基于改进灰色模糊评判的河流岸线开发利用风险评估

叶晓晶,方国华,廖 涛,陆洋洋

(1.河海大学 水利水电学院,南京 210098; 2. 江苏省水利勘测设计研究院有限公司,江苏 扬州 225000)

0 引 言

河流岸线是指河流沿线一定水位下水域和陆域的交界,是国土资源的重要组成部分[1-3]。河流岸线具有可开发利用的社会属性,同时具有行洪、涵养水源、调节水流和维护河流健康的自然与生态环境功能属性[4]。然而,随经济社会的飞速发展,部分地区对河流岸线的利用程度越来越高,河流岸线开发利用项目数量与种类与日俱增。由于缺乏科学合理、统筹安排的岸线利用与保护规划,部分河流岸线存在开发程度过高、多占少用及重复建设等问题。河流岸线开发利用布局的不尽合理不仅使得岸线资源无法充分发挥其价值,还对河流自然生态环境及社会安全造成一定影响[5]。过于密集的岸线开发利用项目挤压河道过水断面,使得河道壅水相互叠加,对河道行洪构成威胁,严重破坏了河流自然生态环境功能,也对沿线居民的安全产生不利影响。开展河流岸线开发利用风险评估有助于管理者掌握岸线开发利用风险现状,及时采取科学合理的管理保护措施,从而维护河流健康与社会安定,具有重要的科学意义和实用价值。

对岸线开发利用的研究可分为2个阶段。早期对岸线开发利用的研究注重于实现岸线利用价值的最大化。1999年,杨桂山等[6]提出从长江流域整体优化利用的高度,确定长江江苏段岸线的功能定位及分工。2002年,施少华等[7]提出岸线开发整体布局应协调好经济、航运、供水等方面的关系,充分发展岸线有限的经济与社会效益。由于岸线利用项目数量的飞速增长导致岸线生态被破坏,适度开发、可持续利用的观念逐渐成为主流。2011年,陈海峰等[8]认为长江岸线资源利用功能区划必须遵循可持续利用、深水深用与浅水浅用、整体利用方式协调等原则。2020年,段学军等[9]提出强化岸线空间格局、实施分类精准管控、建立长期监测机制等措施以构建科学合理的长江岸线开发利用格局。目前,已有对岸线资源的评估研究多集中于岸线资源价值评估[10-12]、岸线开发适宜性评估[13-15]及岸线生态敏感性评估[16-18]等,而对河流岸线开发利用风险评估的相关研究较少。

本文从水质风险、生态风险、社会风险及管护风险4个方面出发构建多层次、逻辑清晰的风险评估指标体系。鉴于河流岸线开发利用风险涉及多领域因素,存在部分指标实测值不精确的情况,且风险等级划分过程中存在一定模糊性,本文改进并耦合灰色聚类分析及模糊综合评判理论,构建基于组合赋权的改进灰色模糊综合评判模型用于河流岸线开发利用风险评估。在完成风险评估后,采用地统计分析,实现河流岸线开发利用风险评估结果的空间化,并分析河流岸线开发利用风险空间分布特征及风险变化原因,为后续采取具有针对性的岸线管护措施提供依据。最后对长江南京段岸线进行实例研究,为河流岸线开发利用安全保障提供科学支撑。

1 评估指标体系及评估标准

1.1 评估指标体系构建

河流岸线开发利用风险是指在人类开发利用河流岸线的过程中,出现的不利事件或事故,污染水体及岸线生态环境,威胁社会生产、生活等活动的正常运行,对水资源安全、经济社会发展、生态系统安全产生不利影响。2022年5月,水利部制定印发的《加强河湖水域岸线空间管控的指导意见》强调:岸线开发利用不得影响水质安全,因地制宜安排河湖管理保护控制带;保障生态安全,推进河湖岸线生态修复;保证社会稳定,保障防洪、供水安全,严格管控各类岸线开发利用行为;提升岸线监管能力,落实责任,加强领导。根据岸线开发利用风险内涵,结合岸线自然、社会属性,本文从水质风险、生态风险、社会风险及管护风险4个方面出发考虑岸线开发利用风险评估指标。

本文遵循科学性、层次性、可操作性与目的性等指标体系构建原则,全面、系统分析岸线开发利用风险受体及风险管控措施,结合驱动力(driving)-压力(pressure)-状态(state)-影响(impact)-响应(response)概念模型(DPSIR)建立,从水质风险、生态风险、社会风险以及管护风险四方面初步拟定河流岸线开发利用风险评估指标,并通过主成分分析法最终构建风险评估指标体系,见表1。

1.2 评估等级与标准确定

参考国内外已有研究成果、相关规划及报告中关于评估指标分级标准的规定,将河流岸线开发利用风险具体分为低、较低、一般、较高、高5个等级。低风险表示风险因素对河流岸线基本没有产生干扰,可以忽略不计。较低风险表示风险因素对河流岸线干扰性不强,在可接受范围内。一般风险表示风险因素对河流岸线具有一定干扰,可采取相关措施使风险降低到可接受范围内。较高风险表示风险因素对河流岸线干扰性较强,风险事件发生后会对岸线产生较大影响。高风险表示风险因素对河流岸线干扰特别强,风险事件发生后会对岸线及周边产生严重影响。为便于量化指标,引入风险值的概念,低、较低、一般、较高、高风险等级对应的风险值分别为[0,0.2]、(0.2,0.4]、(0.4,0.6]、(0.6,0.8]和(0.8,1.0]。

由于岸线自身的生态敏感性、社会经济属性不同,其对风险因素的敏感性、承受能力也不同,同样风险事故发生在不同岸线段,对水资源安全、生态安全及社会安定造成的影响相差颇大,不同岸线段需要的管护力度也有所不同。因此,部分指标风险划分标准也应细化调整。本文根据岸线功能区划分,参考国内外相关标准及研究成果,结合专家咨询意见,对岸线保护区、保留区和控制利用区、开发利用区分别设置指标评估标准,见表2。

表2 岸线开发利用风险评估指标分级标准

2 风险评估模型建立

2.1 层次分析-熵权组合赋权法

指标赋权是风险评估的重要一环。为提高指标赋权可靠性,本文采用组合赋权法,分别选取层次分析法[19]和熵权法[20]计算指标主、客观权重,基于博弈论原理计算组合权重。博弈论的原理是通过纳什均衡的数学方法,实现组合权重与各基本权重间偏差极小化,计算步骤如下[21]:

(1)设主观赋权法和客观赋权法得到的权重集ωk=(ω1k,ω2k,…,ωmk)(k=1,2),根据矩阵基本要求得到权重线性组合矩阵,ω可表示为

(1)

式中βk为权重系数,βk>0。

(2)为实现组合权重集ω与主客观权重集ωk离差最小化,可根据式(2)的条件求解βk。

(2)

式中ωg为第g种方法的得到的基本权重集。

基于矩阵论基本原理可知,令式(2)的一阶导数为0即可得到βk最优解,可将式(2)转化为式(3)。

(3)

运用MATLAB软件计算求解βk,将结果进行归一化处理并代入式(1),求得组合权重。

2.2 改进灰色模糊综合评判法

河流岸线开发利用风险评估涉及多领域因素,存在部分指标实测值不精确情况,信息不完全明确,引入灰色聚类分析理论十分必要。在风险评估过程中,定性指标量化、指标等级划分均具有一定的模糊性,采用模糊综合评判具有一定的合理性。因此,本文耦合灰色聚类分析与模糊综合评判理论,采用改进灰色白化权函数计算研究对象的隶属度矩阵,从而构建基于改进灰色模糊综合评判的河流岸线开发利用风险评估模型。

2.2.1 确定风险等级

参考国内外相关研究成果,将岸线开发利用风险评估分为低、较低、一般、较高、高5个风险等级。

V={低风险,较低风险,一般风险,较高风险,高风险}={[0,0.2],(0.2,0.4],(0.4,0.6],(0.6,0.8],(0.8,1.0]} 。

式中V表示岸线开发利用风险等级集合。

2.2.2 构建评估样本矩阵

本文建立的评估体系共有23个指标,设有p个评估对象,则评估样本矩阵X=(xij)23×p(1≤i≤23,1≤j≤p)。xij为第j个评估对象第i个指标的实测值。

2.2.3 确定隶属度矩阵

根据风险评估等级,明确共有5个灰类,评估灰类序号集k={1,2,3,4,5},根据指标划分标准将各指标对应k灰类的取值范围表示为(ck,ck+1),其中ck、ck+1表示指标某等级取值的临界值。

适中测度白化权函数处理各评估指标相关性的效果较好,应用广泛。但传统的适中测度白化权函数不能确保指标的各灰类聚类系数和为1,为提高评估结果的准确性,本文采用改进适中测度白化权函数[22],示意图见图1。

图1 改进适中测度白化权函数示意图

令中心点λk=(ck+ck+1)/2,则各灰类计算公式为:

(4)

(5)

(6)

式中k∈{2,3,4}。

2.2.4 计算指标权重

利用层次分析法与熵权法分别计算指标主客观权重,利用博弈论基本原理将主客观权重进行有机结合,得到组合权重W=(w1,w2,…,wn)。

2.2.5 风险等级综合评估

采用模糊合成算子对隶属度矩阵Fj与权重向量W进行模糊运算,将各指标权重和隶属度矩阵代入式(7)。

C=WFj=(w1,w2,…,wn)·

(7)

传统的模糊综合评判采用最大隶属度原则确定风险等级,但该方法可能造成信息丢失,甚至使得评估结果失真。因此,本文采用加权平均原则,将隶属度与风险等级进行加权运算,从而获得风险评估等级,计算公式为

C*=CPT=(c1,c2,c3,c4,c5)·(0.1,0.3,0.5,0.7,0.9)T。

(8)

式中:C*为风险值;P为各等级风险值矩阵,取各等级风险值的中间值。

2.3 地统计分析

本文采用地统计分析,实现河流岸线开发利用风险评估结果的空间化,分析河流岸线开发利用风险空间变化特征及原因,为后续采取具有针对性的岸线管护措施提供依据。地统计分析主要包括两部分内容:一是构建半方差函数模型,分析研究空间的空间相关性,拟合半方差图;二是基于空间局部内插理论,推算抽样点以外区域的属性值。

2.3.1 半方差函数模型

半方差函数能够清楚地量化空间变量的结构性和随机性,准确反映不同距离风险值的变化,是地统计分析的基础工具之一。实践中常用经验半方差公式表示为

式中:γ(h)为半方差函数;h为空间滞后距离;N(h)为空间滞后距离为h的样点对数;z(xi)和z(xi+h)为空间步长间距为h的两个样本点的风险值。

设置不同的步长h,从而得到半方差散点图,运用合适的模型拟合半方差图的变化趋势,形成光滑曲线,从而定量分析研究对象的空间自相关性,示意图见图2。目前常用的拟合模型有线性模型、球形模型、指数模型和高斯模型[23]。

图2 半方差函数示意图

图2中,块金值(C0)表示最小抽样尺度下点对的变异情况;基台值(C0+C)表示点对的整体变化趋势;变程(a)表示点对具有相关性的空间范围。常用块金值/基台值表示事物的空间分布相关性,块金值/基台值<25%,说明事物空间相关性较强,变化结构性较强,主要受自然因素作用;块金值/基台值介于25%～75%,说明事物空间相关性为中等,变化受随机性与结构性共同影响,即受自然因素与人为因素共同作用;块金值/基台值>75%,说明事物空间相关性较弱,变化随机性较强,主要受人为因素作用。

2.3.2 克里金插值

克里金(Kriging)插值是利用原始数据、半方差函数的特点对未设采样点的区域化变量进行无偏、最优估计的算法。普通克里金插值应用最为广泛,且插值结果与实际较为吻合。因此,本文选用普通克里金插值。

普通克里金插值的理论假设为区域化变量满足二阶平稳且期望为未知常数,其计算步骤如下[24]:

(1)对于区域化的随机变量Z(x),未知区域变量的推测值可以认为是在给定范围内全部实测点值的线性组合,即

(10)

式中:Z*(x0)为未知区域变量的推测值;λi为克里金权重;n为实测点个数;Z(xi)为各实测点的数据。

(2)计算推测量的误差方差σ2,其公式为

σ2=D[Z(X0)-Z*(X0)]=D{Z(X0)-

(11)

普通克里金插值要求误差方差最小,可得

cov[Z(xi),Z(x0)] 。

(12)

式中:D为运算符,表示方差;cov[Z(xi),Z(xj)]为点xi与点xj的协方差;μ为拉格朗日参数。

(3)求解式(12),得到克里金权重值λi以及拉格朗日参数μ,代入式(11)求得区域化变量的推测值。此时的误差方差即为克里金方差,计算公式为

(13)

式中C(0)为空间距离为0的两点间的协方差。

3 长江南京段岸线开发利用风险评估及管护措施

3.1 研究区域概况

长江南京段干流长81 km,岸线总长度为275.5 km,拥有南北两岸岸线资源,其中北岸岸线长约90 km,南岸长约100.1 km,江心洲岸线长约85.4 km。长江南京段流经浦口、江北新区直管区、六合、江宁、雨花、建邺、鼓楼和栖霞8个行政区。长江南京段经济发展活力旺盛,沿线经济发展水平高,是长江经济带的重要组成部分。《长江岸线保护开发利用总体规划》将长江南京段岸线分为45个功能区,其中岸线保护区14个、共长68.87 km,保留区17个、共长111.1 km,控制开发区10个、共长70.94 km,开发利用区4个、共长24.6 km。岸线功能区分布及编号见图3。

注:L1、R1、M1均表示岸线编号;L表示左岸线;R表示右岸线;M表示洲岛岸线。

3.2 评估范围、时段及指标赋值

根据已掌握基本资料如水文、遥感以及经济社会等信息,为全面、准确评估河流岸线开发利用风险水平,本文选取长江南京段岸线管护范围为研究区域,以2020全年为评估时段。查阅2020年《南京市统计年鉴》《南京市水资源公报》《江苏省长江岸线保护利用规划》等资料获取所需指标数据,分别计算长江南京段岸线45个功能区的指标值。本文以夹江北水源地一级保护区(编号:R7)为例,展示指标赋值结果,见表3。

表3 R7子区指标赋值

3.3 计算指标权重

由于岸线的自然与社会属性不同,其功能定位不同,开发利用的方式可分为生态、生活与生产3种类型。岸线保护区与保留区多用于生态与生活相关项目,岸线控制利用区与开发利用区多用于生活与生产。不同用途的岸线,其开发利用风险受水质、生态、社会、管护方面指标的影响程度也有所区别。因此,本文根据功能区划,将岸线分为两类,分别计算指标权重(见表4),其中岸线保护区、保留区为一类,控制开发区、开发利用区为一类。

表4 岸线保护区、保留区指标组合权重

3.4 改进灰色模糊综合评判法

根据改进三角白化函数计算各指标隶属度,以R7子区为例,计算其各等级隶属度,综合隶属度计算结果见表5。

表5 R7子区灰色模糊综合评估结果

根据加权平均原则,可得C*=0.189,其风险评估等级为低风险。风险评估结果与实际情况相符,R7子区位于水源地保护区,岸线开发利用程度及方式管控较严,岸线管护力度强,其开发利用风险评估指标基本属于低风险及较低风险等级,仅岸线曲折度、水系结构连通性指数指标属于较高风险,人口密度指标属于高风险。

同理,可得其他风险子区的评估结果,见表6。

表6 长江南京段岸线灰色模糊综合评估结果

3.5 空间分析

本文将岸线功能区作为采样网格,以岸线功能区中心点为采样点。本文使用GS+9.0进行半方差函数的计算与拟合。长江南京段岸线风险等级数值的半方差拟合参数见表7,半方差函数拟合结果见图4。

图4 半方差函数拟合结果

表7 半方差函数模型参数

由表7可知,最佳拟合模型为指数模型,决定系数R2为0.75>0.5,半方差拟合精度较高,能较为准确地体现岸线开发利用风险的空间分布特征。长江南京段岸线开发利用风险的块金值与基台值比值介于25%～75%之间,说明长江南京段岸线开发利用风险在空间上具有中等相关性,风险变化除受自然因素(如水环境自净能力、岸线曲折度)影响外,还受人为活动(如排污口分布、水资源利用率)影响。

采用普通克里金插值函数,将半方差函数的相关参数以及风险评估结果输入模型,得到长江南京段岸线开发利用风险的空间分布,见图5。

图5 长江南京段岸线开发利用风险空间分布

3.6 风险评估结果分析

从整体来看,长江南京段岸线开发利用总体风险等级较低,状况良好。但存在局部岸线风险等级较高,亟需强化岸线管理与保护工作。长江大保护实施以来,长江南京段岸线发展方向已进行转变,由开发利用为主转为治理保护为重。但由于历史遗留问题重、岸线整治工作起步晚等因素,部分岸线段尚未进行整治,风险等级较高。岸线保护区、保留区风险等级基本为低风险与较低风险,较高风险与高风险岸线基本属于控制利用区、开发利用区。由此可知,岸线保护区、保留区的开发利用方式以及程度控制较好,管护水平较高,对水资源、生态环境、社会影响较小。部分控制利用区与开发利用区开发利用程度过高,利用方式粗放,且管护水平较低,对水资源、岸线生态以及社会安全造成一定威胁。

从空间分布来看,风险较高的岸线多分布在江宁、六合、栖霞区。由半方差函数计算及拟合可知,长江南京段岸线开发利用风险受自然因素及人为活动共同影响。通过实地调研可知,风险等级较高的岸线多分布大量工业企业、港口码头,如L5段岸线分布大量的石油企业,岸线利用率偏高,排污口密集,生态岸线被挤压,大幅增加了风险事件发生的概率,造成当地岸线形势较为严峻。应调整该岸线开发利用模式,推动港口码头布局调整,压减化工产能,重构钢铁发展格局;完善岸线管护制度,推进岸线有偿使用,强化岸线管护考核工作;根据当地水利建设能力,采取岸线绿化、生态护岸建设等措施修复岸线生态,以保证岸线可持续开发利用。

近年来,南京市已清退部分生产岸线,长江南京段岸线开发利用风险持续降低,岸线生态状况有所改善[25-27]。长江南京段开发利用风险评估及空间分析结果与实际情况相符,表明本文建立的河流岸线开发利用风险评估及空间分析模型有一定的合理性。本文研究方法也可以应用于黄河、珠江等岸线开发利用风险评估,具有普适性。

4 结 论

本文通过构建河流岸线开发利用风险评估指标体系、建立风险评估及空间分析模型,对长江南京段岸线进行实例研究,得到以下结论:

(1)基于已有的研究成果,明确河流岸线开发利用风险主要影响因素,构建由水质风险、生态风险、社会风险及管护风险组成的河流岸线开发利用风险评估指标体系,共23个二级指标。

(2)建立河流岸线开发利用风险评估模型及空间分析模型,采用层次分析法和熵权法分别计算各指标主客观权重,基于博弈论计算指标组合权重,改进并耦合灰色聚类分析与模糊综合评判,构建基于改进灰色模糊综合评判的河流岸线开发利用风险评估模型,采用地统计分析对岸线开发利用风险评估结果进行空间分析。

(3)将本文建立的河流岸线开发利用风险评估模型及空间分析模型应用于长江南京段岸线,结果表明长江南京段岸线开发利用总体风险等级较低,状况良好,但仍有部分岸线风险等级较高,亟需强化岸线管理与保护工作,风险较高的岸线多分布在江宁、六合、栖霞区,风险变化受自然因素与人为活动共同作用。