黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調程度演變

鮑淑君，方洪斌

(1.國家發展和改革委員會 國際合作中心，北京 100045;2.黃河勘測規劃設計研究院有限公司，河南 鄭州 450003）

1 研究背景

水具有資源供給、水能生產、生物多樣性維系、氣候調節等多種生態服務功能,是人類社會生存發展的必要支撐[1-3］。缺水問題是全球經濟社會發展和生態環境保護的主要制約因素[4-6］。協調缺水流域經濟社會用水、河湖生態用水等是水科學領域長期的研究熱點與難點[7］,當前相關研究主要圍繞水資源優化配置和水庫群優化調度展開[8-9］。在氣候變化和人類活動等影響下,很多流域和區域的水資源量呈減少趨勢[10-13］,同時經濟社會系統日益龐大、生態保護需水量增長,多用水過程協調問題愈加復雜,優化模型面臨高維、非線性等求解難題。厘清多用水過程間的競爭與協作關系,明確多用水過程協調程度,有利于提高數值模型模擬精度、降低模型求解難度。已有研究多對實測數據或模擬結果進行統計分析[14-15］,很少從機理層面揭示多用水過程間的協調程度。

黃河流域人均水資源量僅為全國平均水平的23%,單位耕地面積水資源量不足全國平均水平的15%,缺水問題突出,水資源開發利用率高達80%[16］。同時,黃河還是多泥沙河流,有限的水資源需要承擔輸沙任務,經濟社會、輸沙、生態等方面用水競爭激烈,協調難度大[17］。變化環境下黃河流域面臨更加嚴峻的缺水問題[18］,同時黃河流域生態保護和高質量發展重大國家戰略對流域水資源安全保障提出了更高要求,迫切需要協調經濟社會、輸沙、生態等多用水過程,為黃河流域經濟社會發展和生態保護提供穩定支撐。本文解析了多用水過程的競爭與協作關系,提出了多用水過程協調程度量化方法,量化了黃河經濟社會-輸沙-生態多過程協調程度長期演變過程,分析了協調度的影響因素及提升策略,以期為缺水流域水資源安全保障提供參考。

2 研究方法與數據來源

2.1 用水過程競爭與協作關系量化方法

引入經濟學中物品的排他性屬性和競爭性屬性,分析多用水過程間以水為紐帶的競爭與協作關系。將水資源的競爭性定義為一個用水戶使用水資源將減少其他用水戶水資源使用量的特性；反之,若一份水資源可以同時被多個用水戶使用,則在這些用水戶的用水方式下水資源具有非排他性。當多個用水部門均屬于非排他性用水部門,且部分需水在時間和空間上具有一致性時,就可以用同一份水資源滿足多個用水部門的需水要求,即形成協作關系,如圖1所示。用水協作關系僅存在于非排他性用水部門之間,其中:t時刻各部門中最大的需水量決定了總需水量DNET,t；t時刻各部門中第二大需水量決定了具有協作潛力的需水量DCR,t,即在充足供水的情況下具有協作關系的用水量；非排他性用水部門間的協作關系還取決于t時刻這些部門的可用水量MN,t。在缺水流域/區域,不能形成協作關系的多個用水部門需要競爭有限的可供水量,形成競爭關系,如圖2所示,t時刻的總需水量DT,t是所有部門需水量之和。

圖1 多個非排他性用水部門間的協作關系

圖2 多個用水部門間的競爭關系

尚文繡等[19］在前期研究中提出了協作度和競爭度2個指標的計算公式:

式中:CR為協作度,0≤CR≤1,值越大表示協作關系越強；CP為競爭度,0≤CP≤1,值越大表示競爭關系越強；SNT為t1—t2時段非排他性用水部門的總供水量；SCR為具有協作關系的用水量(簡稱協作水量)；MN,t為t時刻非排他性用水部門的可供水量；DNE,i,t為t時刻第i個非排他性用水部門的需水量,i＝1,2,…,n(n為非排他性用水部門數量)；DNEMAX2,t為t時刻第二大非排他性用水部門的需水量；DT為t1—t2時段的總需水量；ST為t1—t2時段的總供水量；Mt為t時刻的可供水量；DT,t為t時刻的總需水量；DNET,t為t時刻所有非排他性需水總量；DE,j,t為t時刻第j個排他性用水部門的需水量,j＝1,2,…,m(m為排他性用水部門數量)。

2.2 多用水過程協調程度量化方法

多個用水部門間的協作度越高、競爭度越低,代表用水過程越協調。基于用水競爭與協作關系,以協調度表征多用水過程的協調程度,其計算公式為

式中:H為協調度,0≤H≤1,值越大表示用水過程越協調；ε為協作度的權重,0≤ε≤1。

協作度的權重受競爭度的影響:流域/區域用水部門間的競爭度越高,說明該流域/區域缺水越嚴重,也就越需要用水部門間加強協作關系,增強“一水多用”,減少總需水量；反之,競爭度越低,說明該流域/區域水資源供需矛盾越小,用水部門間進行協作的需求也就越小。因此,令ε＝CP,則式(4)變為

2.3 突變檢驗方法

采用Mann-Kendall(M-K)檢驗法分析顯著性水平α＝0.05時長系列逐年協調度數據的突變點。對于一組序列長度為z的獨立序列Yf(f＝1,2,…,z),定義統計量df和UFf:

式中:ri為M-K檢驗中構造的統計量,當序列Yf中的兩個數值yi＞yj時,ri＝1,否則ri＝0(j＝1,2,…,i)；E(df)和V(df)分別為df的均值和方差。

令UF1＝0。給定顯著性水平α,當｜UFf｜＞Uα(Uα為概率超過1-α/2時標準正態分布的值)時,表明序列有顯著的趨勢變化。

將Yf逆序排列,根據式(6)和式(7)得到一組新的UFf,再令統計量UBf＝-UFf。繪制UFf和UBf隨f的變化曲線,如果兩條曲線在顯著性水平α對應的兩條臨界線Uα與-Uα之間有交點,則交點為突變發生的時間。

2.4 研究區域與數據來源

將黃河作為研究區域,計算黃河河道外經濟社會、河道內輸沙和河道內生態3個用水過程間的協調度。輸沙用水也常被視為生態用水,但為了分析河道內用水關系,本文河道內生態用水特指用于維持水生生物生存繁衍的用水。河道內輸沙用水和生態用水間能夠形成協作關系,河道內用水與河道外用水間具有競爭關系。

研究時段選擇1988—2019年。對于需水過程:河道外需水量采用定額法計算,經濟社會需水量相關指標來自黃河流域各省(區)統計年鑒；將利津斷面作為河道內生態需水控制斷面,采用相關研究中得到的面向生態完整性的生態需水過程[20］(見表1),選擇4月1日—6月10日一次持續時間為7 d的較大流量過程,河道內年生態需水量130億m3；根據實測洪水資料統計分析結果,利津斷面流量為2000～4000 m3/s時有利于黃河下游高效輸沙,根據近年利津斷面實測來沙量3億t計算,輸沙需水量為70億m3；由于河道內有18億m3水量可同時作為輸沙需水量和生態需水量,因此河道內需水總量為182億m3。對于用水過程:河道外用水量來自1988—2019年《黃河流域水資源公報》(無1996年數據),河道內輸沙和生態用水量根據利津水文站實測日徑流量數據計算。

表1 利津斷面河道內生態需水過程

3 結 果

3.1 河道內用水協作關系演變過程

1988—2019年黃河河道內生態用水和輸沙用水協作度及協作水量變化過程見圖3,河道內供水量與缺水量見圖4。河道內年均供水量111.70億m3,最大供水量333.80億m3(2018年),最小供水量僅15.19億m3(1997年)；利津斷面河道內年缺水量(需水量減供水量)變化范圍為0～166.67億m3,均值為79.26億m3。黃河河道內輸沙用水和生態用水的協作度均值為0.06,被同時用作河道內生態用水和輸沙用水的協作水量年均7.98億m3。協作度變化范圍為0～0.14,協作水量變化范圍為0～30.24億m3,年際變化較大:部分年份(如1997年、2000年、2001年、2016年、2017年)7—9月沒有形成2000～4000 m3/s的有效輸沙流量,導致河道內生態用水與輸沙用水無法形成協作關系；部分年份(如2018年和2019年)7—9月發生了持續時間較長的有效輸沙流量,生態用水和輸沙用水間形成了較好的協作關系。協作度與協作水量的變化趨勢并不完全一致,原因在于協作度的大小同時受協作水量和供水量的影響,當能夠產生協作關系的需水量得到滿足后,協作度會隨著供水量的增大而減小,因此不能僅通過協作度一個指標來衡量不同用水過程間的協調程度。

圖3 黃河河道內生態用水和輸沙用水協作度及協作水量

圖4 黃河河道內供水量與缺水量

3.2 河道內外用水競爭關系演變過程

1988—2019年黃河河道內外用水競爭度及缺水量變化過程如圖5所示。河道內外用水競爭度均值為0.33,在缺水嚴重的1997年競爭度高達0.68。2001—2012年競爭度呈下降趨勢,2013—2016年競爭度再度增大,此后呈減小趨勢。黃河流域總缺水量為57.58億～476.67億m3,年均缺水195.30億m3,其中:河道外年均缺水116.04億m3,河道內年均缺水79.26億m3。競爭度的變化趨勢與缺水量基本一致,黃河河道內外需水量相對穩定,受來水量年際變化的影響,缺水量變化幅度相對較大,成為競爭度的主要影響因素。

圖5 黃河河道內外用水競爭度及缺水量變化過程

3.3 多用水過程協調度演變過程

1988—2019年黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度變化過程如圖6所示。協調度均值為0.46,最小值僅0.10(1997年),最大值為0.82(2019年)。1988—2001年協調度總體呈波動減小趨勢,從1988年的0.62減小到2001年的0.21；2002—2012年協調度呈波動增大趨勢,從2002年的0.34增大到2012年的0.80；2013—2016年協調度呈逐年減小趨勢,從2013年的0.66減小到2016年的0.44；此后協調度再度增大。M-K檢驗結果顯示,1988—2019年黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度存在兩個突變點,分別發生在2012年和2016年。

圖6 黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度變化過程

在黃河水資源開發利用過程中,較理想的用水過程關系為競爭度低、協作度和協調度高的情況,例如2010—2013年和2018—2019年；需要避免的是競爭度高、協作度和協調度低的情況,例如1997年和2001年。

4 討 論

4.1 協調度影響因素分析

黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度受需水過程和供水過程共同影響。河道內外需水過程年際變化幅度相對較小,但受天然徑流量的影響,供水過程年際變化較大,河道內供水過程年際變化尤為明顯。對比圖6和圖7可知,協調度較低的年份均為來水偏枯的年份,例如1991年、1997年、2000年、2001年,天然徑流量分別為393.38億、373.40億、354.10億、290.05億m3,比多年(1956—2016年)平均天然徑流量490.00億m3分別偏低19.72%、23.80%、27.73%、40.81%。黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度變化過程的兩個突變點2012年和2016年分別為天然徑流量由增轉減和由減轉增的年份,2012—2016年天然徑流量從614.90億m3減小至405.71億m3,協調度持續減??；2016年以后天然徑流量持續增大,2018年和2019年天然徑流量比多年平均天然徑流量490.00億m3偏豐30%以上,協調度大幅上升。

圖7 1988—2019年黃河天然徑流量和供水量

水資源管理策略和水庫調度模式也是影響黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度的重要用水因素。2002—2012年黃河多用水過程協調度呈增大趨勢,但天然徑流量沒有表現出增長趨勢,這一時段協調度增大的主要原因:一方面,黃河自1998年12月開始實施水量統一調度[21］,2002年以后水量統一調度對黃河河道外需水的遏制作用逐漸顯現,2002—2012年河道外年均需水量512.23億m3,比1988—1998年減小23.54億m3；另一方面,自2002年以來小浪底水庫實施調水調沙,塑造適宜下游輸沙的大流量過程,增大了河道內生態用水和輸沙用水的協作度,2002—2012年河道內生態用水和輸沙用水的年均協作水量為7.75億m3,比1988—2001年增加30.25%。

4.2 協調黃河用水過程的建議

黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度受天然徑流量影響顯著,然而黃河長系列年均天然徑流量呈衰減趨勢,從580.00億m3(1919—1975年)減少到490.00億m3(1956—2016年),且干旱、枯水頻發[22］。同時,近十幾年來黃河河道外供水量呈增大趨勢,2010—2019年河道外年均供水量312.13億m3,比2000—2009年增加59.51億m3。天然徑流量的衰減與河道外供水量的增加將導致黃河多用水過程協調度低的問題長期存在。

為了提升多用水過程協調度,需要增大河道內用水協作度并降低河道內外用水競爭度。當前黃河河道內生態需水主要考慮河道不斷流和指示物種的生存繁衍,對汛期洪水的生態作用考慮不足,導致河道內生態用水與輸沙用水協作度低,未來需要加強對汛期洪水生態功能的研究,明確有利于河流生態健康的汛期洪水過程,為水資源調度與管理提供依據。黃河汛期輸沙大流量過程含沙量高,導致水體溶解氧含量降低,且泥沙附著在魚的腮絲上,造成魚類大量窒息死亡[23］。因此,河道內生態用水和輸沙用水的協作潛力仍需進一步研究,同時需要探索對水生生物傷害較小的含沙量范圍、高含沙洪水期間魚類避難場所構建等,減輕高含沙洪水對水生生物的負面影響。

黃河流域是資源性缺水流域,人均水資源量不足全國平均的1/4,水資源供需矛盾突出。在南水北調西線和引漢濟渭調水工程生效之前,黃河流域水資源供給缺口巨大[19］。為了從根本上解決流域缺水問題,需要盡快推進南水北調西線、白龍江調水等跨流域調水工程建設,增加黃河流域可供水量,降低用水競爭度。

5 結論

基于缺水流域用水競爭與協作關系,本文提出了協調度指標表征多用水過程協調程度,計算了1988—2019年黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度,得到以下結論:①黃河河道內生態用水和輸沙用水協作度低、年際波動大,黃河河道內外用水競爭度高；②黃河經濟社會-輸沙-生態多用水過程協調度變化范圍為0.10～0.82,突變點為2012年和2016年,2002—2012年協調度波動升高,2012—2016年協調度持續降低,之后持續升高；③天然徑流量對黃河多用水過程協調度影響顯著,協調度的突變點與天然徑流量的豐枯轉變時間具有一致性；④黃河水量統一調度與小浪底水庫調水調沙均有利于提高黃河多用水過程協調度。