2023, Vol. 44
1992年加拿大学者首次提出生态足迹模型概念[1], 拉开了生态足迹研究的序幕.生态足迹(ecological footprint, EF)是指满足一定人口需求, 具有生物生产力的土地和水域面积[2].通过生态足迹与生态承载力的对比, 可以判断生态系统处于盈余或赤字状态, 从而制定水资源开发利用的管理策略.近年来, 随着水资源短缺和水污染问题日益突出[3], 国际经济全球化与生态文明工程建设战略思想不断发展和深化, 作为衡量水资源可持续利用程度的关键指标, 水资源生态足迹也已成为学者关注的热点[4, 5].范晓秋[6]在生态足迹模型的基础上建立水资源账户, 将水资源生态足迹的概念单独引入水资源领域.刘子刚等[7]明确了水生态足迹和水生态承载力的含义, 完善了水资源生态足迹的相关概念.张乐勤等[8]和谭秀娟等[9]使用水资源生态盈亏、水资源生态压力指数和水资源生态赤字等指标对区域水资源开发利用程度进行评估, 进一步推进了水资源生态足迹模型的实际应用.
水资源生态足迹虽在水资源领域应用广泛, 但其理论体系仍需进一步完善.首先, 针对传统水资源生态足迹模型缺少水污染生态足迹折算的问题, 董立翔[10]和王刚毅[11]等学者在改进模型中增加了水环境账户, 但该方法需通过对水资源和水环境这2个独立账户的同类指标叠加后进行水资源生态足迹评价, 导致模型整体复杂程度增加.水足迹理论中灰水足迹是以污染物浓度和可排放标准为依据, 将污染物稀释消纳至环境水质标准所需的水资源量[12, 13].因此, 将灰水足迹的概念和计算方法引入到水资源生态足迹模型的水资源账户中, 能更明确和有效地量化水污染的耗水量(消污用水), 避免设置水环境账户的需要, 同时降低了模型复杂程度; 其次, 水资源生态足迹模型对水资源生态承载力的计算大多数情况只考虑地表和地下水资源[14, 15], 忽略了人类社会对集雨工程、海水淡化和再生水资源等非常规水源的利用, 导致模型的适用性不强; 最后, 目前基于水资源生态足迹模型的水资源可持续利用研究, 大多停留在现状分析和对未来问题的定性考量上[16, 17], 缺乏解决问题的定量发展方案, 研究的动态性和系统性略显不足.
鉴于此, 本文利用系统动力学仿真技术, 构建融入灰水足迹的水资源生态足迹、考虑非常规水源的水资源生态承载力、水资源生态压力指数和水资源负载指数的中国水资源可持续利用仿真模型, 动态分析水资源开发利用现状, 制定和优选中国水资源可持续利用的调控模式, 以期为后续水资源利用政策的制定提供参考.
1 材料与方法 1.1 水资源生态足迹计算水资源生态足迹(FW)用于衡量人类对水资源的利用程度, 指在保持人类日常生产和生态等水资源消耗所需的生态生产性水域面积.传统水资源生态足迹模型设置生产、生活和生态这3个用水二级账户[18], 本文在此基础上加入消污用水二级账户, 用于折算污染对水资源的消耗, 与传统模型相比用水核算账户更加全面, 结果更加准确.在改进水资源生态足迹模型中, 生产用水依照产业划分为种植业用水、畜牧渔业用水和工业用水; 生活用水根据城乡用水差异分成城镇居民用水和农村居民用水; 生态用水包含城市园林绿地用水和湿地人工补水; 消污用水通过灰水足迹计算得出.改进后的水资源生态足迹计算公式如下：
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式中, FP、FL、FE、FS和FW分别为生产用水生态水足迹、生活用水生态水足迹、生态用水生态水足迹、消污用水生态水足迹和水资源生态足迹总量, hm2; WP、WL、WE、WS和W分别为人均生产用水量、人均生活用水量、人均生态用水量、人均消污用水量和人均用水量, m3·人-1; N为总人口数, 人; γ为全球水资源平衡因子, 其作用是将各类生物生产性土地单位面积生产力转化为可以相互比较的生物生产性面积, 由全球水资源生产性土地平均生产力除以全球各类资源生产面积的平均生产力计算得出, 取值为5.19[19]; PW为全球平均水资源生产能力, 代表单位面积全球平均水资源生产量, 取值为3 140 m3·hm-2[19].
1.2 消污用水生态水足迹计算消污用水生态水足迹(FS)指将污染物稀释消纳至环境水质标准所需的水资源量, 本文使用水足迹中灰水足迹表示消污用水.根据产业不同将消污用水划分为种植业消污用水、畜牧渔业消污用水、工业消污用水和生活消污用水.计算方法如下：
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(6) |
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式中, FSA为种植业消污用水, m3; GC为农作物产量, kg; IC为单位产量农作物灰水足迹指标, m3·kg-1; FSM为畜牧渔业消污用水, m3; GM为畜牧渔业肉类产量, kg; IM为单位产量肉类灰水足迹指标, m3·kg-1; REC为扣除肉类养殖所消耗粮食的灰水足迹占畜牧渔业总灰水足迹比例, %; FSI和FSL分别为工业消污用水和生活消污用水, m3; EICOD和ELCOD分别为工业COD排放量和生活COD排放量, kg; SCOD为排放水体中COD的标准浓度, 依据《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)[20], 此处取Ⅲ类水中COD的标准浓度0.02 kg·m-3.
1.3 水资源生态承载力计算水资源生态承载力(CW)表示在一定的经济规模和人口条件下, 满足维持水资源消费和消纳水污染所必需的水资源生态足迹供给量[21].针对现有水资源生态承载力计算中未考虑非常规水源, 本文将集雨工程、海水淡化、中水回用和工业重复利用的水量融入到水资源生态承载力计算中.改进水资源生态承载力计算公式如下：
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(11) |
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式中, CW为水资源生态承载力, hm2; QC为综合水资源总量, m3; φ为水资源产量因子, 由于同类生物生产性土地的生产力在不同地区之间存在差异, 故加入水资源产量因子进行数据的可比较性调整, 取值为0.94[2]; 0.4为世界环境和发展委员会建议计算水资源生态承载力时, 扣除用于生态和生物多样性补偿面积后可用水资源的比例[22]; QN为自然水资源总量, 包括地表水和地下水资源, m3; QO为其他水资源总量, 包括集雨工程、海水淡化、中水回用和工业水重复利用的水量, m3.
1.4 水资源可持续利用评价指标计算水资源可持续利用问题的根源在于水资源存在供需矛盾[23], 水资源供需关系与水资源可持续利用模型中各关键参数有密切关系, 贯穿水资源可持续仿真的全过程, 其中最关键的参数为水资源生态足迹和水资源生态承载力.因此, 本文在水资源供需关系的基础上, 以水资源开发利用程度和开发潜力等作为突破口, 选取水资源生态盈余或赤字、万元GDP水资源生态足迹、水资源生态压力指数和水资源负载指数作为水资源可持续利用的评价指标.
1.4.1 水资源生态盈余或赤字水资源生态盈余(SW)表示水资源储量与水资源利用量的关系, 通常采用水资源生态承载力与水资源生态足迹的差值表示[24].计算公式如下：
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(13) |
SW＞0时, 说明水资源开发利用存在生态盈余, 有继续开发的潜力; SW＜0时, 说明存在生态赤字, 水资源开发利用过度; 当SW=0时, 说明水资源开发利用与储量协调平衡, 处于临界状态.
1.4.2 万元GDP水资源生态足迹万元GDP水资源生态足迹(PG)表示区域的用水效益, 该值越大表明水资源利用效益越高[25].计算公式如下：
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(14) |
式中, G为国内生产总值, 亿元.
1.4.3 水资源生态压力指数水资源生态压力指数(PWI)用于衡量水资源生态安全性, 该值越大说明水资源安全受到的威胁越大.若0 < PWI < 1, 则表示水资源开发利用处于安全状态且仍有进一步开发空间; 若PWI=1, 则表示水资源开发利用达到了最大值, 水资源仍处于安全状态; 若PWI>1, 则表示水资源消耗量大于水资源可开发利用的最大值, 水资源处于不安全状态[19].计算公式如下：
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(15) |
水资源负载指数(C)是对经济条件和自然状况存在差异的不同地区或者同一地区不同时间进行水资源开发潜力评价的指标, 反映人类社会和水资源的复杂关系[26].目前, 水资源负载指数仅考虑受降雨、GDP、人口和水资源量的影响[27], 而未考虑水资源利用情况, 将导致水资源负载指数的适用性降低.本文将表征水资源开发利用程度的水资源生态压力指数引入水资源负载指数计算中, 以此提高水资源负载指数的适用性.计算公式如下：
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(16) |
式中, k为与降水有关的系数, 计算公式见表 1; β为调参系数, 取值为0.2[28].
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表 1 系数k的计算方法 Table 1 Calculation method of coefficient k |
水资源负载指数表征特定区域内水资源所能够负载的人口和经济体量, 显示特定区域人口数量和经济发展同水资源之间的联系, 可将其划分为5个等级[27](见表 2).
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表 2 水资源负载指数分级标准和含义 Table 2 Classification standard and meaning of water resources development potential |
1.5 中国水资源可持续利用SD模型建立和检验
本文利用Vensim软件构建基于改进生态足迹的中国水资源可持续利用SD模型, 同时引入水资源生态足迹、水资源生态承载力、水资源生态盈余和水资源生态压力指数等作为分析水资源开发利用的关键指标.模型时间边界为2000~2050年, 步长为1 a, 其中2000~2016年为历史年, 2017年为现状年, 2018~2050为规划年, 空间边界为中国境内地区(中国香港、澳门特别行政区和台湾省资料暂缺).中国水资源可持续利用SD模型由水资源可持续利用子系统和消污用水子系统组成(图 1~2), 其中种植业消污用水、工业生活消污用水和畜牧渔业消污用水是连接2个子系统的关键变量.
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图 1 水资源可持续利用子系统 Fig. 1 Water resources sustainable utilization subsystem |
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图 2 消污用水子系统 Fig. 2 Decontamination water subsystem |
本文采用历史检验法检验模型仿真结果的准确性, 选取生活用水量、工业用水量和农牧渔业用水量这3个关键变量进行验证.经对比验证, 中国水资源可持续利用SD模型各关键变量的仿真值和历史实际值的误差均在10%以内, 相对误差较小, 模型仿真结果与现实吻合, 可用于中国水资源可持续利用的相关研究.
1.6 数据来源本文建立的中国水资源可持续利用SD模型所需的变量数据均来源于统计数据[29~32], 规划年对未来水资源开发方案模型仿真中的相关数据则参考中国发展规划[33~36], 人口数据参考赵英辰[37]的研究成果, 农牧渔业灰水足迹计算所需数据参考国内外相关学者研究成果[38~40].模型参数初始值和预测值以社会经济发展规律为基础, 针对各个用水部门对水资源需求的可持续发展目标, 参考发达国家相关参数水平的同时, 依据中国人口增长、经济发展、科技水平、水资源开发利用、农艺技术和节水技术等相互作用的变化结果, 采用指标分析、数值拟合和定额法确定.
2 结果与讨论 2.1 中国水资源可持续利用现状仿真由中国水资源可持续利用系统仿真结果可知, 2000~2017年中国水资源生态足迹和生态承载力呈现缓慢平稳上升趋势[见图 3(a)]; 同时, 水资源生态压力指数呈现波动下降的趋势[见图 3(b)].综合分析, 由于2009~2010年中国遭遇特大旱情[41], 导致水资源生态足迹略微超过水资源生态承载力, 出现生态赤字和水资源生态压力指数大于1的现象; 其余年份水资源开发利用程度均在生态承载力范围内, 存在生态盈余, 水资源生态压力指数在0.54~0.92范围内波动变化.由此可知：2000~2017年中国的水资源开发利用整体处于合理状态, 水资源管理和污水治理监管体系日渐完善, 海水淡化、雨水资源化和循环水等新型水源的利用能力提升显著[42], 有效缓解了水资源开发利用的压力, 逐渐降低了水资源开发对生态环境的胁迫.
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(a)水资源生态盈余和水资源生态压力指数仿真, (b)水资源生态足迹和水资源生态承载力仿真, (c)万元GDP水资源生态足迹和水资源负载指数仿真 图 3 中国水资源可持续利用系统仿真结果 Fig. 3 Simulation results of water resources sustainable utilization system in China |
与2000年相比, 2017年中国万元GDP水资源生态足迹从0.011 94 hm2持续下降至0.001 62 hm2, 降幅达到了86.26%, 水资源利用效率增加[见图 3(c)].由于旱情影响, 中国水资源负载指数于2009年和2011年出现两次峰值, 其中2011年水资源负载指数达到最大峰值5.99.整体来看, 中国水资源负载指数虽呈波动上升趋势, 但水资源负载指数仍处于Ⅲ级(除2011年外), 水资源利用程度和开发潜力均为中等[见图 3(c)]. 2000~2017年中国的水资源供需比从0.85波动增长至0.90, 水资源供需缺口呈现减小趋势.中国的水资源总量丰富, 但人均水资源并不富裕, 仅仅占世界平均水平的1/4.受自然条件、经济社会发展以及全球气候变化的综合影响, 中国依然面临着水资源供需矛盾的问题.
2.2 中国水资源可持续利用调控为寻找解决中国水资源供需矛盾, 规避未来可能出现的水安全问题, 实现水资源可持续利用的调控方案, 本文选择: 生活用水量、工业用水量、水资源开发利用程度、工业用水重复利用率、中水回用率、灌溉水利用系数、水田灌溉定额、旱田灌溉定额、渔业用水定额、消污用水、集雨工程和海水淡化的水量这11个指标作为调控变量, 设置6种中国水资源可持续利用调控方案.
(1) 现状延续方案 模型中所有调控变量在不同规划水平年均保持2017年数值不变(见表 3), 该方案是其他水资源可持续利用调控方案的对照方案.
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表 3 现状延续方案变量调控 Table 3 Status quo continuation scheme variable regulation |
(2) 严格规划方案 按照文献[33, 35, 36]对水资源开发利用和调控变量的相关规划, 对现状延续发展方案下超出规划的部分进行制约, 使水资源的供给和消耗达到规划要求.严格规划方案变量调控参数见表 4.
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表 4 严格规划方案变量调控 Table 4 Strict regulation of planning scheme variables |
(3) 绿色节水方案 在保证水资源不过度支出的前提下, 一方面通过对工农业节水技术和农艺技术的发展, 进一步降低农业用水和工业用水, 充分发掘节水潜力.依据文献[43]和参考世界先进节水技术, 在严格规划方案基础上, 通过每年提高灌溉水利用系数0.001, 降低水田、旱田灌溉定额和渔业用水定额的0.3%, 降低工业用水量的0.3%, 以此实现工业和农业的节水; 另一方面通过宣传教育, 提高居民节水意识, 降低生活中对水资源的消耗, 在严格规划方案基础上, 通过每年降低生活用水量的0.3%, 实现生活节水.绿色节水方案变量调控参数见表 5.
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表 5 绿色节水方案变量调控 Table 5 Variable regulation of green water-saving scheme |
(4) 水源开发方案 在保证水资源可持续开发利用的条件下, 提高水资源开发利用程度, 着力加强对集雨工程和海水淡化等新型水源的开发.除此之外, 继续加大对循环水资源(包括工业用水重复利用和中水回用水资源)的科研投入, 提高用水效率.参考我国水资源开发和非常规水源利用水平较高城市北京的现状[44], 在严格规划方案基础上, 每年集雨工程和海水淡化水量提高3%, 水资源开发利用程度增加0.1%, 工业用水重复利用率和中水回用率均提高0.3%, 以此加大水资源供给量.水源开发方案变量调控参数见表 6.
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表 6 水源开发方案变量调控 Table 6 Variable regulation of water source development scheme |
(5) 污染治理方案依据“十四五”污染防治规划[45], 在严格规划方案基础上, 每年消污用水降低1.5%.污染治理方案变量调控参数见表 7.
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表 7 污染治理方案变量调控 Table 7 Variable regulation of pollution control scheme |
(6) 综合协调方案 综合以上绿色节水、水源开发和污染治理方案的发展模式.
本文将6种调控方案的变量数值输入中国水资源可持续利用系统仿真模型中, 通过对不同调控方案进行仿真和优劣对比, 优选出可解决中国水资源供需矛盾、规避水安全问题和实现水资源可持续开发利用的最佳调控方案.
由严格规划方案下各指标的动态仿真结果可以看出, 若严格执行规划, 未来中国水资源生态足迹和水资源生态承载力均呈现上涨趋势, 且前者增速更快[见图 4(a)和4(b)].该变化将导致水资源生态盈余日渐下降[见图 4(c)], 人类社会对水资源生态的胁迫日渐加剧, 同时, 水资源的供需缺口也将略微增大[见图 4(d)].与现状延续方案相比, 严格规划方案的水资源生态足迹增长速度更慢、水资源生态承载力提升速度更快, 因此, 严格规划方案的水资源生态盈余下降速度低于现状延续方案.水资源生态胁迫和水资源供需短缺问题愈发严重[见图 4(c)和4(d)].综上所述, 与现状延续方案相比, 严格规划方案对缓解水资源供需短缺和水资源生态胁迫压力有显著作用, 但仍旧存在和未来社会发展不匹配的问题.
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(a)水资源生态足迹仿真, 其中水源开发方案和严格规划方案的仿真数据相同, (b)水资源生态承载力仿真, 其中污染治理方案和严格规划方案的仿真数据相同, (c)水资源生态盈余仿真, (d)水资源供需比仿真, (e)水资源负载指数仿真 图 4 调控方案仿真结果 Fig. 4 Simulation results of regulation scheme |
绿色节水和污染治理方案能够有效地降低中国水资源需求量和水资源生态足迹, 进而提高水资源供需比和水资源生态盈余.水源开发方案通过适当加大自然水资源的开发程度, 加强对循环水、集雨工程和海水淡化等其它水资源开发利用的程度, 能够有效弥补水资源供需不平衡的缺口、提升水资源生态承载力[见图 4(a)、4(b)和4(c)].相较于严格规划方案, 绿色节水、水源开发和污染治理的发展模式虽然能缓解水资源供需矛盾, 增加水资源生态盈余, 进而提高水资源开发利用的可持续性, 但水资源供需比仅保持在0.85~0.95之间[见图 4(d)], 并未完全解决水资源供需不平衡的问题, 随着时间的推移, 甚至还出现了供需矛盾恶化的情况.
由图 4(e)可知, 随着中国经济发展和社会进步, 水资源负载指数在5.89~17.03之间呈现上升趋势.模拟结果显示：现状延续、严格规划、绿色节水、污染治理和水源开发方案的水资源负载指数分别于2033、2036、2037和2039年从Ⅱ级变成Ⅰ级, 之后中国的水资源呈现出利用程度很高和开发潜力很小的特点, 需进一步加大节水力度和提高非常规水源的开发程度, 以此缓解水资源短缺的问题.综合协调方案的水资源负载指数则由5.89增长到9.87, 虽呈上升趋势, 但仍处于Ⅱ级, 中国水资源呈现利用程度较高和开发潜力较小的特点, 水资源开发利用模式相对合理; 同时, 该方案水资源生态盈余最高, 且水资源供需比呈现稳步增长态势, 水资源供需缺口逐渐减小, 于2040年达到水资源供需平衡[图 4(c)和图 4(d)].因此, 综合协调方案能在满足水资源可持续利用和水资源负载合理的条件下, 消除水资源供需缺口, 是中国水资源可持续利用的最佳调控方案.
3 结论(1) 在水资源管理、污水治理和新型水源利用的能力提升下, 2000~2017年中国水资源生态压力指数波动下降, 生态胁迫逐渐减小.与此同时, 万元GDP水资源生态足迹的大幅下降也显示中国节水技术正在日益进步, 水资源利用效率逐步上升.水资源负载指数整体处于Ⅲ级, 水资源利用程度中等, 仍有开发潜力.中国水资源一直存在需求大于供给的问题, 虽历史年供需缺口呈现出缩小趋势, 但在经济社会发展和全球气候变化的双向驱动下, 中国水资源的供需矛盾势必加剧.
(2) 为了寻找解决水资源供需矛盾的有效措施, 本文从节流、开源和污染治理等角度出发, 设置了6种水资源可持续利用调控方案.经比较, 2018~2050年综合协调方案下水资源生态胁迫最低, 且在满足水资源生态可持续和水资源负载合理的同时, 能妥善解决水资源供需矛盾和水安全问题, 是实现中国水资源可持续性利用和解决水资源供需矛盾的最佳调控方案.
(3) 依据综合协调方案变量调控特征, 我国需进一步提高居民节水意识、节水技术和用水效率, 推进节水型社会建设.加强对雨水利用和海水淡化等新型水源的开发力度, 在水资源合理开发的前提下保障供水安全.同时需加强水污染防控, 促进水生态文明建设, 以实现水资源的可持续利用.
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