基于供水统一核算的水利工程生态调度补偿方法及应用

游进军，刘 鼎，梁团豪，林鹏飞，3

（1.中国水利水电科学研究院 流域水循环模拟与调控国家重点实验室，北京 100038；2.水利部松辽水利委员会，吉林 长春 130021； 3.河海大学，江苏 南京 210098）

1 研究背景

生态补偿作为推进资源环境保护的一种经济机制和手段，源于经济学的外部性理论，但目前对于生态补偿尚未达成明确共识[1-2]。国内生态补偿一般为“生态/环境服务付费（PES）”模式，享有和使用生态服务的一方要向生态服务提供方支付费用[3]，也即是“谁破坏、谁恢复，谁受益、谁补偿”的方式。1990年代中期以前主要方式是为控制生态破坏外部成本征收费用，作为对自然生态环境价值的补偿。此后意义有所扩展，除了对生态环境破坏的补偿费，也包括对生态环境建设者的财政转移支付[4]，如因环境保护丧失发展机会的区域内居民进行的资金、技术、实物上的补偿、政策上的优惠，以及为增进环境保护意识、提高环境保护水平而进行的科研、教育费用的支出[5-8]。

随着水资源开发利用对区域生态环境的影响和破坏，水生态补偿也逐步受到重视，并成为水资源管理的重要内容。新安江流域较早推进了上下游生态环境补偿，2011年财政部、环境保护部出台《新安江流域水环境补偿试点实施方案》，由国家、安徽省、浙江省三方提供补偿经费，作为上游地区为保护水生态环境而牺牲经济发展利益的补偿，经过试点后逐步减少国家财政补贴形成上下游补偿关系。

新安江等实际案例推进了水生态补偿相关研究，国内多个学者对水生态补偿的标准、机制、实施方法等开展了研究。史淑娟等[9]对跨流域调水生态补偿量分摊方法进行研究，构建了单指标法、综合指标法和离差平方法的生态补偿量分摊模型；刘玉龙等[10]以新安江流域为例，通过帕累托最优方法计算生态补偿标准；杜丽娟等[11]引入SWAT模型结合效益分摊系数计算补偿标准；王彤等[12]从供需两侧联合分析建立了水库流域生态补偿标准测算体系，进行补偿标准的测算；付意成等[13-15]以永定河为例，总结了基于水量水质模拟、水生态价值核算的流域生态补偿标准测算框架，给出生态补偿标准的实施依据和补偿标准。肖建红等[16]根据水库效益建立生态补偿主体收益评估模型分析补偿标准；靳乐山等[17]分析了意愿调查法在流域生态补偿机制中的应用；曲富国等[18]构建了基于成本的博弈模型，提出通过地方政府间有约束力的协议及与中央纵向财政转移支付相结合的模式，实现生态补偿的最大效用。杨国胜等[19]从绿水的角度考虑生态补偿，通过SWAT模型对水源区绿水模拟构建生态补偿框架并确定生态补偿标准。王新年等[20]构建了跨省水源地保护生态补偿标准讨价还价博弈模型；张化楠等[21]对生态系统服务功能价值法等目前较为常用的水生态补偿核算方法进行了总结，分析了水源地生态补偿标准核算面临的障碍性因素。汪雅梅等[22]以渭河为例研究了开展生态调度后基于引水量变化量、经济成本核算、直接经济损失三方面因素的效益影响核算方法，并提出采用水生态补偿基金作为补偿的实施方式。文献检索和实际应用表明，水生态补偿研究主要集中在补偿标准方面，在补偿关系上主要是以上下游、不同区域间补偿以及政府调节为主。

生态调度必然会影响工程的经济效益，因此必须有避免或尽可能减少参与生态调度的工程收益损失的措施才能切实推进，实施生态补偿势在必行。但实际工作中生态补偿推进难度极大，一方面在于生态补偿标准难以确定。另一方面是“谁受益、谁补偿”原则难以落实，受益方难以真正提供对受损方的经济补偿，往往需要政府补贴来推动，很难持续。尤其值得关注的是，大量较早建成的工程设计中并无生态调度任务，开展生态调度后对效益影响更大。减少生态调度实施主体的利益损害，是推进生态调度有效实施的关键，也是当前的难点。目前的研究关注生态补偿标准较多，但缺少补偿来源和实施的研究，主要仍依托政府调节、基金收取等方法，尚未见对于部分条件下生态调度后产生的效益转换的利用分析。本文针对丰水地区生态调度的实际效果，探讨在生态调度实施后供水效益在工程间的转换，研究相应的原则和核算方法下，建立内部补偿机制，降低补偿实施的难度，推进生态调度实践工作。

2 补偿原则和计算方法

将区域供水系统作为整体来看，部分工程实施生态调度后可以由其他工程承担其供水任务，从而带来内部兴利效益的转换，因此可以考虑基于内部效益转换构建生态调度的补偿机制。尤其是对于丰水地区，在需水存在增长趋势的前提下，系统整体供水效益可以增加，从而为整体核算框架下实施内部生态补偿创造了条件。本次研究在同一区域供水系统内工程具有供水补偿关系的条件下，分析生态调度实施后存在效益转换而进行生态补偿的原则和计算方法，对效益转换和补偿方式进行定量计算，构建内部补偿机制。

2.1 供水关系和补偿原则

（1）供水关系。水库由于具备调蓄能力，是最重要的生态调度手段，本次研究以此为重点。水库通常具有多类调度目标，若原有设计中不包含生态调度任务，实施生态调度后必然会带来效益损失，生态补偿是保障其生态调度能长效实施的重要手段。本文主要基于同一供水系统的水库之间供水效益的转换进行分析，系统内存在的供水关系如图1所示。

图1中，A、B水库均有其独立供水的经济用水户，也有共同供水的经济用水户。现有供水模式下，B在完成经济供水任务后不能满足生态需求，而A水库供水能力相对较强，在满足自身经济供水和生态供水的同时，有能力增加A、B共同经济用水户的供水，减少B水库供水任务实现生态调度。即对于A、B组成的供水系统，可以通过内部供水关系的调整改变现有的供水格局，同时满足生态和经济需求，实现总体供水效益的最大化。对比现有供水模式，在B水库实施生态调度后供水量减少，A水库的供水量和供水效益增加，可以向供水效益减少的水库提供生态补偿经费。此外，由于水库的多功能特征，除供水外，灌溉、发电等其他兴利调度也存在类似的效益转换关系。

图1 生态调度后存在效益转换的供水系统

（2）补偿原则。针对上述供水系统的结构特征，本文提出“尊重现状，整体核算，收益共享，效果考核，政府调节，适度补偿”的原则来制定生态调度后供水部门之间的收益二次分配，实现生态调度目标。各项原则的意义如下：

①尊重现状。水利工程现有的供水效益是核定生态补偿的基础，包括现状没有实施生态调度的工程供水量。现状调度基础上，供水收益增加的水库向承担生态调度任务后收益减少的水库转让收益。

②水价统一。经济供水和生态调度用水价格体系统一，对于指定要求的生态补充供水量，同样按照城镇原水的水价标准计算收益。

③整体核算。以供水系统整体核算收益和成本，对于供水系统而言原水供给量与指定要求生态补水量均累计作为水库的原水供水量，并按照同样的价格核算，并核算运行成本。

④收益共享。在系统供水整体收益增加的前提下，在考虑供水成本的前提下系统整体衡量收益增长量，其中超过工程预期增量部分的收益为全部供水工程共享。

⑤效果核算。对于生态调度需要进行评估考核，是否开展生态调度及其实施效果作为制定补偿标准的重要依据。

⑥政府调节。在系统城市供水量增加带来的收益不足以满足生态调度带来的经济效益损失时，政府应予补偿。

⑦适度补偿。一般来说生态补偿是对部分损失进行适度的补偿，通常需要实施主体承担部分效益损失。

2.2 计算方法按照上述原则，在生态调度后，供水量和供水效益增加的水库向收益减少的水库补偿生态调度损失。同时对于有潜力的工程还需考虑现状基础上可能增加的供水收益，收益的增减量需要对比合理增长后的收益。考虑水库的供水成本，补偿计算的总体思路见图2。

按照上述流程，先基于供水系统进行效益分析，核算开展生态调度后效益增加对效益受损工程的补偿量，最后分析政府补贴。具体的计算过程如下：

图2 水库生态调度补偿费用计算思路

（1）供水工程的现状供水量及收益：

式中：WOi为现状水平下第i个水库的供水量；n为总的供水水库个数；WD现为用水户现状总用水量；A1i为第i个水库现状收益； p为水价。

（2）合理增长率下的预期供水量：

式中：WD为合理增长率下用水户的需水量；WP为水库合理增长率下总供水量；WPi为第i个水库合理增长率下的预期供水量；c为预期的用水增长率；e为不实施生态调度条件下各个水库的供水增长率，可以通过模型计算，供水后没有能力实施生态调度的工程一般e取0；A2i为第i个水库预期收益。

（3）生态调度后的水库供水量及收益：

式中：WQ为生态调度后的总供水量；WSi为第i个水库生态调度后的供水量；Fi为生态调度后第i个水库的收益；WS增为生态调度后供水量比预期增加的水库总增供水量；WS减为生态调度后的供水量比预期减少的水库总减少水量；l为承担生态调度后供水增加的水库数量；m为承担生态调度后供水减少的水库数量，承担供水任务的水库总数：n=m+l；F增为生态调度后供水量增加的水库收益；F减为生态调度后供水量减少的水库收益。

（4）可用于补偿的增供水量收益：

式中：B为可用于补偿的水库增供水量收益；k为扣除各类供水成本及合理收益后可用于补偿的比例，各个收益增加的水库采用统一计量标准，其中的成本应包括设备折旧、管理维护、运行成本、人员经费、税金等。

（5）生态调度后供水减少的水库需补偿金额：

式中：L1为生态调度后供水减少的水库需补充的损失金额；H为扣除水库部分成本后需补偿的比例。

（6）未承担供水任务的水库生态供水补偿：

式中：L2为未承担供水任务的水库生态供水需补偿金额；r为不承担供水任务但有新增生态调度供水的水库数量；WRi为水库在指定时段补充的生态水量；G为未承担供水任务的水库扣除成本后需补偿的比例。

（7）政府补贴的计算：

式中：CG为需由政府补贴的金额，当水库增加供水效益B小于需补充的生态调度补偿费用（L1+L2）时，说明供水增量的收益低于生态调度带来的效益损失，差额部分需要由政府补贴等方式解决，当水库增加供水效益B大于需补充的生态调度补偿量（L1+L2）时无需政府补贴。

（8）承担生态补偿的水库补偿费用的分配。除去政府补贴，增供水库按照各自增加的可补偿收益比例分摊（L1+L2）的生态调度补偿量，多余的收益仍归增供水库自身，即各个增供水库实际的补偿量为：

式中，BRi为增供水库实际的补偿量，即按照参与生态调度水库的增供比例将补偿经费分配到各个水库。

3 实际案例分析

3.1 案例区概况为验证方法，选择三亚市开展实例研究。三亚市属于南方滨海城市，受地形影响形成了东、中、西三部分相对独立的水系。全市多年平均径流深685.61 mm，地表水资源量13.15亿m3，此外还有部分入境水量。2016年全市用水总量2.91亿m3，占水资源量的14.7%。三亚市水资源总体较为充沛，但存在和社会经济分布不匹配的问题。中部地区社会经济规模最大，但水资源相对匮乏，供水形势较为紧张，河道生态水量不足；东、西部由于水资源较丰富而且社会经济需水较小，供水压力较小。为了保障三亚市中部中心城区的用水安全，已经建成了东西部水源向中部调配的统一供水系统。在现有供水格局下，中部水系由于水量不足且承担较多的城镇供水任务，社会经济用水挤占河道生态用水较为严重。因此，制定合理的生态调度方案和在保障城市供水安全的前提下，提高主要河流尤其是中部城区河流的生态水量，具有现实紧迫性。

该市的供水系统中包括4个水库水源和5个水厂以及东中西3个区域用水户，水源与水厂以及水厂和区域用户之间的供水关系如图3所示。由于水源池、半岭、赤田水库建设较早未设计生态流量，只有建设较晚的大隆水库承担下泄生态流量的任务。

图3 案例区供水关系

在全面开展生态调度后，大隆水库需保证宁远河生态需水8.5 m3/s，水源池水库需保证藤桥河生态需水0.73 m3/s，半岭水库需保证三亚河生态需水0.35 m3/s，赤田水库需保障大茅水生态需水2.19 m3/s。现状供水调度模式下，只有大隆水库通过发电调度尾水满足了生态需水，而其他水库均未进行生态调度。考虑东西部水源有一定潜力，因此分析通过调整共同用水户的供水减少中部水源工程的供水压力，即减少中部水源池、半岭水库向金鸡岭、荔枝沟水厂的供水，增加西部水厂和青田水厂向中部的供水，实现全部水库都能开展生态调度，满足各自所在河流的生态下泄量。

3.2 补偿计算

（1）现状供水量。据统计，近期全市原水供水14 457万t，水价为0.24元/t，现状供水总收入3470万元。为便于比较，选择未来用水不变的模式，实施生态调度后中部水库因生态调度供水减少，各个水库供水有所变化。各水库现状和生态调度后的供水量及收益如表1所示。

表1 现状供水量下实施生态调度前后水库供水量及收益情况

表2 现状生态补偿结果

对于供水收益减少的水库，按照供水收入的1/3作为成本，即供水收益减少的水库需补偿金额为170万元。对应选择收入的3/4，2/3，1/2，2/3和3/4等不同比例作为供水增加水库的成本进行分析，可以作为生态补偿的费用及政府补贴需求结果如表2所示。

根据计算可以看出，如果未来总供水量不变，在成本相同的情况下，增供水库的收益正好可以补偿效益受损水库的损失。当增供水库成本高于受损水库时，需要政府补贴支撑生态调度，成本差越大补贴额越高。当增供水库成本低于受损水库时，不需要政府补贴，同时增供水库还可以享有部分成本差带来的收益。但实际中考虑现有供水模式的合理性，增供水库转移供水的成本通常不会低于原有的供水水库的成本。进一步分析表明，统一的水价机制下，供水成本受供水量及供水距离的影响，因此被补偿方与补偿方的成本差与政府需要承担的生态补偿金额密切相关。为了更好的实现生态调度，可以通过控制供水水库的成本差，实现内部效益转化的最大化，并减少政府补贴。

（2）合理增长率下的供水量。模式一考虑分析近期用水趋势，用水总量合理预期增长率c分别取3%，5%，7%，考虑不同预期增长率下，4个水库供水均有不同增长的情况。分析预期供水量WPi、预期收益A2i及收益变化情况，具体计算结果如表3所示。

模式二考虑实施调度供水增长后，水库生态调度后的生态补偿计算，通过全市水资源统一优化调配，考虑生态供水后由东西部水源工程增加向中部的社会经济供水量，中部水源通过水量置换增加河道下泄量满足生态流量，计算得出各个水库在整体生态调度后的供水量。生态调度后各水库的收益与现状情况对比及供水增减情况见表4。

以上计算结果，表明实施生态调度后与现状情况下的供水相比，大隆水库和赤田水库的收入增加，而水源池水库和半岭水库的收入有所减少，因此需要大隆水库和赤田水库转移部分增加的收益作为生态调度后利益受到影响的水库即水源池和半岭水库的生态补偿。

考虑成本及自身合理收益，预期供水增长的模式下，增供水库收益可于补偿的成本按20%、30%、50%和70%共4种供水收入作为补偿比例进行分析。供水减少的水库按照1/3的供水收入作为供水成本，收益减少的水库在不同增长率下需生态补偿情况如表5所示。增供水库在不同增长率下可提供的生态补偿经费和需要的政府补贴如表6所示。

表3 不同增长率下按现有调度方式调度的预期供水量收益情况（模式一）

表4 调度后各水库收益及供水增加情况（模式二）

表5 扣除水库自身成本后收益减少水库需补偿量（模式二） （单位：万元）

本文主要针对增加生态供水任务后供水系统内部供水效益转换实现生态补偿，由于供水系统内部社会经济供水与生态供水存在直接的竞争关系，因此生态补偿关系与供水量密切相关。随着社会经济用水增加，水资源丰富的水库在满足自身独立经济用水户后，可向共同经济用水户的供水逐渐减少。

依据以上计算结果，对比现状调度结果即表1，生态调度后总供水量增加，增供水库的收益增加，需要的政府补贴减少。不同增长率下，增供水库收益可用于补偿的比例不变，即自身供水成本不变时，政府补贴金额随生态调度后供水的增加而减少。但由于现实供水过程中，供水成本会随供水量及供水距离变化，因此实施生态调度后，增供水库收益自身成本增加，可用于补偿的比例减少，供水系统内部效益置换能力逐步降低，仅靠供水系统内部通过效益转换进行生态补偿的效果逐渐减弱，需要政府承担更多的生态补偿责任。

表6 扣除水库自身成本及合理收益增供水库可补偿量及政府补贴（模式二） （单位：万元）

4 结论

本文提出依据生态调度后供水工程间效益转换关系构建内部补偿机制，减少政府补贴等补偿方式，降低生态补偿的实施难度。研究表明，通过建立内部补偿机制，可以促进具备供水潜力的工程替代实施生态调度的工程供水任务，置换出部分工程水量满足河道生态需水，主要结论如下：

（1）只有是具备效益转换关系和供水潜力的整体供水系统才能构建内部补偿关系。必须是联合供水的整体工程系统，而且水量可以保障区域供水安全的前提下实现。对于整体缺水的区域，难以在生态经济都保障的条件下通过增加供水收益进行内部转化补偿。

（2）必须建立一定的原则和价值基准。补偿基准是实施生态调度补偿的关键，包括共同认可的工程收益标准，如现状或某一标准下收益标准，对于经济类供水和生态供水在效益上的等同关系等。本次研究中提出尊重现状原则，将原有水利工程在设计中并没有承担生态调度等功能下的经济效益以及合理增长率下的预期收益作为生态补偿的基准，但一般不应再考虑不实施生态调度条件下工程进一步提高的经济收益。

（3）工程运行成本以及预期供水量增长等对补偿的效果具有较大影响。在区域供水可以满足的条件下，如果运行成本更低、用水需求增长大，则补偿更容易，反之亦然。

（4）还需要进一步研究完善内部补偿机制的研究，包括补偿的基准研究，分析不同的生态流量标准、单位供水效益以及成本不同的影响，以及水价等手段作为补偿费用的作用分析等。研究可以提供一种思路，可以通过工程体系的构建主动实现这种补偿关系。即区域水网的构建对落实保障生态补偿具有基础性的作用，而连通工程的建设运行成本可以作为建成后增供水库的成本效益核算的一部分。