我國省域水資源可持續性與生態系統服務耦合協調關系

張祥永，曹 陽，吳文飛

（1.海口經濟學院建筑工程學院，海南 海口 571127； 2.北京師范大學水科學研究院，北京 100875）

1 引 言

水資源是影響區域人口、經濟社會發展和生態系統良性循環的重要因素，對于促進國家或地區社會和生態系統的可持續發展具有舉足輕重作用［1］。 生態系統服務作為生態系統直接或間接提供給人類以滿足其生存的各種產品和利益，對于促進可持續發展同樣至關重要［2-3］。 水資源可持續性是指遵循可持續發展理論，保障生態系統結構穩定并支撐社會和經濟可持續發展，其核心任務是在保護生態環境的前提下有序發展經濟，滿足當代人和后代人的用水需求［4］。 然而，我國水資源開發利用強度不斷加大，由此引起的諸如水資源短缺、水生態惡化等一系列水資源不可持續性問題，已經嚴重影響生態系統服務的有效供給［5-8］。因此，必須將生態系統服務功能融入水資源可持續性的提升過程中，以協調兩者發展進程，這是我國改善水資源供需矛盾和保持生態系統服務可持續供給所必須高度重視的問題，同時對于實現聯合國可持續發展目標中的清潔水和陸地生物發展目標意義重大。

眾多學者針對水資源可持續性展開了廣泛討論，尤其是在對水資源可持續性的概念和內涵［9］、演化特征［10-11］、影響因素及作用機理［12］、管理決策與調控［13］等方面，如李玉龍等［14］從系統協同角度出發對北京市的水資源可持續性進行了實證研究，李冰瑤等［15］針對水資源嚴重短缺的玉環縣提出了提高水資源可持續性的對策。 這些研究在支撐水資源可持續性問題的深度解析和管控方面發揮著重要作用，但已有研究通常是在流域或城市尺度上展開的，在研究區的選擇上也多側重于干旱半干旱地區及社會經濟發達或水資源短缺地區，在整個國家層面上研究水資源可持續性略有不足。 此外，現有研究往往片面考慮水資源可持續性，很少綜合考慮水資源可持續性與生態系統服務之間的關系［16-17］。 水資源可持續性與生態系統服務之間存在著復雜、動態的關系，生態系統服務對于水資源可持續性的改善具有重要的支撐作用，而水資源可持續性的提升又將為生態系統服務的有效供給提供保障［17］。 當前，亟須厘清兩者之間的耦合協調關系，以促進水資源可持續性提升和生態系統服務可持續供給相協調。 基于此，筆者以我國31 個省級行政區為研究對象，綜合運用水資源可持續性評價模型和生態系統服務價值量化模型，對我國2008—2018年省域水資源可持續性和生態系統服務價值進行定量評價，探究其時空演化特征，并利用耦合協調度模型進一步探討我國水資源可持續性與生態系統服務之間的關系，以期為確保我國水資源可持續利用和生態系統服務可持續供給提供參考。

2 研究方法與數據來源

2.1 水資源可持續性評價模型

2.1.1 水資源可持續性評價指標體系構建

水資源的可持續性主要受社會經濟發展、水資源稟賦和利用效率的影響［18-20］。 因此，本研究從社會經濟子系統、水資源稟賦子系統、水資源利用效率子系統 3 個子系統出發，在現有研究［11，14-15，18-21］的基礎上，遵循系統性、典型性、綜合性、科學性和可比性等評價指標體系構建原則，通過理論分析、專家咨詢、使用頻次統計等步驟，結合數據的可獲性，選取反映社會經濟發展水平、水資源稟賦、水資源利用和生態環境保護的16 個指標，構建了包含目標、準則、指標3 個層次的水資源可持續性測度綜合評價指標體系（見表1）。

表1 我國水資源可持續性評價指標體系

2.1.2 水資源可持續性綜合評價

首先采用Max-Min 標準化法對各項指標進行標準化，并參考文獻［22］運用熵權法確定各項指標權重（計算結果見表1）。 在此基礎上，綜合社會經濟、水資源稟賦、水資源利用效率3 個子系統的評價值，計算水資源可持續性指數：

式中：H為水資源可持續性指數；yj為各子系統評價值，通過將各子系統指標標準化值與權重的乘積進行累加得到；wj為各子系統權重，鑒于社會經濟、水資源稟賦、水資源利用效率3 個子系統對水資源可持續性的貢獻等同，各子系統權重均取1／3。

2.2 生態系統服務價值量化模型

謝高地等［23-24］基于中國實際情況和200 多位生態學家的調查問卷，獲得了中國生態系統服務指標和價值當量因子，其在國內得到了眾多學者的認可和廣泛應用［25-26］。 因此，本研究采用謝高地等［24］的方法量化我國生態系統服務價值。

2.2.1 單位生態系統服務價值當量因子的經濟價值量化

一般來說，生態系統服務價值當量因子的經濟價值為當年全國平均糧食單產市場價值的1／7［24-26］。 我國單位生態系統服務價值當量因子的經濟價值計算公式為

式中：E為單位生態系統服務價值當量因子的經濟價值；l為糧食作物種類數量；pd為第d種糧食作物的平均價格；qd為第d種糧食作物單產量；sd為第d種糧食作物種植面積。

2.2.2 生態系統服務單位面積價值系數的量化

生態系統服務單位面積的價值系數計算公式為

式中：VCik為土地利用類型k提供的第i項生態系統服務的單位面積價值系數；qik為土地利用類型k提供的第i項生態系統服務的當量因子。

2.2.3 生態系統服務價值的量化

生態系統服務總價值計算公式為

式中：ESV、ESVi分別為生態系統服務總價值和第i項生態系統服務的價值；Ak為土地利用類型k的面積。

鑒于我國各省域面積大小有差異，為保證各省域之間的可比性，本研究的后續分析采用單位面積生態系統服務價值。

2.3 耦合協調度模型

采用耦合協調度模型［22，27］計算水資源可持續性與生態系統服務的協調程度，公式為

式中：D為水資源可持續性與生態系統服務價值之間的耦合協調度，取值范圍為［0，1］，值越大表明兩者越趨于協調發展［27］；C為水資源可持續性與生態系統服務價值之間的耦合度；T為水資源可持續性與生態系統服務價值綜合評價指數；H、ESV′分別為標準化后的水資源可持續性指數、單位面積生態系統服務價值；α、β為常數，均取 0.5。

參考前人研究成果［27］，將耦合協調度劃分為10種類型，見表2。

表2 耦合協調度類型劃分

2.4 數據來源

以我國31 個省域（受數據可獲性的限制，不包括我國港澳臺）為研究區收集和整理研究所需數據。 水資源可持續性評價所需數據主要來源于2008—2018年的《中國統計年鑒》《中國農村統計年鑒》《中國水資源公報》以及各省域《統計年鑒》；生態系統服務價值量化所需數據為2010年、2015年和2018年的土地利用數據，來源于中國科學院資源環境科學與數據中心，空間分辨率為1 000 m。

3 結果與分析

3.1 水資源可持續性時空變化特征

3.1.1 水資源可持續性指數的時序變化

2008—2018年我國31 個省域的水資源可持續性指數計算結果見表3。 2008—2018年，我國省域水資源可持續性指數為0.142 ～0.530，極差由2008年的0.326減小至2011年的0.289，之后又波動增大至2015年的0.356，隨后減小至2018年的0.307，說明省域間水資源可持續性水平差距先縮小再擴大最后縮小；全國省域水資源可持續性指數平均值為0.310 ～0.330，表現為先增大后減小的波動變化特征，表明全國水資源可持續性水平還有待提高。 標準差先波動增大后波動減小，最大值為0.079，表明我國省域尺度上水資源可持續性指數與平均值的離散程度較小且處于波動變化趨勢，樣本間的差距整體不大；峰度系數和偏度系數均大于0，說明樣本數據與正態分布相比表現為尖峰分布且向右偏移，數據整體分布較為集中；偏度系數先在2008—2011年波動減小、在 2011—2015年持續增大，之后在2015—2018年再次波動減小，表明高水平的水資源可持續性的省域數量先由多變少再由少變多之后有所減少。

3.1.2 水資源可持續性的空間變化

基于水資源可持續性指數的計算結果，借助自然斷點法將2008—2018年我國省域水資源可持續性水平劃分為 5 種類型：低水平（H≤0.221）、較低水平（0.221＜H≤0.281）、中等水平（0.281＜H≤0.313）、較高水平（0.313＜H≤0.344）和高水平（H＞0.344）。 由表 3可知，我國水資源可持續性水平存在明顯的空間差異，具有較高及高水平水資源可持續性的省域主要分布在東部沿海經濟發達地區和西部高寒地區，具有中等及以下水平水資源可持續性的省域主要分布在我國長江和黃河流域的中上游地區、西部內陸邊疆地區以及東北地區。

表3 我國省域水資源可持續性指數變化特征

3.2 生態系統服務價值時空變化特征

3.2.1 生態系統服務價值的時序變化

由表4 可知，2010—2018年我國省域單位面積生態系統服務價值在 118.213 萬～387.096 萬元／km2范圍內變化，極差由2010年的259.293 萬元／km2減小至2015年的 257.416 萬元／km2，而后又增大至 2018年的264.721 萬元／km2，說明單位面積生態系統服務價值在省域間的差距先縮小后擴大；我國單位面積生態系統服務價值平均值呈現減小趨勢，由 2010年的282.200萬元／km2持續減小至2018年的278.546 萬元／km2，說明我國生態系統服務的供給能力呈減弱趨勢。2010年、2015年、2018年的峰度系數和偏度系數均小于0，說明樣本數據與正態分布相比表現為低峰分布且向左偏移，數據分布較為分散；2010—2018年偏度系數持續減小，說明擁有較高單位面積生態系統服務價值的省域個數在減少。

表4 典型年份單位面積生態系統服務價值特征值

3.2.2 生態系統服務價值的空間變化

采用自然斷點法，將我國省域單位面積生態系統服務價值劃分為低價值（＜182.862 萬元／km2）、較低價值（182.862 萬～243.727 萬元／km2）、中等價值（243.727萬～293.690 萬元／km2）、較高價值（293.690 萬～355.698 萬元／km2）和高價值（＞355.698 萬元／km2）5 個等級。 由圖 1 可以看出，2010年、2015年、2018年我國省域單位面積生態系統服務價值空間分布情況類似，高價值和較高價值的省域主要位于我國的中南部地區和東北地區，低價值省域主要位于我國西北部。 從單位面積生態系統服務價值等級的時間變化上看，絕大部分省域的等級未發生變化，青海的單位面積生態系統服務價值由2010年的低價值等級提升至2018年的較低價值等級，四川由中等價值等級提升至2018年的較高價值等級，廣東由高價值等級下降至較高價值等級。

圖1 2010年、2015年、2018年我國單位面積生態系統服務價值空間分布

3.3 耦合協調度時空變化

3.3.1 耦合協調度時序變化

由表5 可知，2010—2018年我國省域水資源可持續性和生態系統服務價值之間的耦合協調度在0.183～0.943范圍內變化，年平均值為0.663 ～0.692，呈現先減小后增大的變化特征，整體處于初級協調類型；極差由2010年的0.735 減小至2015年的0.705，而后增大至2018年的0.737，表明耦合協調度在省域間的差距先縮小后擴大。 從省域間耦合協調度的分布來看，峰度系數均大于0，說明耦合協調度的分布與正態分布相比表現為尖峰分布，耦合協調度的數值分布較為集中；偏度系數呈現先增大后減小的特征，說明高等級耦合協調度的省域數量先減少后增加。

表5 耦合協調度變化特征值

3.3.2 耦合協調度的空間變化

我國省域水資源可持續性和生態系統服務價值之間的耦合協調關系存在著明顯的空間分異（見圖2），在空間分布上大致呈現自東南向西北耦合協調度遞減的變化特征。 東南部的浙江、江西、福建、湖南和廣東等省域的耦合協調水平較高，原因是這些地區水資源豐富且水資源利用效率和社會經濟發展水平較高，對生態系統保護的投資力度大，生態系統服務供給能力較強，在推進區域水資源高效利用與生態系統保護協調發展的進程中取得了相對突出的成果；相反，位于我國西北干旱半干旱地區的新疆、甘肅、寧夏等省域的耦合協調水平較低，這些地區水資源嚴重匱乏、生態環境本底較差，生態系統服務供給能力較弱，加上工業經濟欠發達、農業用水量大，傳統落后的經濟發展方式進一步加劇了對生態資源的破壞，不利于水資源利用與生態系統的協調發展。 耦合協調水平較低的省域應積極發展節水農業，著力提高水資源利用效率；大力實施植樹造林和土地整治等生態恢復項目，提高生態系統服務供給能力，不斷優化生態空間結構和產業結構，實現綠色發展；加快基礎設施建設，挖掘水資源開發潛力，增強水資源可持續性，加強生態系統保護。 2010—2018年，有10 個省域的耦合協調類型發生了變化，其中：新疆、山西、上海、浙江和海南這5 個省域的耦合協調等級下降，新疆由2010年的中度失調下降為2018年的嚴重失調，山西由中級協調下降為初級協調，上海由瀕臨失調大幅下降為中度失調，浙江由高度協調下降為良好協調，海南由良好協調下降為中級協調；甘肅、陜西、山東、安徽和貴州這5 個省域的耦合協調等級提升，甘肅由輕度失調提升為瀕臨失調，陜西、安徽和貴州由初級協調提升為中級協調，山東由勉強協調提升為初級協調。 耦合協調類型下降的省域，應警惕水資源可持續性與生態系統服務之間耦合協調類型可能進一步惡化的風險，因地制宜通過各種措施努力改善其水資源開發利用與生態保護之間的互饋關系。

圖2 2010年、2015年、2018年我國耦合協調度空間分布

4 結 論

（1）2008—2018年我國省域水資源可持續性指數變化不大，均值為0.310 ～0.330，可持續性水平整體較低；水資源可持續性較高及高水平的省域主要是東部沿海省份和西藏，中等及以下水平的省域主要分布在長江和黃河流域的中上游地區、西北及東北地區。

（2）2010—2018年我國生態系統服務的供給能力呈減弱趨勢，單位面積生態系統服務價值均值由2010年的 282.200 萬元／km2減小至 2018年的 278.546 萬元／km2；高價值和較高價值的省域主要位于我國的中南部地區和東北地區，低價值省域主要為我國西北部的新疆和甘肅。

（3）2010—2018年我國省域水資源可持續性與生態系統服務耦合協調度呈現先減小后增大的變化特征，年平均值為0.663 ～0.692，整體處于初級協調類型；耦合協調度大致呈現自東南向西北遞減的空間分布格局，其中東南部的浙江、江西、福建、湖南和廣東等省域的耦合協調水平較高，而西北部的新疆、甘肅、寧夏等省域的耦合協調水平較低。