人地關系地域系統視角下水資源綠色效率評價模型研究

金 巍，譚夏坤，高菽菡

（1.南京郵電大學 社會與人口學院，江蘇 南京210023；2.南京郵電大學 高質量發展評價研究院，江蘇 南京210023）

中國水資源匱乏、空間分布不均衡，水資源開發利用已達到水資源承載力極限［1］，提高水資源利用效率是緩解水資源危機的有效途徑。“節水優先、空間均衡、系統治理、兩手發力”的新時代治水思路，為水資源利用及效率評價提供了政策導向。然而，傳統水資源利用效率評價多注重水資源經濟和環境效率，使得水資源配置過于強調經濟導向，無法在多重目標中尋求動態平衡。因此，科學合理地構建水資源利用效率評價模型，客觀真實地反映水資源綠色效率，不僅是緩解中國水資源危機的前提，更是厘清水資源利用現狀、實現水資源綜合管理的必然要求，對高質量發展和生態文明建設具有重要的理論和現實意義。

1 文獻梳理

有關學者多利用隨機前沿分析（SFA）法和數據包絡分析（DEA）法評價水資源利用效率。SFA模型由Farrell提出［2］，用于評價水資源利用效率［3］，但其沒有考慮多產出指標。有學者利用DEA模型［4］評價用水效率［5］，部分學者提出避免松弛變量的非徑向非角度SBM模型［6］、徑向與非徑向相結合的混合距離函數［7］評價用水效率，更多學者利用考慮非期望產出的非徑向非角度SBM模型［8］和Malmquist-Luenberger生產率指數模型［9］。另外，還有學者利用改進的DEA模型評價水資源環境效率，如EBM-Luenberger模型［10］。水資源利用效率指標體系包含投入、期望產出和非期望產出，是否考慮環境因素是水資源經濟效率和環境效率的主要區別。已有文獻多將環境因素作為產出指標［11］，有的學者直接選擇單個水環境污染因素［12］作為產出指標，而有的學者則通過構建包含多個環境因素的綜合指標［13］作為產出指標。

通過梳理文獻發現:①水資源利用效率評價不能體現水資源利用的生態和社會屬性，與經濟高質量發展、人與自然和諧共生、綠色發展理念相違背。雖然部分文獻以水資源綠色效率為標題［14］，但其本質仍是水資源環境效率。②假設期望產出與非期望產出之間具有相同的變化規律有悖于事物發展的客觀規律［15］。盡管少數文獻對非期望產出進行了可處置性假設［16］，但都基于同一可處置性。為此，筆者基于人地關系地域系統理論，構建混合可處置性視角下的水資源綠色效率測度模型，以期為水生態文明建設和高質量發展提供參考。

2 理論依據及科學內涵

人地關系地域系統理論是人文社會與自然生態相互作用形成的開放復雜巨系統［17］，包括由各種經濟社會要素構成的人文社會子系統以及由各種自然要素組成的自然生態子系統［18-19］。人地關系地域系統理論不僅揭示自然生態環境特征，還兼顧社會、經濟、歷史等人文社會因素，以人類活動與自然環境相互作用和影響為研究對象［20］，對綠色發展和生態文明建設具有基礎支撐作用。

基于人地關系地域系統視角下的水資源循環路徑（見圖1），本文將水資源綠色效率定義為:在一定的時空范圍，以一定量的人、財、物等社會經濟資源和水資源等自然生態資源投入，依托水資源在人文社會和自然生態子系統中的循環路徑，最大化期望產出，滿足人類對經濟、社會福利、環境、健康等不斷增長的美好生活需求，同時最小化非期望產出，實現水資源利用在人文社會和自然生態子系統中的良性循環，量化水資源配置在經濟-社會-自然復合系統中實現多重目標動態平衡的效率。

圖1 人地關系地域系統視角下的水資源循環路徑

3 模型構建

3.1 基礎模型

DEA模型中方向性距離函數不僅能區別對待期望產出和非期望產出，而且能基于聯合生產框架將決策單元的非期望產出設置為強可處置性和弱可處置性。為此，本文構建混合方向性距離函數模型（HDDF）。借鑒Zhou等［21］的方法，假設投入、期望產出和非期望產出矩陣分別為（下標“+”表示松弛變量，上標n、k、l、m分別為決策單元、投入x、期望產出y和非期望產出b的數目）。規模報酬可變假設下非徑向的方向性距離函數為

式中:ω為投入、期望產出和非期望產出對應的標準化權重向量，ω=（ωx，ωy，ωb）；β為決策單元技術效率向量，β=（βx，βy，βb）；g為方向向量；P為特定條件下生產技術的可能性集合。

將方向向量g進行分解［22］:g=（g xR，g xNR，g yR，g yNR，g bR，g bNR）（R、NR分別為徑向、非徑向符號）。將非徑向方向性距離函數擴展為混合方向性距離函數，其分段線性規劃模型為

式中:xR、xNR分別為徑向、非徑向的投入指標；yR、yNR分別為徑向、非徑向的期望產出指標；bR、bNR分別為徑向、非徑向的非期望產出指標；ω=（ωxR，ωxNR，ωyR，ωyNR，ωbR，ωbNR）為徑向、非徑向的投入、期望產出和非期望產出所對應的標準化權重向量；β=（βxR，βxNR，βyR，βyNR，βbR，βbNR），為 徑 向、非 徑 向 的 投入、期望產出和非期望產出的決策單元技術效率；分別為徑向和非徑向投入矩陣，分別為徑向和非徑向期望產出矩陣分別為徑向和非徑向非期望產出矩陣，m1+m2=m。

對β的約束:當g中某個分量為0時，對應的β分量也為0。求解式（2）得出一組最優解β*，借助β*對式（2）進行投入、期望和非期望產出的徑向和非徑向分解:投入徑向、非徑向效率分別為，期望產出徑向、非徑向效率分別為，非期望產出徑向、非徑向效率分別為

3.2 水資源綠色效率模型構建

在混合方向性距離函數的基礎上，將投入和期望產出設置為非徑向指標，非期望產出設置為徑向指標［22-23］，構建基于非期望產出混合可處置性視角下的混合方向性距離函數:

式中:Ps-w為函數的生產可能集；bR-（s/w）為非期望產出徑向指標，具有混合可處置性；bR-s表示具有強可處置性，bR-w表示具有弱可處置性，n′表示設置為強/弱可處置性的指標；λ為權重，當約束條件時表示規模收益可變，當約束條件不存在時表示規模收益不變。

混合可處置性視角下混合方向性距離函數表達式為

3.3 水資源綠色效率投入產出指標體系

水資源綠色效率指標體系的設置需綜合考慮人類生存發展、社會人文和生態環境等，其投入指標包括資本、勞動力、水資源。索洛經濟增長模型中技術作為經濟增長的外生變量，也是提高資源利用效率的主要因素之一。另外，在生態系統中水與能源、碳排放關系密切［24］，生態系統用水量充足有助于減少用水和碳排放［25］，能源投入影響水資源利用。期望產出包括經濟、人類生存發展、社會人文、生態環境，非期望產出包括水污染（農業面源污染、工業和生活廢水污染）、碳排放（見表1）。

表1 人地關系地域系統理論視角下水資源綠色效率指標體系

3.4 非期望產出可處置性分析

分別從污染特征、治理成本、環境規制等角度分析非期望產出的可處置性［23］。

3.4.1 農業面源污染的可處置性分析

（1）污染特征。農業面源污染物包括化學需氧量、氮、磷，產生的原因是農業投入結構失衡（如農業治污技術投入、畜禽糞便和秸稈等資源化利用不足）以及肥料、農藥等投入過度，有學者認為減少農業面源污染能夠增加產量［26-27］。

（2）治理成本。農業面源污染治理具有較強的經濟可行性，如沼氣發電、秸稈等生物質發電等都能夠為農業污染治理帶來一定的經濟收入，從而降低治理成本。

（3）環境規制。企業會以降低期望產出為代價減少非期望產出，以滿足監管要求，這稱為環境規制成本［28］。農業面源污染具有隨機性、隱蔽性和分散性特征，監管難度大。另外，農村面源污染監管主體過多，缺乏明確的責任主體，易導致環境規制失靈，使農業面源污染的強可處置性暫時難以改變。

3.4.2 廢水排放的可處置性分析

（1）排放特征。廢水主要來源于工業和生活［29］，廢水排放不可避免。工業生產尤其是高污染行業廢水排放量大［30］，隨著城鎮化水平提高，生活廢水排放量也會增大。

（2）治理成本。治理生產和生活產生的污水需要成本，勢必減少工業技術投資，降低工業生產效率［31］。雖然從政策層面鼓勵中水作為綠化和工業用水，并初顯成效，但由于中水回收系統前期投資大、城市相關設施配套不完善，因此中水回收系統運營效率較低，創造的經濟價值有限。

（3）環境規制。環境規制對經濟發展的影響具有不確定性［32］，提升環境規制強度可能增加企業生產成本。因此，現階段廢水治理仍處于弱可處置狀態。

3.4.3 碳排放可處置性分析

（1）排放特征。碳排放是化石能源消耗的結果，2018年全球碳排放量較2017年增長2.0%，碳減排依舊是全球難題。受經濟增長模式和能源結構的影響，中國碳排放總量還將繼續增長。雖然中國經濟發展方式逐漸轉變，但短時間內無法大幅減少碳排放量。

（2）治理成本。降低碳排放要以犧牲經濟發展為代價，這意味著會降低期望產出。可見，碳減排具有聯合弱可處置性特征。

（3）環境規制。環境規制是碳減排的重要手段，政府一方面采用碳交易等市場手段，增加碳排放成本，抑制能源消耗；另一方面通過行政命令強制關停高耗能高污染企業，促進企業研發和技術創新。

3.5 模型的經濟學分析

進一步剖析水資源綠色效率評價模型的經濟學意義。首先，將非期望產出統一設置為強可處置性，即減少廢水和碳排放量將促進經濟發展，廢水和碳排放治理能夠給企業帶來經濟收入，且不受環境規制的約束。上述設置明顯違背經濟發展規律，如果不控制廢水和碳排放，將會惡化生態環境，從西方“先污染后治理”的發展模式來看，修復生態環境將耗費更多的財力和人力，遠高于經濟發展過程中生態環境的保護成本。可見，將廢水和碳排放設置為強可處置性違背了社會經濟發展規律。其次，將非期望產出統一設置為弱可處置性，意味著控制農業面源污染是以減少農業收益為前提，農業面源污染不具有經濟價值，且現階段環境規制能夠抑制農業面源污染。但上文分析表明農業面源污染能產生一定經濟效益，可通過廢物回收利用的方式獲得收益，不符合弱可處置設置。因此，混合可處置性視角下混合方向性距離函數的構建具有科學性與合理性。

4 水資源綠色效率測度

4.1 指標選取及算法

為保證數據的完整性，測度2000—2016年中國30個省份（西藏自治區、香港和澳門特別行政區及臺灣省數據缺失無法進行研究）的水資源綠色效率。基于已有研究，確定水資源綠色效率指標體系（見表2）。數據來源于2000—2016年《中國統計年鑒》《中國能源統計年鑒》《中國環境統計年鑒》《中國農村統計年鑒》及各省（自治區、直轄市）統計年鑒。表2中綜合指數計算公式為，其中:Gst為i省t年綜合指數，上標s表示社會發展；n為指標數量；X it為t年i省綜合指標原始數據的歸一化值，高優指標歸一化公式為，低優指標歸一化公式為為t年第i項指標X i的歸一化值。農業面源污染采用單元調查評估法測算［33］，農田化肥施用和畜禽養殖系數分別從第一次全國污染源普查公布的《農業污染肥料流失系數手冊》《養殖業排污系數手冊》中按省份查閱，農村生活和農田固體廢棄物系數參考賴斯蕓等［33］的研究成果，碳排放總量計算采用陳詩一［34］的方法。

4.2 水資源綠色效率評價

不同可處置性視角下的水資源綠色效率見表3（受篇幅限制，僅列出部分年份的值）。2000—2016年，同一強可處置性視角下全國水資源綠色效率均在0.85以上，且呈先升后降再升的變化趨勢，有12個省份一直維持在1.00。同一弱可處置性視角下水資源綠色效率整體呈增長趨勢，2000年—2016年有17個省份一直維持在1.00。混合可處置性視角下全國水資源綠色效率呈N形走勢，有11個省份處于前沿面上，山西最低；出現拐點的年份是2004年和2011年，其中2004年全國用水量在研究期內增幅最大，增長4.27%，導致水資源綠色效率下降；而2011年作為我國“十二五”規劃的開局之年，總體要求加快轉變經濟發展方式、節約資源和保護環境，從而提高了水資源綠色效率。

表2 水資源綠色效率評價指標選取

表3 不同可處置性視角下水資源綠色效率

采用Silverman嵌入估計法和伊番科尼可夫核密度函數估計法，動態分析不同處置性視角下水資源綠色效率。考慮起止年份對比，以及中國每五年規劃綱要的特征，選取2000年、2005年、2010年、2015年和2016年進行分析（見圖2）。

圖2 不同可處置性視角下核密度與水資源綠色效率的關系

由表3和圖2可知，弱可處置性視角下水資源綠色效率趨向效率較高區域集聚，省際差異小；強可處置性視角下省際水資源綠色效率具有空間異質性，存在嚴重的兩極分化現象，效率整體向較高區域集聚，這與其他學者的研究成果有所不同［35］。混合可處置性視角下省際效率值既呈現空間異質性，又呈現出經濟由高速發展向高質量發展轉變過程中水資源綠色效率的變化趨勢。

5 結 語

水資源綠色效率評價是一個復雜的綜合性課題，涉及經濟、社會、人文、資源、生態和環境等多個方面。本文基于人地關系地域系統理論定義水資源綠色效率，梳理評價指標體系，分析非期望產出的可處置性，構建混合可處置性視角下混合方向性距離函數模型，并對模型進行經濟學分析，為客觀、真實地反映中國水資源綠色效率現狀提供依據。

水資源綠色效率評價結果表明，中國還需繼續加強水環境保護，從水資源利用的經濟、人文、社會和生態價值出發提高人水和諧度，推動生態文明建設和經濟高質量發展。