基于聯系數的大型灌區水資源空間均衡評價與優化調控

張禮兵，喻海関，金菊良，胡亞南，崔 毅，吳成國

（1.合肥工業大學土木與水利工程學院，安徽合肥 230009；2.合肥工業大學水資源與環境系統工程研究所，安徽合肥 230009）

1 研究背景

經濟社會高速非均衡發展會導致區域過度分化和各地嚴重失衡的利益格局［1］。進入21世紀以來，國家戰略由區域非均衡發展開始逐步向總體均衡發展轉變，這對保障經濟社會發展和生態環境改善具有重要支撐作用的水資源管理提出了更高要求，特別是在習近平總書記就保障國家水安全戰略問題提出“節水優先、空間均衡、系統治理、兩手發力”的十六字治水方針以來，水科學界迅速聚焦國家發展的這一重大需求，從理論和實踐出發持續開展水資源空間均衡概念內涵、技術方法及應用方面的研究。

1.1 在理論研究方面王浩等［2］初步闡述了水資源空間均衡的概念，即實現水資源系統與社會經濟系統之間、不同區域之間的協調發展；酈建強等［3］認為“空間均衡”就是流域或某一區域范圍內人口經濟社會發展與資源環境相均衡；左其亭等［4］建議根據研究對象和目標選擇的不同，將水資源空間均衡度具化為分布空間均衡度、供需平衡空間均衡度、社會經濟匹配空間均衡度、調配格局空間均衡度、協調發展空間均衡度等；金菊良等［5］指出水資源空間均衡的核心是水資源系統的空間分布與經濟社會、生態環境的空間分布在時間、空間上相協調相匹配的雙重水資源供需平衡；游進軍等［6］認為，空間均衡要求重新審視用水需求與區域經濟發展、水資源約束條件之間的關系，研究以宏觀供需形勢分析為目標的技術方法，識別供需問題和調控方向，支撐供需總量平衡決策。

1.2 在應用實踐研究方面彭祥等［7］通過構建水資源配置博弈均衡模型，利用合作博弈理論對未來黃河水資源配置提出初步制度設計；成艾華［8］運用一般均衡分析方法，從現代經濟學和參與方角度建立一個包括調水區、受水區、工程方的跨流域調水市場理想化模型，從靜態與動態、短期與長期探討工程參與多方一般均衡的實現與利益分配關系；朱彩琳等［9］構建了面向空間均衡的水資源優化配置模型，其著重考慮不同空間單元之間的關系；左其亭等［10］提出表征任意空間單元均衡程度的空間均衡系數，以及表征全區域均衡程度的總體空間均衡度概念和計算方法；王煜等［11］通過構建水資源均衡調控函數來引導水資源配置，建立適用于黃河等缺水流域的水資源均衡調控方法；夏帆等［12］采用基尼系數與協調發展度的方法，基于水資源負載指數、水土資源匹配系數和用水效益計算水資源空間均衡系數，并以省級行政區為計算單元計算全國水資源空間均衡系數；楊亞鋒等［13］采用可變集原理及偏聯系數方法構建一種新的水資源空間均衡評估模型并對全國水資源空間均衡狀況進行評價；Feng［14］采用滿意度來衡量生活、農業和工業部門的水資源分配公平性，并提出一種多目標動態優化模型來優化水資源配置。

綜上可見，目前水資源空間均衡研究與應用主要集中在水資源空間均衡的理論內涵、狀態識別、綜合評價和優化調控等方面，一般圍繞水的節約高效利用、水的剛性合理需求、水的規模適度開發、水的高水平供需平衡4個方面開展［3，5］，前三者是實現水資源空間均衡目標的保障措施和管控途徑，后者是水資源空間均衡的最終目標，這是因為水的供需狀況及其變化是水的分布特征、開發利用、調節分配的綜合體現。因此，水資源空間均衡可概化為水資源系統供需之間的均衡關系，這就方便從供給和需求兩方面進行雙向調節；同時水資源供需空間均衡分析將水資源分布態勢與社會發展狀況緊密結合，不僅能有效判斷水資源與經濟社會協調發展程度，也可以為水資源的合理配置提供重要依據?；诖?，本文提出以供需差占供需總量之比定義水資源系統的單元供需均衡度，并以水資源單元供需均衡度為指標，綜合考慮面積、經濟和人口構成系統綜合權重，結合水資源空間均衡等級標準和空間均衡狀態標準，運用七元聯系數進行水資源空間均衡程度的綜合評價，并以淠河大型灌區工程實際水資源系統為例，在分析現狀水平年（2018年）灌區各單元（縣市）的需水量和可供水量的基礎上，計算淠河灌區水資源系統單元供需均衡度，并基于七元聯系數計算分析灌區有、無系統內水資源調配的空間均衡等級，再利用加速遺傳算法（Accelerating Genetic Algorithm，AGA）優化現狀水資源調配方案，同時開展遠景規劃年（2035年）灌區水資源系統的單元供需均衡度計算及系統空間均衡等級評價，最后針對性地提出改善灌區水資源空間均衡狀態的優化調控方案和技術措施，為實現灌區水資源供給與社會經濟發展、生態文明建設相適應，改善區域水資源系統空間均衡狀態提供參考。

2 對象區域與研究方法

2.1 研究區域概況及數據來源淠河灌區位于江淮分水嶺兩側，跨越長江、淮河流域，南抵豐樂河及其主要支流張店河一線，北至淮河南岸，西界淠河，東至合肥，控制面積7750 km2。灌區覆蓋區域包括六安的霍山縣、六安市區（金安區和裕安區），合肥的長豐縣、肥東縣、肥西縣、合肥市區以及淮南的壽縣共7個縣市，是一個包括現代化大型城市2座、總人口998萬、工業增加值3109億元、有效灌溉面積41.1萬hm2、農作物產量占安徽省1/6的城鄉復合式大型灌區水資源系統。淠河灌區水源來自3個部分：上游骨干源頭水庫響洪甸、佛子嶺、磨子潭和白蓮崖，灌區內部上百座中小型水庫和近萬座塘壩堰閘，以及灌區尾部瓦埠湖和巢湖等提灌工程，上游水庫供水經橫排頭渠首樞紐進入淠河總干渠，再經淠東、瓦西、瓦東、滁河、蜀山、潛南等干渠分別輸送至上述7個縣市。灌區水資源系統調水結構概化如圖1所示。

圖1 淠河灌區水資源系統調水結構示意

本研究以2005—2018年淠河灌區的水土資源稟賦、經濟社會發展為數據基礎，以2018年為現狀水平年，水資源數據主要來自《合肥市水資源公報（2010—2018）》《六安市水資源公報（2010—2018）》《淮南市水資源公報（2005—2018）》《安徽省水利年鑒（2005—2018）》等，灌區水庫蓄供水量、作物耕種面積、灌溉需水量等來自《安徽省中西部重點區域及淠史杭灌區水量分配方案》《安徽省淠史杭灌區續建配套與節水改造項目（2019—2020年）可行性研究報告》等，城鄉人口、工業增加值等來源于《合肥市統計年鑒（2005—2018）》《六安市統計年鑒（2005—2018）》《淮南市統計年鑒（2015—2018）》，城市綠地總面積、湖泊面積等數據來自《合肥城市總體規劃（2006—2020）》《合肥城市總體規劃（2018—2035）》《六安城市總體規劃（2008—2030）》《淮南市城市總體規劃（2005—2020）》《淮南市空間規劃（2017—2035）》等。

2.2 數據分析計算根據基于水資源供需關系的水資源均衡度評價方法，需先對區域內各縣市的自然社會數據進行分析、歸納和計算，以獲得系統各單元需水量及可供水量，簡述如下。

2.2.1 需水量計算 區域需水量主要包括生活需水、工業需水、農業需水、生態需水等4個方面，其中生活需水主要是城鎮以及農村生活需水［15］；農業需水主要是灌溉以及畜牧業需水量［16］；生態需水量主要包括綠地生態環境、湖泊生態環境和河道生態環境需水量［17］。限于篇幅具體計算過程詳見參考文獻［15-18］。

2.2.2 可供水量計算 可供水量即水資源可利用量，是指可預見的時期內，在統籌考慮生活、生產、生態環境用水的基礎上，通過經濟合理、技術可行的措施，在流域水資源總量中可一次性利用的最大水量［19］。由于本研究區域屬江淮丘陵地區，因地下水埋藏深、總量小而開發利用少，因此這里只考慮地表水資源可利用量，計算采用扣損法，即總水資源量扣除地表水資源量中不能利用水量和不可利用水量，加上（減去）區域的調入（調出）水量作為地表水資源可利用量［20-21］。不能利用水量主要指汛期棄水，不可利用水量指河道生態基流。本文可供水量包括單元自身可供水量、其他單元調入水量以及系統外調入水量（若有），計算式為：

式中：W河道生態基流主要考慮維持生態需水和保護河道水質的環境用水；W汛期棄水是指汛期來水減去汛期用水和水庫汛期蓄水的水量。

2.3 基于聯系數的水資源空間均衡評價方法

2.3.1 水資源供需均衡狀態、單元供需均衡度定義及計算 如前所述，本文擬從刻畫區域水資源稟賦與需求量的差異性入手來測度水資源均衡情況。水資源供需均衡狀態是對水資源供需關系定性、直觀的表達，如供需相等為“絕對均衡”，此種情形現實中少見，供需相差不大為“基本均衡”，供需差別明顯可定義為“失衡”。由于獨特的氣象水文和地形地貌條件，我國大部分地區長期性或階段性的供水不足問題較為普遍，因此目前主要采用水資源開發利用率、缺水率等指標來表征區域水資源供需不平衡程度。而對于水量豐沛地區或水量過多年份造成水資源開發利用不充分，甚或引發洪澇災害問題，目前尚沒有相應統一的水資源指標加以描述。筆者認為，只有同時考慮缺水（可供水不足）和余水（可供水豐沛）方可全面刻畫區域水資源均衡問題，因此將失衡狀態中的需大于供稱為“缺水失衡”，供大于需則為“余水失衡”。結合失衡程度的輕、中、重描述需要，本文把區域水資源系統供需均衡狀態分為7種：重度缺水失衡、中度缺水失衡、輕度缺水失衡、供需基本均衡、輕度余水失衡、中度余水失衡和重度余水失衡。

單元供需均衡度是對水資源系統各單元供需均衡狀態的定量刻畫，即對需水量與可供水量的相對關系作無量綱化處理。目前常用的直線型無量綱化方法有閥值法和規格化法。閥值法是指標實際值與該指標的閥值相比較，如果閥值確定的太大，此法評價值對指標變化的反應就會很遲鈍，如果閥值太小，就會導致評價值過于靈敏而變化劇烈。規格化法也稱為極差正規化，就是以每個指標實際值減去該指標的最小值，再除以最大值與最小值的差，該法實際上是求各種評價指標實際值在該指標全距中所處位置的比例，但在非系列數據中一般沒有極值或人為經驗設定極值，致使不同地區和部門指標極值不同，因此方法缺乏可比性和通用性。鑒于此本文提出基于供需關系的單元均衡度量化指標：

式中：D單元為水資源單元供需均衡度，其值若大于零或某較小正值表示單元余水失衡，小于零或某較小負值表示單元缺水失衡，等于零或在零附近表示單元供需絕對均衡或基本均衡；W可供水為單元可供水量；W需水為單元需水量；W供需水總量為W可供水與W需水之和。

本文提出的水資源供需均衡度的計算方法相較于以缺水率、水資源開發利用率作為水資源均衡評價指標的傳統方法具有以下特點：（1）能同時刻畫缺水地區（或缺水時段）供水不足程度和豐水地區（或豐水時段）水資源富余程度；（2）開發利用率、缺水率等指標對于不同區域由于水資源稟賦不同導致差別太大而可比性差，本法可以利用一定時間段內（年或月）供水量和需水量的總體規模與水量供需差之間的關系綜合反映供需平衡狀態，供需總體規模類似于國家進出口貿易總額，可以直觀反映內外貿易量的總體大小。該方法能嚴格保證均衡度變化范圍處于［-1，1］而更具普適性。由于水資源空間均衡狀態是在一定區間小范圍變化可以認為相對穩定，因此本文定義了7種均衡狀態、代表色塊及相應單元供需均衡度如表1所示。

表1 水資源系統單元供需均衡度及空間均衡等級評價標準

2.3.2 系統空間均衡等級定義與評價 水資源供需均衡是指一定區域的可供水資源量（包括自產水量和調入水量）與區域內不同單元的需水量的平衡程度，包括系統內部各單元的供需平衡程度以及單元之間的均衡協調程度。水資源自然分布差異性導致區域各單元供需均衡度有好有差，系統內各單元之間和系統外水源的水量調配可以改變單元供需均衡度進而影響到系統總體空間均衡狀態，但這不是簡單的水量線性疊加，還要受到區域水利工程靜態供水能力和供需水量動態變化的制約。筆者認為系統空間均衡程度的計算不應是各單元可供水量之和與需水量之和的比較，而是各單元供需均衡度在自然和社會等多維尺度上的耦合，是一個高維復雜系統的綜合評價問題。因此，本文開展的水資源空間均衡評價是以系統各單元水資源單元供需均衡度為指標，以各單元的面積、經濟（GDP）、人口占比為指標綜合權重，結合空間均衡等級標準和空間均衡狀態標準進行的系統綜合評價。

針對上述復雜水資源系統的多維綜合評價問題，本文擬采用七元聯系數進行分析計算，技術路線如圖2所示。由于聯系數的關系結構特征能把定性定量相結合、統一處理含有隨機性、模糊性、中介不確定性、未確知性等多種不確定性問題，可從同異反宏觀層次、差異度項不斷分解的微觀層次開展有關水資源確定性與不確定性的聯系和轉換分析，得到的分析結果能較好地符合研究問題的實際情況［22］。因此，本文以上述各單元水資源供需均衡度作為水資源空間均衡的評價指標，將其與灌區水資源空間均衡評價等級標準構成一個集對，構造七元聯系數以分析二者之間的同異反聯系，從而綜合評價計算各種情景下水資源系統的空間均衡等級。

圖2 本研究技術路線

七元聯系數是在現有集對分析理論的基礎上［22-23］，進一步細化評價指標與評價等級間的差異性分析，得到更加細致評價結果的一種數學計算方法，其表達式為：

式中：u為七元聯系數；a為集對系統的同一度聯系數分量；b1、b2、b3、b4、b5為集對系統的差異度聯系數分量；c為集對系統的對立度聯系數分量；I1、I2、I3、I4、I5為差異度系數；J為對立度系數，取值范圍為［-1，1］，根據均分原理I1可取2/3，I2為1/3，I3為0，I4為-1/3，I5為-2/3。

用集對分析構造樣本i的第j個指標值xij與評價等級g之間的單指標聯系數uijg，當指標為正向指標，即指標值越大，其對應的評價等級也越高時，其計算方法見圖3。

圖3 單指標聯系數計算方法

圖中sgj（g=0，1，2，3，4，5，6，7）為第j個指標水資源均衡度等級1、2、3、4、5、6、7的界限值。

樣本值xij隸屬于評價等級g的相對隸屬度為［24］：

對式（5）歸一化處理可得樣本i指標j的單指標聯系數分量vijg為［23］：

樣本i的聯系數分量為：

式中：nj為隸屬于評價等級g的指標個數；wj為指標j的權重。

由式（7）得樣本i的水資源空間均衡評價指標值聯系數：

利用級別特征值法［24］求得樣本i的水資源空間均衡評價等級值為：

這里水資源系統空間均衡評價等級設定為1—7級（見表1），分別對應水資源空間均衡狀態的重度缺水失衡、中度缺水失衡、輕度缺水失衡、基本均衡、輕度余水失衡、中度余水失衡和重度余水失衡，也即評價等級越靠近4級，水資源空間均衡狀態趨向均衡。

2.4 灌區水資源空間均衡優化調控方案的確定

2.4.1 目標函數及調控變量 本文主要通過對灌區內不同單元的水資源進行合理調配以及從灌區外進行多水源調水，改善和促進灌區各單元水資源的供需均衡，從而提升灌區整體的水資源空間均衡等級和均衡狀態。考慮到淠河灌區7個縣市區域位置及供用水情況將之分為3個片區：霍山縣位于淠河灌區上游，來水豐富且有3座大型水庫而用水量少，定義為水源區；六安市區與合肥市區分別位于灌區首尾部平原地帶，城市化進程快，經濟發展迅猛，定義為城市區；壽縣、長豐縣、肥西縣、肥東縣為糧食主產縣的農業區?；羯娇h作為水量調出區，其它縣市皆因自身蓄水能力弱而需水量較大均為水量調入區。外部水源是已建的駟馬山引江水利工程和預計2023年建成的引江濟淮工程。調控目標是使水資源空間均衡狀態接近供需基本均衡，即評價等級越靠近4 級越優，目標函數構造如式（10）所示。

式中：F為灌區水資源空間均衡等級與絕對均衡值（4級）的差值，F值越小，表明灌區水資源空間均衡狀態越好；hi為第i種調配水方案下灌區水資源系統空間均衡等級評價結果；優化調控變量為ΔWjk和ΔWjl，前者為灌區內第j個用水單元（j=1～7表示7個縣市）從第k個供水單元（k=1，2分別表示霍山縣和響洪甸水庫）的受水量，后者為第j個用水單元從灌區外第l個水源（l=1，2分別表示引江濟淮和駟馬山引水工程）的受水量。

2.4.2 約束條件與優化方法 由調控目標函數和調控變量可知，灌區水資源空間均衡評價結果主要與灌區內水資源調配以及灌區外水源調配有關，因此在制定優化調控方案時受到灌區內各單元的需水量、可供水量、可調水量，以及單元之間水利工程的輸配水能力等約束，本文采用AGA［25］優化系統內各縣市調配水量和系統外調水量，限于篇幅不再詳細介紹。

3 結果與討論

3.1 現狀水平年灌區水資源空間均衡評價及系統內優化調控

3.1.1 單元供需均衡度計算 根據淠河灌區現狀水平年自然社會數據及2.2.1節需水量計算方法可得淠河灌區各縣市需水量、見表2。

表2 現狀水平年淠河灌區各縣市需水量（單位：108m3）

采用式（1）、式（2）計算淠河灌區各縣市可供水量，根據淠河灌區逐月來水資料及對淠河灌區汛期劃分等已有的研究結果［26］，將5—8月定為汛期，汛期平均徑流量約占年均徑流量的55%。現狀水平年灌區可供水量計算及當年實際調水情況如表3所示。

表3 現狀水平年淠河灌區各縣市可供水量（單位：108m3）

將上節計算得到的各縣市水資源單元供需均衡度作為評價指標，同時考慮各單元的行政面積、經濟（GDP）、總人口等比重確定各縣市的綜合權重，結果見表4。

表4 淠河灌區水資源空間均衡評價指標權重

根據現狀年水量實際配置的結果可知，灌區系統內調水總量為7.42×108m3。根據式（3）對淠河灌區有、無系統內水資源調配情況下各縣市水資源單元供需均衡度進行計算，結果見圖4（a）（b）。圖中縱坐標為淠河灌區各縣市單元供需均衡度絕對值，橫坐標為各縣市綜合權重的累加值，自左向右根據單元供需均衡度絕對值從高到低排列。

圖4 現狀水平年淠河灌區各單元水資源供需均衡度計算結果

由圖4（a）可知，在灌區無系統內水資源配置的情況下：長豐、肥西、肥東、壽縣等4個縣域水資源供需均衡狀態為中度缺水失衡；六安市區處于輕度缺水失衡；而合肥市區與霍山縣分別處于重度缺水失衡和重度余水失衡，兩地水資源余缺劇烈程度對比明顯。為緩解各地水資源不均衡程度，灌區管理總局進行了系統內水資源配置，各單元供需均衡度如圖4（b）所示。結果可見各縣市的水資源均衡度均有明顯改善，其中提升最為顯著的是調入水量最多的合肥市區，說明灌區為政治、經濟和文化中心的省會城市提供了重要的水資源支撐作用。

值得一提的是，圖4除了能直觀反映淠河灌區各縣市單元供需均衡度，還可大致刻畫灌區水資源系統的空間均衡狀態，各縣市柱狀圖面積和占1×1單位面積比能夠反映系統空間不均衡程度，即圖中柱狀圖面積和變化范圍為［0，1］，越小表示系統空間均衡狀態越好（面積和為零則為絕對均衡），反之則越差。由圖4（a）和圖4（b）對比可知，通過系統內的水資源調配后各縣市柱狀圖面積和顯著減小，說明水資源系統空間均衡狀態明顯改善。

3.1.2 系統空間均衡等級評價 為保證評價基準的一致性，本文給定s0—s7分別為-1、-0.5、-0.2、-0.05、0.05、0.2、0.5、1，且各指標的等級界限值均相同。根據水資源系統內各單元權重以及等級界限值，利用式（4）—（9）采用七元聯系數方法和級別特征法評價灌區有無水資源調配情況下的灌區水資源系統空間均衡等級和均衡狀態，結果見表5。

表5 現狀水平年淠河灌區水資源系統空間均衡等級和均衡狀態評價結果

由表5可知，現狀水平年淠河灌區在采用實際系統內水資源配置方案情況下，灌區水資源空間均衡等級由無配置的2.95 提升至3.21，水資源空間均衡狀態亦由中度缺水失衡改善為輕度缺水失衡。為進一步提升均衡狀態，這里以式（10）作為目標函數并利用AGA對水資源配置方案進行優化，獲得合肥市區、肥東、肥西、長豐、六安市區、壽縣的水量分配比分別為54.84%、0.69%、3.77%、7.28%、30.32%、3.1%。圖4（c）顯示與實際方案相比，優化方案中的合肥、六安市區作為調水重心加大了分配水量，因此單元供需均衡度提升明顯，而其他受水縣除長豐外供需均衡度雖稍有下降，優化后的空間均衡等級為3.42，空間均衡狀態得到進一步改善（見表5）。調控結果直接說明了“系統內水優先利用”的傳統水資源調配策略對于促進現代水資源空間均衡管理有著立竿見影的效果，而優化調配方案相較實際配置方案更能使灌區的水資源空間均衡狀態趨向均衡，這是因為優化調配方案更傾向于將水量調入水資源空間均衡評價中所占的權重較大的缺水縣市。評價結果與圖4中柱狀圖面積變化趨勢相同，也說明了七元聯系數評價方法的可靠性。

需要指出的是，由水文頻率分析可知現狀水平年屬于偏豐年份（約20%），故而通過灌區系統內水資源優化調配可使系統接近基本均衡狀態，但對于平水年則情況不容樂觀，若遭遇枯水年份則極為嚴峻，因此有必要研究該灌區系統未來不同來水下水資源空間均衡狀態的可能變化及相應調控措施?？紤]與新時期國家經濟社會中長期發展規劃同步，這里選取2035年作為遠景規劃年。

3.2 遠景規劃年灌區水資源空間均衡預測評價及優化調控

3.2.1 需水量預測 影響灌區水資源系統需水量的社會經濟主要因素有人口、工業增加值、耕地面積，生態環境因素主要有綠地面積、湖泊面積，本文利用不同預測模型分析以上相關因素變化趨勢，經計算分析，利用Logistic函數分析人口數量變化趨勢，合肥市區逐年遞增、其它縣市呈波動趨勢，整體增幅較小。利用灰色預測模型分析工業增加值及耕地面積變化，工業增加值均呈增長趨勢，其中合肥各縣市漲勢較猛；合肥市區、肥西縣耕地面積逐年遞減，其它縣市呈波動趨勢，整體變化不大。綠地面積、湖泊面積參照城市中長期發展規劃。農業灌溉需水以不同情景下的農業灌溉定額與遠景規劃年灌溉面積的乘積預測各縣市農業用水。經檢驗，以上因素值預測結果與研究區域城市發展規劃數據較為吻合。以淠河灌區各縣市需水量相關因素為輸入變量、各縣市需水量為輸出變量構建BP 人工神經網絡模型。利用訓練后的BP 人工神經網絡模型推求規劃年份的需水量，結果見表6。

表6 BP人工神經網絡預測2035年需水量結果

由需水量、可供水量預測結果可知，未來淠河灌區水資源供需矛盾較為尖銳，考慮實行節水措施來優先滿足灌區剛性需水要求。節水措施主要參照《國家節水行動安徽實施方案》，實施方案主要是通過控制萬元工業增加值需水量、人均用水量以及提升灌溉水利用系數來減少工業、生活、農業等三方面的需水量。充分節水條件下，各縣市需水量計算結果見表6。由表6可知，與現狀水平年相比，因人口增長以及產業規模擴大等原因，淠河灌區整體需水量增加明顯，各縣市單元需水量除肥西、壽縣外均有所增加，因為二者農業用水所占比重較大且遠景規劃年耕地面積有所減少。

3.2.2 不同情景下可供水量計算 利用歷史供水資料推求多年平均來水和80%來水情景下的可供水量，結果見表7。

表7 遠景規劃年淠河灌區各縣市可供水量（單位：108m3）

3.2.3 單元供需均衡度預測評價及多水源優化調控 根據遠景規劃年充分節水后需水量和不同情景下的可供水量，計算淠河灌區各縣市的單元供需均衡度見表8列（5）和圖5（a）（c）所示。結果可見，規劃年份在不同來水情景下灌區需水量與可供水量相差較大，各縣市除水源區霍山縣有余水外，其余各單元均處于中度或重度缺水失衡狀態，這時僅憑系統內水資源優化配置已難以保障灌區水的均衡利用，需要借助系統外水源引江濟淮工程和駟馬山引江工程進行系統優化調配。

圖5 遠景規劃年不同情景下淠河灌區各縣市單元供需均衡度

由已有研究知［27］：引江濟淮受水區在實施后相較于無工程情況下，長江區可供水量增幅約為5%，主要包括合肥市區、肥東縣、肥西縣，淮河區可供水量增幅約為16%，主要包括長豐以及壽縣；駟馬山引江工程為6級提水，總揚程30.1 m，提水成本較高。因此本優化方案是先由引江濟淮工程供水再考慮駟馬山提水供水，主要供水范圍為合肥市區及肥東縣，兩者供水比例約為2∶1［28］。駟馬山引江工程作為遭遇嚴重干旱時的應急水源，該工程設計引水流量約為15 m3/s，每年抽水站開機320 d，每天工作20 h，供水量為3.45×108m3?？紤]到水源供水成本及距離遠近不同，這里優先考慮引江濟淮工程調水，駟馬山引江工程作為遭遇嚴重干旱時的應急水源。基于現狀水平年系統內水資源配置方案，以式（10）為目標函數，利用AGA 優化6 個主要受水縣市的淠河灌區調水量最優分配比，來提升灌區水資源空間均衡狀態。經計算可得，多年平均來水情況下的合肥市區、肥東、肥西、長豐、六安市區和壽縣的最優水量分配比分別為33.52%、2.36%、9.64%、12.00%、22.31%和20.17%；80%來水頻率對應來水情況下，各縣市最優分配比為35.67%、3.71%、30.98%、2.46%、11.95%和15.23%。結果見表8。

表8 遠景規劃年淠河灌區各縣市水資源系統單元供需均衡度計算結果（單位：108m3）

由表8 第8、第11 和第14 列對比可知，遠景規劃年灌區在多年平均以及80%來水情景下，將霍山縣及響洪甸水庫作為灌區水資源系統內部調水水源，引江濟淮與駟馬山引水工程作為灌區外部調水工程進行水資源優化調配后，各缺水縣市水資源供需趨向均衡，單元供需均衡度均有所好轉，其中指標權重較大的合肥市區、六安市區經水資源優化調配后均衡度提升較為顯著，霍山縣因受引水能力限制調出水量增加不大而余水失衡狀況改善有限。圖5通過地圖渲染直觀展示了灌區各縣市供需均衡度優化前后的對比情況。

根據不同情景下灌區內各縣市水資源單元供需均衡度評價結果，計算灌區水資源系統空間均衡等級和評價均衡狀態見表9。

表9 遠景規劃年淠河灌區水資源空間均衡等級評價結果

由表9可知，遠景規劃年淠河灌區在充分節水條件下，不考慮水資源優化調配，多年平均來水及80%來水頻率情景下灌區水資源空間均衡狀態分別處于中度缺水失衡和重度缺水失衡，系統空間均衡等級分別為2.75和2.38。經水資源優化調配后分別提升至3.79級和3.41級，水資源空間均衡狀態達到基本均衡和輕度缺水失衡，表明水資源優化調配對于提升區域水資源空間均衡狀態具有重要作用。

4 結論

以淠河灌區為研究區域，提出了基于水資源供需關系的縣市水資源系統單元供需均衡度評價方法，將各縣市單元供需均衡度作為評價指標，利用七元聯系數度量灌區水資源系統空間均衡等級。利用上述方法對2018年淠河灌區水資源空間均衡狀態進行評價，對比分析了淠河灌區優化系統內水資源調配對灌區水資源空間均衡狀態的影響。在考慮充分節水措施的基礎上，預測了2035年不同情景下淠河灌區有無系統內水資源調配的空間均衡等級，并利用AGA優化淠河灌區系統內水資源調配方案，對優化結果進行了評價分析，得到如下結論：（1）本文提出的單元供需均衡度，通過分析計算區域水量供需差與供需總水量的關系，能同時刻畫缺水地區供水不足程度和豐水地區水資源富余程度，直觀反映供需矛盾的大小，使我國不同地域的指標評價結果都有相互可比性，因此本指標具有很好的通用性；（2）現狀水平年淠河灌區系統內水資源實際配置方案，雖然中度缺水失衡狀態沒有改變，但系統空間均衡等級由無調配的2.95提升至3.21，進行系統優化后則能改善至3.42即達到輕度缺水失衡，表明水資源合理調配可有效地改善區域水資源空間均衡狀態；（3）遠景規劃年淠河灌區在充分節水的基礎上，多年平均來水與80%來水情景下，不考慮系統內外調水時灌區水資源系統空間均衡等級分別為2.75、2.38，均處于中度缺水失衡狀態，而以霍山縣及響洪甸水庫作為灌區內調水水源，以引江濟淮工程（在建）、駟馬山引水工程作為灌區外調水水源時，利用AGA優化水資源調配方案，則水資源系統空間均衡等級分別提高到3.79、3.41，即達到供需基本均衡和輕度缺水失衡狀態，進一步表明水資源優化調配對于緩解水資源供需矛盾，實現水資源空間均衡具有重要意義。

綜上所述，水資源空間均衡是由水資源系統與經濟社會、生態環境兩大系統的空間分布間在時空尺度上相匹配、協調的雙重水資源供需平衡，是在科學合理的綜合措施下由低向高不斷提升改善的發展演化過程，更是一個全新、有價值、頗具復雜性而充滿挑戰的廣闊研究領域。限于水平，本文基于“節水優先、空間均衡、系統治理”等新時代治水要求，初步開展了水資源空間均衡綜合評價與優化調控實踐探索，但仍存有不足，例如水資源系統空間均衡等級過多而給綜合評價帶來較大的困難，水資源調配沒有經濟性約束以致“兩手發力”未及考慮等，這在今后的工作中有待深入研究。