南方红壤区崩岗侵蚀治理综合效益评价

俞　慎, 许敬华,2

(1.中国科学院城市环境研究所城市环境与健康重点实验室，厦门 361021; 2.中国科学院大学，北京100049)



南方红壤区崩岗侵蚀治理综合效益评价

俞慎1, 许敬华1,2

(1.中国科学院城市环境研究所城市环境与健康重点实验室，厦门 361021; 2.中国科学院大学，北京100049)

摘要:崩岗侵蚀是我国南方红壤区最剧烈的侵蚀类型之一，由于其爆发性强和侵蚀量大等特点，对当地土地资源、生态环境等已造成了严重危害.上个世纪八十年代起，各地政府和民众自发治理崩岗侵蚀，历经数十年形成了多种治理模式，但存在被治理崩岗数量有限，治理技术配置和治理策略无序等现状，缺乏针对崩岗侵蚀治理综合效益的评价体系.本文在回顾和分析国内外水土保持综合效益评价体系的基础上，针对南方红壤区崩岗侵蚀特征和现有治理利用模式现状，尝试提出崩岗侵蚀治理综合效益评价体系.通过汇总国内外水土保持综合效益评价指标文献采用频率，依托国家标准《水土保持综合治理效益计算方法(GB/15774-2008)》，分解崩岗侵蚀治理的调水保土、生态、经济和社会四重效益链，提出了依据主体效益、可量化、客观性构建崩岗侵蚀治理效益评价指标集，弱化主观性强的社会效益指标思路.在深入分析国内外综合评价方法的基础上，针对崩岗侵蚀治理多重效益指标体系的特征，建议采用以客观赋权的主成分聚类分析方法，体现崩岗侵蚀治理综合效益评价的客观性和全面性.通过针对崩岗侵蚀治理综合效益评估体系构建，以期为崩岗治理效益评估和崩岗治理技术体系集成提供依据，推动我国南方红壤区崩岗侵蚀治理，实现国家“十三五”水土保持治理目标，减轻该地区水土流失的危害.

关键词:崩岗侵蚀; 治理综合效益; 效益评价指标; 综合效益评价方法

我国是世界上水土流失最为严重的国家之一，据国家水利部《第一次全国水利普查水土保持情况公报》，全国(不含港澳台)土壤侵蚀面积达294.91×104km2，占普查总面积的31.12%[1].水土流失易造成土壤养分流失、江河湖库淤积、非点源水土污染、旱涝和泥石流等灾害.据统计，2000年全国水土流失经济损失达1887亿元，为当年GDP总量的2.1%[2].因此，治理水土流失对我国社会与经济可持续发展具有重要现实意义.

《全国水土保持区划(试行)》(2013)将我国划分为8个一级总体格局区，其中南方红壤区包括福建、江西、湖南、广东、广西、香港、澳门和台湾等15省(直辖市、自治区、特别行政区)，总面积达127.6×104km2，约占国土面积13.2%[3].由于低山丘陵交错、地形破碎、母岩抗侵蚀性弱、降雨量大且集中、人为活动频繁等因素，该地区是我国水土流失最严重的区域之一[4]，水土流失面积达16.0×104km2，占区域总面积12.5%.其中江西、浙江、福建、湖南、广东、海南等省全部和安徽、湖北长江以南平均土壤侵蚀模数为3 419.8 t·km-2·a-1[5]，约为区域容许土壤流失量(500 t·km-2·a-1)的7倍[6].

崩岗侵蚀是我国南方红壤区分布最普遍、发育最旺盛的土壤侵蚀类型之一.据国家水利部调查结果，湖北、湖南、江西、安徽、福建、广东、广西等7省(自治区)共有崩岗(面积≥60 m2)23.91万个，崩岗总面积为1220 km2[7].崩岗平均土壤侵蚀模数高达59 kt·km-2·a-1[5]，是土壤剧烈侵蚀标准(SL190-2007，>15 kt·km-2·a-1)的4倍[6].巨大的土壤侵蚀量对当地社会和经济造成了极大的危害.《全国水土保持规划(2015-2030年)》制定崩岗侵蚀综合治理目标为，2020年前治理7.67万个崩岗和总面积为0.07×104km2，2030年前治理18.28万个崩岗和总面积0.18×104km2.

崩岗治理在技术、方法和利用方式等方面存在较大的地区性差异.现有崩岗治理工程以经验性方案为主，未能综合考虑水文、生态、经济和社会等多重目标，生态链与产业链耦合度较低，一些崩岗治理工程存在再次崩塌的现象，造成次生危害.因此，现有的崩岗治理技术体系难以满足《全国水土保持规划(2015-2030)》和“十三五”计划的崩岗治理目标需求.同时，由于缺乏针对崩岗治理综合效益的评估体系，使得现有治理技术、治理方法和利用方式等难以集成优化.崩岗引起的水土流失具有点状输送水、土和砂的特点，不同于一般的坡面水土流失，决定了崩岗治理综合效益评价体系需根据其水土流失特点和危害特征构建一套科学合理的综合效益评价指标体系和评价方法体系，用以分析崩岗治理技术和方法及利用方式的适宜性，优化并集成相关治理技术、方法及利用方式，为我国南方崩岗治理提供科学依据和指导.本文在综述国内外水土保持工程综合效益评价体系研究的基础上，结合南方红壤区崩岗引起水土流失特点、危害特征和治理技术、方法及利用方式，探讨南方红壤区崩岗治理综合效益评价体系构建及其评价方法选取等问题.

1国内外水土保持治理综合效益评价体系研究

水土保持治理综合效益评价是依据一定原则，筛选水土保持治理各方面效益指标，构建相应的效益评价指标体系，选取适宜的方法将各效益表征指标转化为具有统一意义(货币或无量纲)的值[8]，从而对具有多属性的水土保持治理对象做出系统性评价[9].

水土保持治理效益评价始于水土流失单一效益的评价.1914年Miller[10]首先建立了侵蚀试验小区， 20世纪50年代美国土壤学家在大量小区观测资料的基础上建立了著名的通用土壤流失方程(USLE)评估土壤侵蚀.结合遥感数据，2008年Dabral et al[11]应用USLE方程估算得到印度17.5×105km2国土存在土壤侵蚀或其它类型土地退化，约占其国土总面积的53%.随着实践和应用的进一步发展，相继提出了RUSLE[12]、WEPP、AGNPS等新的土壤侵蚀和非点源污染模型[13].水土保持治理效益评价逐渐由小区拓展到田块[14]，由小流域拓展到大流域，以至于全球尺度.

我国水土保持治理效益评价研究从定性、单因素、单目标为主向多目标、多因素、多层次和多指标的综合定量评价发展[15].国内最早的水土保持措施单项效益定量化研究始于1953年刘善建[16]提出的农地土壤侵蚀量估算公式.20世纪70年代中期学者们开始关注水土保持措施的增产效益，1983年全国水利工作会议提出“把水利工作转移到全面提高经济效益的轨道上来”，使得水土保持工作更加注重与经济效益的结合，水土保持治理效益评价引入经济效益指标[17].80年代后期随着国家对贫困地区和边远山区人民生活改善的关注，社会效益指标也纳入水土保持治理效益核算体系，逐渐形成了基于经济、生态、社会三大效益的小流域治理综合效益评价指标体系和评价方法[18].1994年，蔡士强[19]提出蓄水保土效益应作为水土保持最直接效益单列，因此，水土保持措施综合效益评价指标体系成为“四重效益”，即蓄水保土效益、经济效益、社会效益和生态效益.“四重效益”评价体系被国家标准《水土保持综合治理效益计算方法(GB/T 15774-1995)》[20]采用，并在《水土保持综合治理效益计算方法(GB/T 15774-2008)》[21]国家标准中沿用.

水土保持治理综合效益评价体系由两部分组成：一是综合效益评价指标体系，二是综合效益评价方法.国内外针对水土保持治理综合效益评价体系的构建是不一致的.在效益评价指标体系构建中，西方国家从水土保持措施的内部效益和外部效益两个方面来筛选，内部效益包括植被、耕作、工程等措施成本及原位获取收益，外部效益定义为因水土保持措施实施对下游危害消除或减轻及生态环境好转而获得的收益[22].我国现有的水土保持治理综合效益评价体系则从系统论出发，综合考虑水土保持治理对经济、社会、生态、水保等多重收益[23].在综合效益评价方法的建立上，西方国家主要应用环境价值评估法对水土保持措施综合效益进行经济价值核算[24]，而我国多采用多参数统计分析等方法将多项指标数据转换后，综合为一个不具经济意义的无量纲评价指数进行排序比较水土保持治理综合效益优劣[25].

1.1效益评价指标体系

水土保持治理综合效益评价指标是指可定量或定性描述水土保持治理各方面效益的变量[26]，这些变量的合集构成了综合效益评价指标体系.综合效益评价指标体系的构建包括指标选取原则、指标选取方法和指标体系组成3个方面.

1.1.1评价指标选取原则设置评价指标选取原则的目的是规范评价指标选取过程，使评价指标尽可能全面、客观、准确的反映被评价对象.评价指标选取原则鲜有单独研究，多为在构建评价指标体系过程中设置相应的选取原则.康玲玲等[27]针对小流域治理效益评价提出了“科学性、整体性、目的性、重点性、动态性、普适性”等评价指标选取原则，多数研究者在指标选取时也基本遵循了相似原则.基于大量问卷调查，姚文波等[28]认为评价指标选取上应充分重视治理实施者的经济利益，提出“利益共享原则”.王琦等[26]则强调了评价指标数据的尺度效应，应避免区域限制性.景可等[25]提出了主效益原则和可量化原则，提倡简化治理效益链.

1.1.2评价指标选取方法根据文献调查，我国水土保持治理综合效益评价指标选取的常用方法包括文献频数法、专家选取法、理论推导法和主成分分析法等[29,30].文献频数法和专家选取法是在总结过去水土保持治理综合效益评价实践基础上选定具体效益评价指标，继承前人研究经验和成果[15].理论推导法是基于不同综合效益评价理论选取评价指标，当前常用的理论为系统论与系统工程，把水土保持治理与区域生态环境看作一个系统，从水土保持治理对生态环境影响的各方面要素中选取评价指标[31].生态系统服务理论是新近被采用的理论，其从水圈、土圈、生物圈、大气圈等多生态系统的水土保持治理效益中选取指标[32]，相关理论有待完善，但具有潜在应用前景.生态系统健康评价理论也被用于水土保持治理效益评价，其从资源支持系统、生态环境系统、经济支持系统和社会人文影响系统等4个子系统选取评价指标[33,34].主成分分析法则是在已选取指标过多、难以取舍时，应用主成分分析法优化选择具代表性但彼此不相关的评价指标[35].

1.1.3指标体系构建根据不同选取方法获得的水土保持治理效益评价指标体系具有共性和个性，同样，应用同一指标选取方法因被评价对象在水土流失类型、地域和评价目标等不同导致构建的评价指标体系亦不尽相同.自20世纪80年代后期以来，针对不同水土流失类型和地域等构建了不同内容的水土保持治理效益评价指标体系，形成了丰富的评价指标集.根据文献统计，各效益评价指标采用频率排序如表1.分析这一指标集可以发现，生态效益指标体系相对独立，而部分指标在经济效益和社会效益评价时交叉采用，如劳动生产率和土地生产率在经济效益和社会效益评价中被高频采用.另外，社会效益评价指标系统最为庞大，这反映出针对水土保持治理的社会效益评价模糊，不同学者因考虑角度不同导致指标表征差异性大.

我国《水土保持综合治理效益计算方法(GB/T 15774-1995)》从基础(调水保土)效益、经济效益、社会效益和生态效益等“四重效益”，针对我国水土流失类型、区域特点、社会与经济国情选取了43个指标，规范我国水土保持治理的综合效益评价.经过多年实践后，2008年对其进行修订，形成了《水土保持综合治理效益计算方法(GB/T 15774-2008)》.针对不同的水土流失类型、区域社会经济、效益价值取向特点，水土保持治理综合效益评价指标体系构建仍需因地制宜，国标计算方法可提供规范和参考依据[29].

表1　我国水土保持治理综合效益评价中较高频率采用的单项效益指标统计1)

1)1：表中n为统计文献数量;2：表中为5次及5次以上被列出.

1.2综合效益评价方法

水土保持治理是一项系统工程，涉及经济、社会、生态等多个方面，水土保持治理效益评价指标体系构建反映被评价对象的各方面信息，但如何将不同的治理效益指标集来综合表征其全面的治理效益，需要采用一定的综合效益评价方法.如前面提到的西方发达国家常用的货币化环境价值评估法和我国常采用的综合计算方法.近年来，也有将效益转换为具体实物来表征的，如生态足迹、能值、虚拟水等[36,37]，以实物量来定量表征水土保持治理综合效益.

1.2.1环境价值评估法环境价值评估法是对环境资源的使用价值和非使用价值进行定量化评估的方法，主要分为三类：直接市场价值法(重置成本法、成本替代法、影子工程法、机会成本法等)、揭示性偏好法(旅行成本法、享乐价格法等)、陈述性偏好法(条件价值评估法、投标博弈法等).西方发达国家水土保持措施综合效益评价多采用直接市场价值法，对各项治理措施内外部效益进行直接经济价值核算，构建成本——效益评价模型[38].比如，Pimentel et al[39]将美国每年侵蚀造成每公顷土地17 t土壤、75 mm水和462 kg营养元素流失折算为每公顷土地损失146美元.Kuhlman et al[22]依据欧盟土壤框架导则，应用成本——效益模型评价了欧洲地区水土保持治理效益，根据不同侵蚀程度细化治理措施，计算其相应内部成本、内部收益和外部收益的综合效益.

然而，成本——效益模型体系对非使用价值计算存在困难，而陈述性偏好法可克服这一难点，其中的条件价值评估法是评估环境物品使用价值和非使用价值的典型方法[40].在假想市场情况下，直接调查和询问受访者对某一环境效益改善或资源保护措施的支付意愿或对资源损失赔偿意愿来估算环境物品价值.这一概念由美国学者Ciriary-Wantrup[41]于1947年提出，随着环境经济学界对选择价值和存在价值作为总经济价值不可或缺两部分的认定，条件价值法得到广泛应用[40].Almansa et al[24]在地中海盆地土壤侵蚀控制效益评价中比较了条件价值法和重置成本法，认为条件价值法更接近真实值.

虽然，环境价值评估法在我国水土保持治理综合效益评价实践中较少采纳，但是其相关社会效益和经济效益评价思想、方法论和计算模型可借鉴.

1.2.2综合计算法综合计算法主要涉及指标权重分配和综合计算两个部分.陈衍泰等[42]将各学科领域的综合计算方法分为9大类，讨论了各类方法的基本原理、优缺点和适用领域.根据这一分类，已应用于水土保持治理综合效益评价的综合计算方法包括德尔菲法 、层次分析法、综合指数法、主成分分析法、模糊综合评价法和灰色关联分析法等.这些常用综合计算方法的优缺点及适用对象归纳于表2.

德尔菲法由美国Dalkey et al提出[43]，是目前预测及评价研究领域最常用的方法之一，1981年引入我国[44]，常用于解决难以直接量化的问题[43].层次分析法是美国运筹学家Satty[45]提出的一种层次权重决策分析方法，在安全和环境研究领域得到广泛的应用[46]，我国于1984年由刘豹等[47]介绍引入.该方法需对各项指标进行合理的标度，常与德尔菲法、模糊综合评价法等方法联合使用.综合指数法有十多种计算模式问世[48]，包括算术均值型指数和加权平均线指数等.该方法无法自身分配各指标权重，一般与专家打分法、层次分析法、熵权法等赋权方法结合使用.主成分分析法由英国统计学家Pearson[49]于1901年提出，经美国数学家Hotelling[50]完善并推广.主成分分析法是目前应用最广的一种多参数统计综合评价方法[51]，在损失较少信息的前提下把多个指标降维转化为少量的综合指标，可根据各项指标自身数据相关性和变异度来确定权重[52]，克服主观因素影响，客观反映样本间的现实关系.模糊数学理论由美国控制论专家Zadeh[53]创立，模糊综合评价法基于模糊数学理论发展而成.灰色系统理论由邓聚龙[54]提出，以特定方法描述信息不完全系统并进行预测、决策、控制的系统理论，灰色关联分析法是其主要方法之一[55]，可应用于因素分析、综合评价和优势分析等方面.

表2　常用水土保持治理综合效益评价综合计算方法

近年来，其它综合计算法方法也在水土保持治理综合效益评价中得以尝试.李宁宁等[56]运用数据包络分析法(DEA)评价黑龙江省近10年黑土地水土保持治理综合效益.数据包络分析法原理是将所有决策单元投入与产出项投影到几何空间，寻求最低投入或最高产出边界.廖炜等[57]应用物元可拓模型评价湖北省世行水土保持区治理综合效益.物元可拓模型可解决蓄水保土效益评价指标间不相容性问题.游惠明等[58]应用突变级数法评价福建省长汀县1999-2011年间水土保持治理综合效益.突变级数法是基于突变理论的综合评价方法，描述动态系统在连续变化过程中出现的不连续突变现象.

综上所述，水土保持治理综合效益评价尚处于实践探索阶段，在效益链分解、评价指标选取原则、方法和体系构建以及综合效益计算方法选取和适用性等方面都有待进一步探讨和规范.国家《水土保持综合治理效益计算方法》的颁布为评价指标体系的构建提供了重要的参考，针对不同水土流失类型和区域生态、社会、经济等特点在指标选取上应有不同的考量和侧重点，效益链分解应以直接效益为主，间接效益为辅，并注重评价的尺度效应.比如，在社会效益评价指标选择和评价过程中，由于我国的教育条件、经济水平以及政策等区域性差异，需通过调查或询问等形式获取主观感受或意愿的指标存在较大的不确定性，因此应尽可能选取界限清晰、主观感受易于表达的指标.同时，综合计算方法不同可导致评价结果差异性较大，因此，应根据水土保持治理对象、评价指标体系和区域效益价值取向，因地制宜选取合适的综合计算方法.

2红壤区崩岗侵蚀治理综合效益评价

崩岗侵蚀是指山坡土体或风化壳在水力和重力作用下分解、崩塌和堆积的侵蚀过程，是一种剧烈的沟状侵蚀，其灾害严重性仅次于滑坡和泥石流，主要由集水坡面、崩壁、崩积堆、沟底和冲积扇等基本单元组成[65].相较于其它类型水土流失现象，崩岗具有鲜明的水土流失特征：(1)崩岗侵蚀爆发性强，一场暴雨可致沟头侵蚀向前推进2～10 m，比一般土面水土流失更具威胁性[5]；(2)单个崩岗侵蚀面相对较小，但侵蚀模数大，崩塌泥沙在沟底汇集流向冲积扇，呈点状水土输送特征；(3)与未发生侵蚀区域边界明晰，依据其形态可分为瓢形、条形、爪形、箕形、弧形、混合型等崩岗类型.崩岗分布与气候、地形、岩性、植被等自然因素关系密切，主要分布在热带、亚热带花岗岩风化壳地区.

早期崩岗治理以群众自发为主，1980年代起我国各地水利部门和水保试验站在不同地区开展崩岗治理.随着1991年《水土保持法》的颁布，各级政府对水土保持工作愈加重视，积极投入资金并鼓励人民群众对崩岗进行治理.经过三十余年的崩岗侵蚀治理实践和经验总结，形成了“上拦、下堵、中间削、内外绿化”的综合治理策略.拦沙坝或谷坊等是崩岗侵蚀治理“上拦、下堵”策略的主要工程措施，就地拦截侵蚀泥沙，抬高侵蚀基准面，消减侵蚀能量，减少泥沙输送.在拦堵工程措施下，对于崩塌不严重的条形崩岗和弧形崩岗等增加植物覆盖措施为主，而对于崩塌作用剧烈的瓢型崩岗和破碎崩岗群，则采用“中间削”的降坡稳坡工程，再辅以植被覆盖措施.在切断泥沙输送后，冲积扇根据其面积大小可种植经济果林、耕作获得经济效益，或者实施生态修复.目前，基于不同的实地条件和水保措施驱动因子[66]，采用不同植被、工程、耕作等措施配置组合，形成了多种综合治理模式或策略.肖胜生等[67]总结了五种治理模式，即以生态恢复为主的“大封禁+小治理”和“治坡、降坡和稳坡‘三位一体’”治理模式，以开发利用为主的“反坡台地+经果林种植”、“规模整理为建设用地”和“先期有效遮挡+后期综合开发利用”治理模式.崩岗侵蚀治理的关键是形成有效植被覆盖[68]，降低水分入渗和重力崩塌风险.

崩岗治理效益评价已有相关探索.早期崩岗治理效益仅作为流域或区域水土保持治理中增产减沙效益的一部分[69].郑邦兴等[70]探索了植被恢复单项治理措施对崩岗侵蚀治理效益的定性评价，包括拦蓄径流、拦蓄泥沙、改良土壤等.施悦忠等[71]在福建省安溪县官桥镇开展了较早的崩岗侵蚀综合治理效益评价，包括了由径流小区实验测定的调水保土效益、基于投入和产出核算的治理经济效益.殷祚云等[72]在广东省德庆县在不同时间序列上较系统地研究了崩岗侵蚀治理效益评价，选择了生态、经济和社会等多重效益指标，对各项效益进行评价和对比分析.王妍[73]在福建省安溪县恒美小流域崩岗治理区尝试构建了崩岗侵蚀治理综合评价体系，以层次分析法和模糊综合评价法相结合，评价了崩岗侵蚀治理综合效益，但其评价指标选择的崩岗侵蚀针对性值得探讨.由此可见，崩岗侵蚀治理综合效益评价体系有待发展，尤其是针对崩岗侵蚀特点和区域影响的多重效益评价指标体系的构建，以及适应效益评价指标体系的综合评估方法.同时，崩岗侵蚀治理综合效益评价体系还应考虑针对不同治理技术和方法、利用方式等崩岗侵蚀治理组合的适宜性评价.本文尝试以国家《水土保持综合治理效益计算方法(GB/T 15774-2008)》的多重效益指标体系为基础，针对崩岗侵蚀特点、区域影响特征和适宜性分解治理综合效益链，以主体效益和可量化为评价指标选择原则[25]，甄别效益评价指标，构建治理综合效益评价指标体系，并根据效益指标体系结构选择综合评价方法.

2.1崩岗侵蚀治理效益评价指标体系

根据对福建省长汀县和安溪县已治理崩岗侵蚀的调查，崩岗侵蚀治理模式主要有二：小型崩岗的生态治理模式(如长汀县)和大中型崩岗体坡改梯工程治理+经济作物利用模式(如安溪县).由于崩岗侵蚀是一种水沙和能量输出危害较泥石流和滑坡小得多的沟状侵蚀，具有沟头崩塌面窄小、崩岗体总体积相对小而侵蚀沟窄短、下游影响区较大的特点.根据主体效益和可量化的评价指标选择原则[28]和崩岗侵蚀特点，治理后崩岗侵蚀主体效益确定范围可简化为侵蚀治理区和下游影响区，侵蚀治理区和下游影响区以侵蚀治理区的拦沙坝或挡土坝为界，而侵蚀治理区的上游边界以集水区为界，下游影响区则以治理前崩岗侵蚀的冲积扇为边界，以此空间边界确定崩岗侵蚀治理的内部效益和外部效益[22].依据主体效益原则和国标(GB/T 15774-2008)，侵蚀治理区内部主体效益包括调水保土效益、生态效益、经济效益、社会效益，而下游影响区外部主体效益包括除水土保持效益外的其它效益.在不同治理模式下侵蚀治理区的内部主体效益侧重不同，即小型崩岗生态治理模式注重调水保土效益、生态效益和社会效益，而大中型崩岗体坡改梯工程治理+经济作物利用模式则侧重调水保土效益、经济效益和社会效益.在确定崩岗侵蚀治理综合效益评估区域后，何时对治理崩岗进行评价是十分关键的问题.根据已治理崩岗修复现状调查来看，治理综合效益评估应在崩岗侵蚀治理后整个系统达到稳定期后开展，建议是五年.在治理后五年，原崩岗系统水土流失基本稳定，四重效益得以体现，可充分反映治理实施者的经济利益，达到“利益共享原则”[28].根据这一崩岗侵蚀治理效益分解思路和主体效益评价指标可量化的选择原则，结合国标(GB/T 15774-2008)和文献频数法(表1)，遴选一组崩岗侵蚀治理效益评价指标如表3.

表3　崩岗治理综合效益评价指标体系及其计算方法

(1)调水保土效益：崩岗侵蚀治理的首要任务是为阻止山体崩塌和减少水土流失，因此，治理效益首先需要评价其保土效益.保土效益通常以单位面积、单位时间内土壤侵蚀量大小即土壤侵蚀模数来表征.其数据获取需要治理者或当地水保站在治理前后进行测算.根据对已治理崩岗的调查结果，建议以拦沙坝内蓄积的土壤量来估算治理后保土效益，但因水土流失随崩岗治理后时限而减弱，由此计算获得的保土效益是五年均值.

(2)经济效益：国标(GB/T 15774-2008)将经济效益分为直接和间接两个部分，根据指标可量化和可获得性原则，在崩岗侵蚀治理经济效益评价中仅考虑直接经济效益，包括治理工程、植被等措施的投入和获得的经济回报，以反映投入与产出的效益关系的产投比和代表投入和产出的时间效应投资回收期作为评价指标.因此，崩岗侵蚀治理经济效益以治理区和下游影响区的经济收益与治理投入来获得效益关系.治理工程投入数据可咨询治理单位或查看工程合同获得；而土地利用投入和经济收益数据获得需要与土地使用者沟通，通过获取利用土地面积、相关经济作物或动物产量和市场均价来计算.

(3)社会效益：国家标准(GB/T 15774-2008)将社会效益分为自然灾害减轻和社会进步促进两个部分，但这些外部效益具有一定隐蔽性和主观性，相对难以计算.针对崩岗侵蚀治理区相对人类活动较少的特点，其社会效益评价以下游影响区作为主体，选取了下游泥沙危害、恩格尔系数和土地生产率等3项相对客观的指标.下游泥沙危害指标可将治理区的保土效益与影响区大小相衔接，恩格尔系数以下游影响区居民的经济年消费结构来表征，而土地生产率以下游影响区土地经济收入来表征.另外，在福建省长汀县和安溪县崩岗侵蚀治理调查中发现，一些反映民众主观意愿的社会效益评价指标(如公众参与度和环境安全度等)受农村经济水平、技术条件及文化程度等的制约[74]，评判标准一致性难以确定，因此，对这类指标需谨慎使用.

(4)生态效益：国家标准(GB/T 15774-2008)将水土保持生态效益分为水圈、土圈、气圈和生物圈效益4个部分.由于崩岗侵蚀范围相对较小，对水文和气候影响贡献较弱，主要考虑土圈和生物圈生态效益(包括土壤肥力改善、植被覆盖增加、植物多样性提高等方面)，通过土壤肥力指数、林草被覆盖度等指标来反映崩岗侵蚀治理后土壤、植被恢复情况.崩岗治理区(包括上游集水区)植被恢复大多为人工种植本地物种，因此植被生物多样性指标不做考虑.同时，由于土壤水肥条件较差生长缓慢，即使在治理五年后的崩岗治理区，林草被覆盖度差异较大，该效益评价指标虽包括在表3中，但应根据实际情况取舍.而下游影响区多为农业利用，因此，土壤肥力指数评价主要针对这一地区.

2.2崩岗侵蚀治理综合效益评价方法

根据筛选的崩岗侵蚀治理综合效益评价指标体系(表3)为多变量的特点，选用对指标权重和综合排序等计算过程主观影响较弱的综合计算法，可提高崩岗侵蚀治理综合效益评价的客观性.在前面综述中可知，主成分分析法能客观赋权各评价指标，并能反映不同指标的变异性.有研究表明，当主成分分析法第一主成分方差贡献率较高(一般85%以上)时，按第一主成分得分进行排序评估即可；当第一主成分方差贡献率较低时，须按多主成分综合得分排序.然而，多主成分综合排序看似合理，实则降低了结果中的信息含量[75].因此，针对第一主成分低方差贡献率，需改进主成分分析法或结合其它方法(比如聚类分析法)，主成分聚类分析法是常用的改良综合评价方法[76]，已被广泛应用于水土保持多重效益评价中，具有很好的适用性，建议在崩岗侵蚀治理综合效益评价中采用这一综合计算方法.聚类分析依据数据自身变异特性进行分组归类解析数据集内在结构，将相似与不相似样本区分，有效弥补了以主成分分析法第一主成分得分排序引起的相关信息损失.

3结语

本文通过回顾和分析国内外水土保持综合效益评价指标体系和评价方法的基础上，针对南方红壤区崩岗侵蚀治理特征，以主体效益原则分析了崩岗侵蚀治理的调水保土、经济、社会、生态四重效益链，根据文献频数法和指标可量化原则在国家标准(GB/T 15774-2008)指标集中建议选取了崩岗侵蚀治理效益的指标体系，减少主观性强难量化的社会效益评价指标，提出了崩岗治理区和下游影响区分区有侧重计算治理效益的思路，并建议应用主成分聚类分析法减少对不同指标权重赋权的主观性和弥补主成分分析法的信息损失.同时，根据在福建省侵蚀治理调查分析，建议针对不同的治理利用方式应区别崩岗侵蚀治理综合效益评估.构建可操作的南方红壤区崩岗侵蚀治理综合效益评价体系将为该区域崩岗侵蚀治理策略、技术措施配置和治理实践提供依据.

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(责任编辑:吴显达)

收稿日期：2016-04-11修回日期：2016-05-05

基金项目:国家科技支撑计划课题“崩岗侵蚀区生态修复关键技术集成与示范”(2014BAD5B03)资助.

作者简介:俞慎(1970-)，男，研究员.研究方向：环境和生态风险评估.Email:syu@iue.ac.cn.

中图分类号:S157.1

文献标识码:A

文章编号:1671-5470(2016)04-0361-10

DOI:10.13323/j.cnki.j.fafu(nat.sci.).2016.04.001

Comprehensive benefit assessment of mound-collapse gully erosion controls in the red soil zone of southern China

YU Shen1, XU Jinghua1,2

(1.Key Laboratory of Urban Environment and Health, Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences,Xiamen 361021, China; 2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

Abstract:Mound-collapse gully erosion, one of the most severe erosion types in the red soil zone, has caused serious damages on land resources and ecological environment. Since the 1980 s, local government and residents worked out various strategies on mound-collapse gully erosion control and prevention, however, very limited success was achieved due to insufficient technology integration and comprehensive benefit assessment. To establish a region-specific comprehensive benefit assessment system for mound-collapse gully erosion control in the red soil zone, this paper reviewed and analyzed the assessment systems of soil conservation measures across the world. Basing on frequencies of benefit indices used in the literature and national Methods of Benefit Calculation for Comprehensive Control of Soil Erosion (GB/15774-2008), erosion control benefits were categorized into four aspects, i. e., soil conservation benefit, ecological benefit, economic benefit, and social benefit, and a matrix of quantifiable and objective benefit indices were proposed. Furthermore, principal component-cluster analysis was suggested to integrately evaluate multiple benefit indices for higher level of objectivity and comprehensiveness. To summarize, this article refined a comprehensive benefit assessment system for mound-collapse gully erosion of the red soil zone in Southern China, offering the theoretical foundation for soil erosion mitigation and control, playing an indispensable role in the 13th Five-Year National Plan.

Key words:mound-collapse gully erosion; comprehensive benefits of erosion control; benefit index; comprehensive benefit assessment approach