拟方法（Random simulation），是最有前途的不确定性问题分析方法。其思想是建立一个概率模型或随机过程，使它的参数等于问题的解；然后通过对模型或过程的观察计算所求参数的统计特征，最后给出所求问题的近似值，解的精度可用估计值的标准误差表示。计算方法和步骤：
基于Monte Carlo模拟的不确定性计算，主要是重复模拟复杂系统变化的随机过程，使模拟值包括大部分因子的变化情况，模拟得出组合价值的整体分布情况。在此基础上，可以求出不确定性。具体可以分为以下三步：① 情景产生。选择因子变化的随机过程和分布，估计其中相应的参数，模拟系统因子的变化路径，建立系统各因子未来变化的情景。② 组合估值。对系统因子的每个情景，利用回归得到的式子或其他方法计算组合的价值情景及其变化。③ 估计不确定性。根据组合价值情景变化分布的模拟结果计算特定置信度下的不确定性。
拉丁超立方体取样可以认为是一种分层采样方法，保证用于分析的分布的上层或下层都能够很好的被表示。拉丁超立方体取样比简单随机取样更有效，也就是，它产生同样水平的精度所需要模拟的次数较少。当模型比较复杂或受到时间和资源限制时，更推荐使用拉丁超立方体取样。还可以采用bootstrap估计方法。
5. 湖泊生态安全综合评价方法I
（1）湖泊生态安全综合评价的指标分析与筛选
基于控制单元生态安全评价与湖泊生态安全评价的对象的一致性（前者研究对象是后者的子系统），并为了保证本次研究前后部分研究结果的相关性及可比性，湖泊生态安全综合评价所选取的指标与控制单元生态安全评价的主要指标基本相同，只是需根据实际问题研究及湖泊综合评价的需要进行适当的调整、增删。
（2）指标尺度转换方法
由于控制单元各项评价的指标是针对控制单元尺度，因而在湖泊综合评价时，需对这些指标尺度转换。这里的指标尺度主要指将控制单元尺度的指标转换为湖泊尺度的指标的过程。可将湖泊综合评价涉及的指标分为浓度类指标、总量类指标和货币类指标。各类指标的转换方法如下所述。
① 浓度类指标的指标尺度转换方法—体积加权如COD总=∑（CODi×Vi）/ ∑Vi
式中，CODi—第i个控制单元的COD浓度；
Vi—第i个控制单元水体的体积；
COD总—湖泊COD浓度。
② 总量类指标的指标尺度转换方法—加和
如N总=∑Ni
式中，Ni—第i个控制单元的N总量；
N总—湖泊总N量。
③ 货币类指标的指标尺度转换方法—加和
如，P总=∑Pi
式中：Pi—第i个控制单元水产品减产的经济价值；
P总—湖泊水产品减产的总经济价值。
（3）湖泊综合评价
1）预期结果
湖泊生态安全综合评价旨在综合考虑各控制单元水体生态健康状态、人类活动影响、生态服务功能、生态灾变影响及生态安全综合评价的基础上，对湖泊控制单元生态安全评价中筛选出的指标进行尺度转换，之后通过标准湖泊各指标的时序性分析而建立一套合理的指标等级标准及湖泊综合评价等级标准，以合适的评价方法得到整个湖泊系统的生态健康度、人类活动压力指数、生态效应指数、灾害级别及总体生态安全度。
2）评价方法
适合于湖泊综合评价这类多指标综合评价的方法主要有层次分析法、模糊数学法、灰色系统理论、物元分析评价法、人工神经网络、集对分析评价法及综合指数法。
① 单项指标评价方法
湖泊各单项评价涉及的指标层次较少，用一般的综合指数法即可较好地达到评价目的。而赋权方法则在考虑数据的可得性及各湖泊自然及社会经济因素的不同等因素的基础上，在熵值法、灰色关联度法、人工神经网络定权法、因子分析法、回归分析法、路径分析法、德尔菲法、层次分析法、模糊聚类法和比重法等诸多权重确定方法中选取。
② 湖泊生态安全综合评价方法
湖泊生态安全综合评价从湖泊系统生态安全研究的特性和研究任务的实际需要出发，拟采用基于遗传算法优化和层次分析法的综合指数法。
该方法主要通过分析湖泊生态安全综合评价指标体系的特征，首先对指标体系进行分类，并对分类单项指标的评价标准作适当的规范化处理后，分别确定以遗传算法优化的水体健康、人类活动影响、生态服务功能和生态灾变影响4类单项指标分别采用广义对比分析法和层次分析法进行加权，建立湖泊生态安全综合指数评价模型，以此来综合评价湖泊总体生态安全。
3）单项指标等级标准体系的建立
在九大湖泊中选取某个湖泊作为标准湖泊，充分揭示该湖泊各指标的历史变动情况，以此来确定各指标的不同等级标准。
4）湖泊综合评价等级标准的建立
在单项指标等级标准体系的基础上，通过对评价模型的各单项指标和同等级所有指标的灵敏度分析，可以确定湖泊层面的综合评价等级标准（含水体生态健康等级标准、人类活动压力等级标准、生态服务等级标准、灾害分级标准及总体生态安全标准）。该标准必须具备灵敏度强和实用性强、具有一定普适性等特点。
湖泊综合评价等级标准的建立，一方面有利于对生态安全综合评价结果进行科学、有效的解读；另一方面，也有利于进行湖泊生态安全度的横向与纵向比较研究，能够为相应的综合对策方案的生成奠定基础。
5）评价结论解析
① 湖泊生态安全度的时间纵向比较研究能够揭示造成湖泊水体生态健康现状的历史原因，展现人类活动对湖泊的影响历史，并将湖泊提供的生态服务功能的时序性变动展示出来，使湖泊的综合治理能够在一个明晰的历史大环境下有序有效地展开。
② 通过各控制单元之间生态健康、人类活动影响、生态服务功能及生态灾变的比较分析，识别出影响整个湖泊生态健康度（人类活动压力指数，生态服务效应指数，灾害级别）的主要控制单元，以利于综合决策方案的生成。
③ 不同湖泊间生态安全度的比较分析有利于对各个湖泊在全国湖泊中的生态安全状况做出一个比较准确的评判，同时对于全国湖泊的分类分区研究亦具有重大意义。
6. 湖泊生态安全综合评价方法II
（1）指标选取
在湖泊生态系统中，湖泊是主体，其水生态健康状况是系统安全的基础。而影响湖泊生态安全的众多因素中，水质类指标是根本性因素。人类活动通过对湖泊的污染排放而影响湖泊的水质结构，进而引起湖泊中生物群落结构的变动及底质结构的变化。湖泊生态系统结构的变动也必然反映在对人类需求的服务功能上。我国湖泊面临的首要问题是水体富营养化及由于水华而引起的水资源保障问题。本次研究为了从整体上综合评价人类活动对湖泊的胁迫程度，湖泊生态健康状态对其服务功能的影响及湖泊整体的生态安全状况，并为了便于研究，选择了4项水质指标表征湖泊生态系统的生态安全状况：COD、TP、TN和M，其中M代表湖泊除COD、TP、TN以外的最主要污染物（可能是重金属，也可能是某类有毒污染物或其他）。最主要污染物按照年超标总天数最大来确定。
（2）评价方法
压力指数、健康指数及服务效应的评价由于涉及的指标层次较少，用一般的综合指数法即可较好地达到评价目的。而赋权方法则在考虑数据的可得性及各湖泊自然及社会经济因素的不同等因素的基础上，在熵值法、灰色关联度法、人工神经网络定权法、因子分析法、回归分析法、路径分析法、德尔菲法、层次分析法、模糊聚类法和比重法等诸多权重确定方法中选取。
① 压力指数
计算方法：
式中：i代表COD，TP，TN和M四项指标；
Wi为第i个指标的权重，由一定的赋权方法而得；
Li为湖泊i年负荷量，一年内进入湖泊的i总量；
Qi为含有i的年入湖水量；
Bi为i的标准值，采用国家地表水二类或三类水标准的相应值；
P值越大，人类活动对湖泊的压力越大。
以下以TP为例，说明T和Q的计算方法。
Lp=点源P入湖总量＋河流P入湖总量＋面源P入湖总量；
Qp=P点源入湖污水量+河流入湖污水量+P面源入湖污水量。
② 健康指数
计算方法：
式中：Wi为第i个指标的权重，由一定的赋权方法而得；
Ti为湖泊i总含量，含底质中的量；
V为湖泊的体积；
Bi为i的标准值，采用国家地表水二类或三类水标准的相应值；
Ti=湖泊中i的浓度×V+底质中i浓度×湖泊湿面面积×底质厚度；
H越大，湖泊生态健康状况越差。
③ 服务效应
计算方法：
式中：Wi为第i个指标的权重，由一定的赋权方法而得；
Ri为i年出湖量，一年内流出湖泊的i总量；
Oi为含有i的年出湖水量；
Bi为i的标准值，采用国家地表水二类或三类水标准的相应值；
S值越大，湖泊服务效应越差。
以下以TP为例，说明R和O的计算方法。
Rp=生活取水年出湖p量+生产取水年出湖p量+年出湖水P含量；
Op=生活取水量+生产取水量+年出湖水量。
④ 人类活动胁迫度
人类活动胁迫度既要考虑人类活动影响的强度，又要考虑湖泊的生态健康状态，因而取F1= P×H。
⑤ 服务功能输出指数
服务功能输出指数既要考虑输出水体的水质状况，又要考虑湖泊的生态健康状态，因而取F2= S×H。
⑥ 生态安全度
这里将湖泊系统作为一个黑箱来处理，通过系统污染物输入量与输出量的比较而间接得出湖泊系统的生态状况，因而取F3=F1/F2=P/S。
⑦ 评价结论解析
需要建立起人类活动胁迫度，服务功能输出指数及生态安全度的评价等级标准，以便于对评价结论进行科学合理的解析，这是这一方案的一大难点。
人类活动胁迫度F1越大，说明人类活动对现有湖泊的压力越大，对湖泊造成的潜在风险越大；反之亦然。服务功能输出指数F2越大，说明湖泊对人类的服务效应越差；反之亦然。生态安全度F3越大，说明整个湖泊的生态安全程度越高；反之亦然。
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