黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调程度演变

鲍淑君，方洪斌

(1.国家发展和改革委员会 国际合作中心，北京 100045;2.黄河勘测规划设计研究院有限公司，河南 郑州 450003）

1 研究背景

水具有资源供给、水能生产、生物多样性维系、气候调节等多种生态服务功能,是人类社会生存发展的必要支撑[1-3］。缺水问题是全球经济社会发展和生态环境保护的主要制约因素[4-6］。协调缺水流域经济社会用水、河湖生态用水等是水科学领域长期的研究热点与难点[7］,当前相关研究主要围绕水资源优化配置和水库群优化调度展开[8-9］。在气候变化和人类活动等影响下,很多流域和区域的水资源量呈减少趋势[10-13］,同时经济社会系统日益庞大、生态保护需水量增长,多用水过程协调问题愈加复杂,优化模型面临高维、非线性等求解难题。厘清多用水过程间的竞争与协作关系,明确多用水过程协调程度,有利于提高数值模型模拟精度、降低模型求解难度。已有研究多对实测数据或模拟结果进行统计分析[14-15］,很少从机理层面揭示多用水过程间的协调程度。

黄河流域人均水资源量仅为全国平均水平的23%,单位耕地面积水资源量不足全国平均水平的15%,缺水问题突出,水资源开发利用率高达80%[16］。同时,黄河还是多泥沙河流,有限的水资源需要承担输沙任务,经济社会、输沙、生态等方面用水竞争激烈,协调难度大[17］。变化环境下黄河流域面临更加严峻的缺水问题[18］,同时黄河流域生态保护和高质量发展重大国家战略对流域水资源安全保障提出了更高要求,迫切需要协调经济社会、输沙、生态等多用水过程,为黄河流域经济社会发展和生态保护提供稳定支撑。本文解析了多用水过程的竞争与协作关系,提出了多用水过程协调程度量化方法,量化了黄河经济社会-输沙-生态多过程协调程度长期演变过程,分析了协调度的影响因素及提升策略,以期为缺水流域水资源安全保障提供参考。

2 研究方法与数据来源

2.1 用水过程竞争与协作关系量化方法

引入经济学中物品的排他性属性和竞争性属性,分析多用水过程间以水为纽带的竞争与协作关系。将水资源的竞争性定义为一个用水户使用水资源将减少其他用水户水资源使用量的特性；反之,若一份水资源可以同时被多个用水户使用,则在这些用水户的用水方式下水资源具有非排他性。当多个用水部门均属于非排他性用水部门,且部分需水在时间和空间上具有一致性时,就可以用同一份水资源满足多个用水部门的需水要求,即形成协作关系,如图1所示。用水协作关系仅存在于非排他性用水部门之间,其中:t时刻各部门中最大的需水量决定了总需水量DNET,t；t时刻各部门中第二大需水量决定了具有协作潜力的需水量DCR,t,即在充足供水的情况下具有协作关系的用水量；非排他性用水部门间的协作关系还取决于t时刻这些部门的可用水量MN,t。在缺水流域/区域,不能形成协作关系的多个用水部门需要竞争有限的可供水量,形成竞争关系,如图2所示,t时刻的总需水量DT,t是所有部门需水量之和。

图1 多个非排他性用水部门间的协作关系

图2 多个用水部门间的竞争关系

尚文绣等[19］在前期研究中提出了协作度和竞争度2个指标的计算公式:

式中:CR为协作度,0≤CR≤1,值越大表示协作关系越强；CP为竞争度,0≤CP≤1,值越大表示竞争关系越强；SNT为t1—t2时段非排他性用水部门的总供水量；SCR为具有协作关系的用水量(简称协作水量)；MN,t为t时刻非排他性用水部门的可供水量；DNE,i,t为t时刻第i个非排他性用水部门的需水量,i＝1,2,…,n(n为非排他性用水部门数量)；DNEMAX2,t为t时刻第二大非排他性用水部门的需水量；DT为t1—t2时段的总需水量；ST为t1—t2时段的总供水量；Mt为t时刻的可供水量；DT,t为t时刻的总需水量；DNET,t为t时刻所有非排他性需水总量；DE,j,t为t时刻第j个排他性用水部门的需水量,j＝1,2,…,m(m为排他性用水部门数量)。

2.2 多用水过程协调程度量化方法

多个用水部门间的协作度越高、竞争度越低,代表用水过程越协调。基于用水竞争与协作关系,以协调度表征多用水过程的协调程度,其计算公式为

式中:H为协调度,0≤H≤1,值越大表示用水过程越协调；ε为协作度的权重,0≤ε≤1。

协作度的权重受竞争度的影响:流域/区域用水部门间的竞争度越高,说明该流域/区域缺水越严重,也就越需要用水部门间加强协作关系,增强“一水多用”,减少总需水量；反之,竞争度越低,说明该流域/区域水资源供需矛盾越小,用水部门间进行协作的需求也就越小。因此,令ε＝CP,则式(4)变为

2.3 突变检验方法

采用Mann-Kendall(M-K)检验法分析显著性水平α＝0.05时长系列逐年协调度数据的突变点。对于一组序列长度为z的独立序列Yf(f＝1,2,…,z),定义统计量df和UFf:

式中:ri为M-K检验中构造的统计量,当序列Yf中的两个数值yi＞yj时,ri＝1,否则ri＝0(j＝1,2,…,i)；E(df)和V(df)分别为df的均值和方差。

令UF1＝0。给定显著性水平α,当｜UFf｜＞Uα(Uα为概率超过1-α/2时标准正态分布的值)时,表明序列有显著的趋势变化。

将Yf逆序排列,根据式(6)和式(7)得到一组新的UFf,再令统计量UBf＝-UFf。绘制UFf和UBf随f的变化曲线,如果两条曲线在显著性水平α对应的两条临界线Uα与-Uα之间有交点,则交点为突变发生的时间。

2.4 研究区域与数据来源

将黄河作为研究区域,计算黄河河道外经济社会、河道内输沙和河道内生态3个用水过程间的协调度。输沙用水也常被视为生态用水,但为了分析河道内用水关系,本文河道内生态用水特指用于维持水生生物生存繁衍的用水。河道内输沙用水和生态用水间能够形成协作关系,河道内用水与河道外用水间具有竞争关系。

研究时段选择1988—2019年。对于需水过程:河道外需水量采用定额法计算,经济社会需水量相关指标来自黄河流域各省(区)统计年鉴；将利津断面作为河道内生态需水控制断面,采用相关研究中得到的面向生态完整性的生态需水过程[20］(见表1),选择4月1日—6月10日一次持续时间为7 d的较大流量过程,河道内年生态需水量130亿m3；根据实测洪水资料统计分析结果,利津断面流量为2000～4000 m3/s时有利于黄河下游高效输沙,根据近年利津断面实测来沙量3亿t计算,输沙需水量为70亿m3；由于河道内有18亿m3水量可同时作为输沙需水量和生态需水量,因此河道内需水总量为182亿m3。对于用水过程:河道外用水量来自1988—2019年《黄河流域水资源公报》(无1996年数据),河道内输沙和生态用水量根据利津水文站实测日径流量数据计算。

表1 利津断面河道内生态需水过程

3 结 果

3.1 河道内用水协作关系演变过程

1988—2019年黄河河道内生态用水和输沙用水协作度及协作水量变化过程见图3,河道内供水量与缺水量见图4。河道内年均供水量111.70亿m3,最大供水量333.80亿m3(2018年),最小供水量仅15.19亿m3(1997年)；利津断面河道内年缺水量(需水量减供水量)变化范围为0～166.67亿m3,均值为79.26亿m3。黄河河道内输沙用水和生态用水的协作度均值为0.06,被同时用作河道内生态用水和输沙用水的协作水量年均7.98亿m3。协作度变化范围为0～0.14,协作水量变化范围为0～30.24亿m3,年际变化较大:部分年份(如1997年、2000年、2001年、2016年、2017年)7—9月没有形成2000～4000 m3/s的有效输沙流量,导致河道内生态用水与输沙用水无法形成协作关系；部分年份(如2018年和2019年)7—9月发生了持续时间较长的有效输沙流量,生态用水和输沙用水间形成了较好的协作关系。协作度与协作水量的变化趋势并不完全一致,原因在于协作度的大小同时受协作水量和供水量的影响,当能够产生协作关系的需水量得到满足后,协作度会随着供水量的增大而减小,因此不能仅通过协作度一个指标来衡量不同用水过程间的协调程度。

图3 黄河河道内生态用水和输沙用水协作度及协作水量

图4 黄河河道内供水量与缺水量

3.2 河道内外用水竞争关系演变过程

1988—2019年黄河河道内外用水竞争度及缺水量变化过程如图5所示。河道内外用水竞争度均值为0.33,在缺水严重的1997年竞争度高达0.68。2001—2012年竞争度呈下降趋势,2013—2016年竞争度再度增大,此后呈减小趋势。黄河流域总缺水量为57.58亿～476.67亿m3,年均缺水195.30亿m3,其中:河道外年均缺水116.04亿m3,河道内年均缺水79.26亿m3。竞争度的变化趋势与缺水量基本一致,黄河河道内外需水量相对稳定,受来水量年际变化的影响,缺水量变化幅度相对较大,成为竞争度的主要影响因素。

图5 黄河河道内外用水竞争度及缺水量变化过程

3.3 多用水过程协调度演变过程

1988—2019年黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度变化过程如图6所示。协调度均值为0.46,最小值仅0.10(1997年),最大值为0.82(2019年)。1988—2001年协调度总体呈波动减小趋势,从1988年的0.62减小到2001年的0.21；2002—2012年协调度呈波动增大趋势,从2002年的0.34增大到2012年的0.80；2013—2016年协调度呈逐年减小趋势,从2013年的0.66减小到2016年的0.44；此后协调度再度增大。M-K检验结果显示,1988—2019年黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度存在两个突变点,分别发生在2012年和2016年。

图6 黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度变化过程

在黄河水资源开发利用过程中,较理想的用水过程关系为竞争度低、协作度和协调度高的情况,例如2010—2013年和2018—2019年；需要避免的是竞争度高、协作度和协调度低的情况,例如1997年和2001年。

4 讨 论

4.1 协调度影响因素分析

黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度受需水过程和供水过程共同影响。河道内外需水过程年际变化幅度相对较小,但受天然径流量的影响,供水过程年际变化较大,河道内供水过程年际变化尤为明显。对比图6和图7可知,协调度较低的年份均为来水偏枯的年份,例如1991年、1997年、2000年、2001年,天然径流量分别为393.38亿、373.40亿、354.10亿、290.05亿m3,比多年(1956—2016年)平均天然径流量490.00亿m3分别偏低19.72%、23.80%、27.73%、40.81%。黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度变化过程的两个突变点2012年和2016年分别为天然径流量由增转减和由减转增的年份,2012—2016年天然径流量从614.90亿m3减小至405.71亿m3,协调度持续减小；2016年以后天然径流量持续增大,2018年和2019年天然径流量比多年平均天然径流量490.00亿m3偏丰30%以上,协调度大幅上升。

图7 1988—2019年黄河天然径流量和供水量

水资源管理策略和水库调度模式也是影响黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度的重要用水因素。2002—2012年黄河多用水过程协调度呈增大趋势,但天然径流量没有表现出增长趋势,这一时段协调度增大的主要原因:一方面,黄河自1998年12月开始实施水量统一调度[21］,2002年以后水量统一调度对黄河河道外需水的遏制作用逐渐显现,2002—2012年河道外年均需水量512.23亿m3,比1988—1998年减小23.54亿m3；另一方面,自2002年以来小浪底水库实施调水调沙,塑造适宜下游输沙的大流量过程,增大了河道内生态用水和输沙用水的协作度,2002—2012年河道内生态用水和输沙用水的年均协作水量为7.75亿m3,比1988—2001年增加30.25%。

4.2 协调黄河用水过程的建议

黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度受天然径流量影响显著,然而黄河长系列年均天然径流量呈衰减趋势,从580.00亿m3(1919—1975年)减少到490.00亿m3(1956—2016年),且干旱、枯水频发[22］。同时,近十几年来黄河河道外供水量呈增大趋势,2010—2019年河道外年均供水量312.13亿m3,比2000—2009年增加59.51亿m3。天然径流量的衰减与河道外供水量的增加将导致黄河多用水过程协调度低的问题长期存在。

为了提升多用水过程协调度,需要增大河道内用水协作度并降低河道内外用水竞争度。当前黄河河道内生态需水主要考虑河道不断流和指示物种的生存繁衍,对汛期洪水的生态作用考虑不足,导致河道内生态用水与输沙用水协作度低,未来需要加强对汛期洪水生态功能的研究,明确有利于河流生态健康的汛期洪水过程,为水资源调度与管理提供依据。黄河汛期输沙大流量过程含沙量高,导致水体溶解氧含量降低,且泥沙附着在鱼的腮丝上,造成鱼类大量窒息死亡[23］。因此,河道内生态用水和输沙用水的协作潜力仍需进一步研究,同时需要探索对水生生物伤害较小的含沙量范围、高含沙洪水期间鱼类避难场所构建等,减轻高含沙洪水对水生生物的负面影响。

黄河流域是资源性缺水流域,人均水资源量不足全国平均的1/4,水资源供需矛盾突出。在南水北调西线和引汉济渭调水工程生效之前,黄河流域水资源供给缺口巨大[19］。为了从根本上解决流域缺水问题,需要尽快推进南水北调西线、白龙江调水等跨流域调水工程建设,增加黄河流域可供水量,降低用水竞争度。

5 结论

基于缺水流域用水竞争与协作关系,本文提出了协调度指标表征多用水过程协调程度,计算了1988—2019年黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度,得到以下结论:①黄河河道内生态用水和输沙用水协作度低、年际波动大,黄河河道内外用水竞争度高；②黄河经济社会-输沙-生态多用水过程协调度变化范围为0.10～0.82,突变点为2012年和2016年,2002—2012年协调度波动升高,2012—2016年协调度持续降低,之后持续升高；③天然径流量对黄河多用水过程协调度影响显著,协调度的突变点与天然径流量的丰枯转变时间具有一致性；④黄河水量统一调度与小浪底水库调水调沙均有利于提高黄河多用水过程协调度。