评估大型河流流域自适应水资源管理的连续性干预措施

《Water Resources Research》：Evaluate Sequential Interventions for Adaptive Water Management in Large River Basins

　　摘要

综合流域管理（IRBM）和适应性水资源管理（AWM）已被广泛推广为指导原则，然而在流域尺度上的实际实施仍然困难且未得到充分利用。顺序干预（SIs）是在预定决策点按预定顺序逐步采取的行动，为实施AWM提供了一种实用且灵活的方法。这些方法体现了AWM的核心原则——通过实践进行学习，使策略能够根据监测结果和变化的条件进行调整。本研究开发了一个基于AWM的回顾性评估框架，使用了一个综合水文-生态-经济模型（IHEEM）。该框架被用来评估顺序干预在黄河流域（YRB）的有效性和相互关系。黄河流域是世界上管理最密集的流域之一，自20世纪80年代以来，该流域已经实施了多种顺序干预措施，包括重要的政策和基础设施项目。研究结果表明，顺序干预产生了协同效应，逐步平衡了上下游和人类与自然的水资源需求，增强了环境流量，并提高了水资源利用效率。特别是小浪底水库（XLD）这一工程干预措施，在维持下游流量和冲刷沉积物方面起到了补充作用。这些发现表明，通过迭代的、基于证据的干预措施，适应性管理可以增强复杂社会水文系统的韧性，并为在全球面临日益增加的水文和社会经济压力的大型河流流域中推进IRBM和AWM提供见解。

**通俗语言总结**

管理大型河流流域的水资源非常困难，因为人类和自然都需要水，而水资源的可用性和需求一直在变化。尽管许多倡议呼吁采取综合和适应性的水资源管理方法，但将其付诸实践仍然具有挑战性。一种有前景的方法是使用顺序干预——逐步引入政策或项目，并根据之前的经验调整每个阶段。作为全球管理最密集的流域之一，黄河流域被选为案例研究。我们使用了一个结合水文、生态和经济的综合模型来评估这些干预措施之间的相互作用。结果表明，这些逐步行动相互强化，有助于平衡上下游的水资源利用，支持人类和生态系统，并提高水资源利用效率。工程措施在支持政策措施方面发挥了关键作用，特别是在维持河流流量和冲刷沉积物方面。这个案例表明，适应性管理通过迭代的、基于证据的干预措施，使大型河流系统更具韧性。这些来自黄河流域的发现为全球其他面临气候变化、人口增长和经济发展压力增加的河流流域提供了实用的指导。

**1 引言**

在世界许多主要河流流域中，人类的水资源需求已经超过了水资源的可用性，导致河流和含水层枯竭、上下游水资源分配不公、环境流量不足以及频繁缺水的脆弱性增加（Hanasaki等人，2013；Molle等人，2010；Scanlon等人，2023；F. Zhou等人，2020）。传统上，水资源管理主要集中在局部供水增强上，如地表水储存调节和调水，以及地下水抽取。尽管这些措施可以在短期内带来特定地点的好处，但它们经常在流域尺度上引发不利的社会经济和环境影响（Cai等人，2015；Molle等人，2010）。这种情况突显了转向综合流域管理（IRBM）的重要性，IRBM协调流域内的水资源、土地及相关资源的管理。与广泛认可的框架——综合水资源管理（IWRM；Boinet等人，2024）紧密一致，IRBM协调全流域的地表和地下水资源，以满足人类和自然系统的用水量和水质要求（Cai等人，2015；Jaspers，2003；Molle，2009）。它强调整体方法，整合全流域的工程基础设施和政策法规。这些方法旨在解决社会、经济和环境问题，同时促进更公平的水资源分配，以及人类和自然需求之间的更好平衡。虽然IRBM提供了一个关注水资源管理范围和广度的框架，但另一种互补策略——适应性水资源管理（AWM）提供了处理环境因素固有复杂性、不确定性和不可预测性的方法论和思维方式，指导水资源管理如何随着时间的推移不断得到信息更新、调整和改进（Holling，1978；Pahl-Wostl，2020；Pahl-Wostl等人，2007，2008）。将AWM原则纳入IRBM框架可以在地方和流域尺度上创建更加稳健、有韧性和响应迅速的水资源管理系统。尽管IRBM和AWM几十年来一直被用作全球流域水资源管理的原则，但正如Medema等人（2008）所指出的，仍需要将IRBM/IWRM和AWM理论转化为实践。受这一紧迫情况的启发，本文讨论了一个大型河流流域的IRBM和AWM的实际应用，并使用一种回顾性建模方法分析了这些实践的有效性和影响，该方法在流域尺度上整合了水文、生态和经济成分。在各种AWM实施策略中，顺序干预（SI）是一种实用且有效的设计，其中干预措施逐步实施，关于下一步实施哪种干预措施的决策基于流域水系统对先前干预的反应。这种逐步策略整合了解决方案组合，包括工程、市场营销以及政治和立法激励措施，以补充和完善早期的管理尝试，并应对剩余和出现的挑战。这种渐进的适应过程以受控和分阶段的方式处理流域治理的复杂性，帮助流域系统稳定发展，避免不可逆转的遗憾，并减少在长期不确定条件下（包括气候和社会变化）进行大规模一次性投资的技术和财务风险（Beh等人，2015；Herman等人，2014）。与固定计划不同，顺序干预的设计具有灵活性，可以根据多阶段的持续监测和评估调整之前的干预措施并增强各干预措施之间的兼容性。此外，序列中的每个干预措施都涉及来自不同行政单位和水资源使用部门的多样化利益相关者，从而能够从SI实施中收集反馈，促进跨部门和跨区域的协作（Jaeger等人，2017；Pérez-Blanco等人，2021）。许多大型河流流域已经实施了顺序干预，以发展更加适应性和渐进的解决方案。科罗拉多河流域的经验就是一个典型的例子。该流域的治理通常被称为“河流法律”，并不依赖于单一法律，而是发展成为一个由相互关联的立法、协议和司法裁决组成的复杂系统。从1922年的科罗拉多河流域契约（Lawless等人，2024；Meko等人，2022）开始，该契约规定了州际水资源分配，导致了长期的水资源过度使用，到2019年的干旱应急计划（Rivera-Torres & Gerlak，2021；Schmidt等人，2023），该计划依靠市场机制正式将水资源从农业用途重新分配到环境用途，一系列顺序干预协调了跨州和国际边界的水资源管理。另一个例子是尼罗河流域，该流域长期以来受到跨界水资源挑战的影响。20世纪60年代建造了阿斯旺高坝，以控制洪水并扩大灌溉面积（Abdellatif等人，2025；Van Der Schalie，1974）。除了工程顺序干预外，尼罗河流域倡议（NBI）于1999年成立，作为流域内各国之间的区域政府间伙伴关系，促进合作发展、可持续管理和尼罗河共享水资源的公平利用。NBI为对话、联合规划和投资提供了平台，以增强流域的水资源安全并减少冲突（Jaspers，2003；尼罗河流域倡议秘书处，无日期；Salman，2013）。NBI进一步促进了尼罗河流域合作框架协议（Mekonnen，2010；Salman，2013）的制定。该协议旨在促进更公平的水资源利用，同时寻求所有沿岸国家的充分参与（Basheer等人，2023；Rivera-Torres & Gerlak，2021）。对这些流域中顺序干预的分析和评估主要依赖于定性的历史回顾，侧重于政策解释和单方面利益安全，缺乏对顺序干预共同有效性的定量评估以及识别顺序干预之间的关系（协同效应或冲突）。这一知识空白促使人们开发了一个系统的、定量的框架来分析顺序干预。分析和评估顺序干预遵循Pahl-Wostl的基础AWM框架，该框架通过综合机构和社会学习促进“通过实践学习”的循环，以适应不断变化的社会生态条件（Pahl-Wostl等人，2007，2008）。为了定量分析这一概念，AWM建模将概念性治理框架与定量工具相结合，以分析迭代、渐进和基于证据的政策和工程干预，这些干预通常基于不确定的未来。AWM模型提供了决策支持平台，可以通过规划、实施、监测和学习阶段进行迭代，以增强河流流域的AWM（Pahl-Wostl，2020）。在定量方面，AWM建模利用系统动力学、优化和水文信息学来评估顺序干预等适应措施的绩效（Pahl-Wostl等人，2008）。许多研究应用了带有顺序干预的适应性管理建模，以实现系统响应和水资源管理实践之间的双向动态反馈。这些反馈最终用于在多个流域水资源管理阶段迭代确定最佳干预顺序。例如，系统动力学模型被用来模拟信息循环和政策干预在复杂河流系统中的共同演变（Y. Zhou等人，2015）。关于澳大利亚墨累-达令流域的研究结合了包括顺序干预在内的政策调整周期与流域水资源评估和规划模拟模型，以支持通过水市场进行生态流量交易（Alexandra，2018；Bischoff-Mattson & Lynch，2017）。综合水文-生态-经济模型（IHEEMs）已被用于支持IRBM（Cai，2008；Harou等人，2009；Ortiz-Partida等人，2023；Pulido-Velazquez & Tilmant，2022）。特别是Cai等人（2002，2003）应用IHEEM在30年的时间范围内优化了一系列顺序干预，以实现中亚锡尔达里亚河流域的可持续管理，考虑了流域内的社会经济增长和气候变异性。同时，CALVIN模型（加州价值综合网络）被开发出来，以最小化因水资源短缺和系统运营成本造成的经济损失（Draper等人，2003）。该模型还被用于分析地下水和地表水联合使用的经济效益和供水可靠性的提高，支持对加州水资源管理具有长期意义的技术和政策干预（Harou等人，2010；Pulido-Velazquez等人，2004）。然而，大多数关于AWM的建模研究，包括上述研究，都呈现了一种规范性的观点，强调事物应该如何，而不是它们实际是如何的。因此，这些研究在模仿实际的“通过实践学习”的流域水资源管理实践方面存在局限性。因此，我们的研究采用了一种基于回顾性评估框架的积极方法，在这个具有突出水资源管理问题的大型流域中，通过使用IHEEM和正则数学规划（Howitt，1995）模拟了空间和时间上的顺序干预，考虑了它们对水文过程、生态用水需求和社会经济结果的影响。该方法论和结果应用于黄河流域（YRB），这是世界上管理最密集的河流流域之一，上游和下游地区之间以及人类与自然系统之间的水资源分配挑战尤为突出。黄河水利委员会（YRCC）作为YRB的流域管理机构，自20世纪80年代以来已经进行了多次IRBM尝试，包括一系列顺序干预。因此，YRB是通过积极建模方法对适应性顺序干预进行回顾性评估的理想案例。我们在IRBM/AWM的背景下分析YRB的做法，定量解释顺序干预的演变并评估其有效性。通过揭示YRB中的基于证据的AWM，这些发现可以为全球大型河流流域的IRBM和AWM提供见解。

**2 研究区域——治理背景和实施的顺序干预**

**2.1 水文气候和地貌特征及其在满足水资源需求中的作用**

作为中国第二长、世界第五长的河流，黄河（图1）发源于青藏高原，流经九个省份和自治区，最终注入渤海（Zheng等人，2014）。在大陆性季风气候下，YRB的大部分地区是干旱和半干旱的。1981年至2010年间，年平均降水量为457毫米，从西北部的60毫米到东南部的900毫米不等（Yin等人，2021），这显著低于流域平均年潜在蒸发量1200毫米（Peng等人，2017）。由于降水量减少、温度升高和景观蒸发量增加，过去三十年的年平均径流量呈明显下降趋势（Shang等人，2020），导致流域内的水资源可用性下降。图1 在图查看器中打开 PowerPoint

中国的黄河流域（YRB）：总体地形、主干流及支流、省份（青海=QH、甘肃=GS、宁夏=NX、内蒙古=NM、山西=SX、陕西=SN、河南=HN、山东=SD）、关键水库（龙羊峡=LYX、小浪底=XLD）以及水文站（兰州=LZ、夏河堰=XHY、头道沟=TDG、潼关=TG、花苑口=HYK、利津=LJ）。具体而言，黄河的含沙量在所有主要河流中名列前茅，每年输送约16亿吨沉积物（Cheng等人，2021年；Y. Chen等人，2012年；Y. Wang & Su，2011年）。这主要是因为其中游流经极易侵蚀的黄土高原，携带了大量泥沙，并将这些泥沙输送到下游流域沉积。自古以来，这种大量的泥沙负荷给黄河流域的管理带来了诸多挑战，具体内容详见第2.3节。从需求方面来看，黄河是中国北方的重要水源，支撑着整个流域的生计和农业生产活动，同时还能调节洪水流量并输送大量沉积物。自古以来，人类对水的需求主要用于灌溉；随着灌溉面积的迅速扩大和工业的发展以及人口的增长，这一需求急剧增加。目前，黄河流域支撑着全国约12%的人口、17%的耕地以及60多个大中型城市，而仅使用了全国2.5%的水资源（Z. Wang & Lou，2022年；Q. Zhang等人，2017年）。总体而言，水资源利用率（取水量占可再生水资源总量的比例）已达到80%，远超过国际水资源管理界认定的40%的缺水阈值（中华人民共和国国务院，2021年）。除了下游用水需求外，还需要大量的水流来冲刷和输送沉积物。自20世纪80年代以来，黄河水利委员会（YRCC）每年预留210亿立方米的水量以满足环境流量需求。然而，如何实现这一目标一直是一个关键问题（Z. Wang & Lou，2022年），需要连续的政策和工程干预（第2.4节）。为了满足各种下游和上游的水资源需求，尤其是在洪水和干旱期间，从20世纪50年代到70年代末，工程措施发挥了主导作用（Song等人，2023年）。建造了许多大坝和水库来调节河流流量。截至2016年，黄河主干流及其支流上已建成217座大中型水库（YRCC，2020年），总蓄水量达682亿立方米（Wang, Zhao等人，2019年），而年均流域径流量仅为534.8亿立方米。像龙羊峡、刘家峡和小浪底这样的大型水库不仅用于供水、发电和防洪，还用于冲刷沉积物、稀释污染物以及维护生态系统。

2.2 治理历史与背景

黄河在维持生计和生态系统方面的作用促使形成了长达四千年的治理历史，这一历史受到该流域独特的水文气候和地貌特征的影响，治理制度也经历了不断的调整（Y. Chen等人，2012年；Zuo，2023年）。在古代（公元前），水资源管理主要集中在防洪上，这深受中国古代神话中河神传说的影响。到了汉代，随着灌溉事业的发展，出现了“河使”等官职来监督水利工程和河流治理（J. Wang等人，2024年）。这标志着水资源管理的正式行政和法律框架的初步建立，反映了从精神信仰向更科学理解的转变。唐宋时期及以后，专业人士开始参与河流治理，建立了更加完善的机构来制定政策、进行行政监督以及基础设施的建设、运营和维护。在现代之前，这些早期管理措施主要基于经验，逐步适应了频繁的洪水、沉积物堆积和灌溉范围的扩大，以及封建中央集权的加强。河流治理机构的逐步发展反映了黄河治理在组织复杂性和行政规范化方面的进步。直到现代，碎片化的治理方式逐渐演变为更加综合的河流治理体系，从传统的皇权治理转向现代国家治理（J. Wang等人，2024年）。1946年成立的黄河水利委员会（YRCC）标志着对河流上游、中游和下游进行协调管理的制度化（YRCC，2025年）。自此，YRCC作为中国政府下的流域管理机构，负责整个黄河流域的水资源统一监管。值得注意的是，与科罗拉多河流域或欧盟水框架指令所采用的分散式和协作式治理框架不同（Giakoumis & Voulvoulis，2018年；Lawless等人，2024年；Rivera-Torres & Gerlak，2021年；Yang等人，2013年），YRCC是该流域的中央管理机构，拥有跨省、跨部门的权力，负责协调工程规划、政策制定、实施、水资源分配、法规执行以及对极端水文气候事件和人为干扰的应急响应。在YRCC的领导下，通过一系列综合管理措施（IRBM和AWM），在不同部门和利益相关者之间协调黄河流域的水资源分配。本文其余部分分析的综合管理措施（IS）都由YRCC协调和监督。此外，黄河流域的治理实践植根于中国悠久的哲学传统。理解这一文化背景对于理解从古代到现代的流域治理演变的精神驱动力至关重要。春秋时期之前，道家“顺应自然”的原则占主导地位，强调维持自然的水流状态（Dong，2010年；Teng，2022年）。道家哲学的采纳导致人们采用疏浚河道作为主要的防洪方法（Jia & Li，2021年；Quan，2023年）。汉代以后，儒家哲学强调教育和纪律，提倡通过加固河岸和修建引洪渠道将洪水引向海洋来控制洪水，体现了以人为主导的集中式防洪方式的兴起（Quan，2023年；Yu & Chen，1994年）。明清时期及以后，沉积物控制成为黄河治理的核心要素。在科学理解沉积物动态和河道演变的基础上，发展出了“通过调节水流来控制沉积物”的策略，并证明是有效的（Z. Cao，2011年；Quan，2023年）。进入现代，这一策略通过黄土高原（河流中游）的土地保护和侵蚀控制措施，以及水库和水沙分流工程等工程手段得到了进一步扩展。这些措施展示了现代科学和工程如何与中国传统哲学相结合，重新构建了全面的、基于系统的流域治理模式，并体现了AWM在黄河流域的应用（Quan，2023年；J. Wang等人，2024年；Zuo，2023年）。近年来，中国政府通过YRCC和其他流域管理机构，推广了“以人为本”的理念、“天人合一”的和谐理念以及“科学发展观”等哲学原则，以实现可持续的水资源管理。自20世纪80年代以来，这些哲学原则指导了综合管理措施的实施，以解决黄河流域治理中的复杂问题，具体内容详见第2.4节。

2.3 黄河流域内突出的水资源管理问题

尽管为黄河流域进行了大量的制度和工程努力，但农业、工业和家庭用水部门之间以及不同行政单位（如省份、灌溉区等）之间的用水竞争仍在加剧（C. Liu & Cheng，2000年；Wang, Peng, Wu等人，2019年；D. Zhang, Wang等人，2024年）。自20世纪70年代以来，人类用水量的增长加剧了黄河流域内省份之间的水资源分配冲突，以及上游和下游用水需求之间的矛盾。因此，1971年至1999年间，河流下游频繁出现断流现象，28年中发生了22次，1997年下游断流长度达到700公里（Wang, Peng, Zheng等人，2019年）。尽管政府和流域管理机构（以YRCC为首）强调了为冲刷河道沉积物和下游生态保护保留环境流量的重要性（中华人民共和国国务院，2021年），但由于人类用水量过度、上游水库调节影响沉积物输送能力以及流域内干旱等原因，预留的流量并未得到满足。最严重的后果是黄河下游形成了“悬空”或“干涸”的河道，河床高度高于相邻的泛滥平原，这是由于上游大量沉积物堆积和河堤长期淤积所致。结果，黄河下游成为了一条“亏损”河流，河水渗入河岸含水层，增加了输水损失，导致下游长期的水量不平衡（J. Zhang，2018年）。这些情况非常危险：即使流量略有增加，也可能使河水水位升至堤坝顶部，堤坝一旦决口，将会在下游平原引发极具破坏性的快速洪水。如果不解决沉积物和流量不平衡问题，这些沉积和相关的难题将增加维护成本和长期的灾害应对负担。解决上游和下游用水分配不均、人类用水需求与生态需求不匹配以及极端水文气候事件带来的更大风险等问题非常复杂。单一的、一次性的解决方案既不可行也不有效。因此，治理措施采取了逐步推进的方式（Z. Wang & Lou，2022年）。

2.4 黄河流域综合管理措施的实施

从20世纪80年代开始，一系列渐进的综合管理措施（SI）随着20世纪60年代以来的工程发展相继实施（Y. Chen等人，2012年；Gao等人，2023年）。值得注意的是，这些措施是在中国经济繁荣的背景下实施的，并逐步解决了复杂的水资源管理问题，如图2所示（C. Liu & Cheng，2000年；Wang, Peng, Wu等人，2019年；D. Zhang, Wang等人，2024年）。图2 在图查看器中打开 PowerPoint

图2 显示了1987年至2019年间黄河流域综合管理措施的发展路径，包括实施年份、解决的挑战、措施内容及其主要贡献。*：小浪底水库于1999年底正式建成。2000年至2004年为初期运行阶段；2005年开始正常运行。?：2012年发布了最严格的水资源管理制度，2015年首次对总取水量、用水效率和污染物排放量进行了量化评估。Δ：该措施代表了黄河流域最新的管理措施，但由于其在研究期（2016年）之后才实施，因此未包含在本模型分析中。

1987年水资源分配方案（1987-WAS）
1987-WAS旨在解决省际间的水资源分配纠纷，由中国国务院制定，提出了首个尝试在流域和省级层面控制总用水量的大规模河流流域水资源分配方案。考虑到正常年份年均可用水量为580亿立方米，1987-WAS在九个沿岸省份和自治区以及河北省和天津市之间分配了370亿立方米的水资源，同时预留了210亿立方米用于冲刷沉积物和生态维护（Z. Wang & Lou，2022年）。值得注意的是，1987-WAS分配的水资源是指来自主干流和支流的水量，这部分水量无法回流到黄河。以用水量为分配标准可以更好地反映流域内水资源的稀缺性，强调减少净损失的目标。这对于水资源极度短缺且人类活动频繁的黄河流域尤为重要，尤其是考虑到下游大部分地区已成为“悬空”河流，任何从河流中引走的水资源都将永久离开流域。在水资源分配中强调消耗性使用也体现了对生态河流系统完整性的关注。

黄河水资源分配与管理条例（1998-REG）
尽管1987-WAS在理论上为行政单位设定了用水定额，但由于省际协调不足和流域层面监管不力，仍出现了问题（Wang, Peng, Wu等人，2019年；Wang, Peng, Zheng等人，2019年）。首先，包括流域总量和省级分配在内的年均用水量没有考虑年际间的变化。因此，各省份在干旱年份仍试图抽取与正常年份相同的水量，导致频繁的超量取水。此外，缺乏监测和执行不力使得这些措施效果不佳。1988年至1999年间，全流域的用水量增加了60亿立方米，导致下游地区更加严重的干涸现象（Y.王等人，2020年；张D等人，2024年）。为了解决这些问题，1998年颁布了《黄河水资源分配与管理条例》（王、彭、吴等人，2019年；王Z和娄，2022年）。这一后续干预措施考虑了年际水文气候的变化，并遵循了“在湿润年份增加分配量，在干旱年份减少分配量”的原则。该条例还规定了各省的月度用水配额。任何超出配额的用水量，都会通过黄河水利委员会的流域范围监测和监督系统被发现，并结合各省政府提交的月度用水报告（中华人民共和国国家发展和改革委员会及水利部，1998年；张Z和张，2002年），从后续的分配量中扣除，以确保年度总合规性。1998-REG有效地限制了全流域的过度用水，并有助于保护主河道的水量。2006年发布的《黄河水资源管理条例》（2006-ORD）

尽管1998-REG提高了技术要求，但由于省级政府与黄河水利委员会之间的行政命令、权利和责任有时不够明确，制度上的空白仍然存在。2006年发布的《黄河水资源管理条例》为1998-REG下的具体水资源分配规定建立了统一的法律框架。这一干预措施还规定了主河道和主要支流关键截面的最小流量要求（张D等人，2024年），并可通过法律强制执行。根据该条例，黄河水利委员会负责制定月度和年度的水资源分配计划，并对关键河段的日均流量进行严格监控和控制，允许的偏差仅为5%（中华人民共和国国务院，2006年）。随着2006-ORD的实施，主要取水点和关键河段的用水监测技术得到了升级（李J和寇，2011年），违规行为会通过黄河水利委员会与省级检察院/法院的联合行政/法律行动迅速处理。作为中国首个专门针对黄河的国家级法律文件，该条例至今仍是流域水资源治理的基石。

1987年《水资源管理条例》（1987-WAS）、1998年《黄河水资源分配与管理条例》（1998-REG）和2006年《黄河水资源管理条例》（2006-ORD）在2010年代需要进一步扩展和完善，因为中国经济的快速增长和生态恢复义务的扩大对可持续的流域管理提出了新的要求。值得注意的是，1998-REG和2006-ORD仍然缺乏对次省级层面（城市、地区、县）的全面用水监管和监测；这些法规都没有明确界定强制或允许用水者将取水量控制在规定范围内的机制。这些空白阻碍了政策的有效实施，特别是在经济发展导致地方用水需求增加的情况下，使得执法和实际合规变得越来越困难（王Y等人，2018年，2020年）。为了解决这些剩余的空白，中国于2015年实施了最严格的水资源管理制度，通常被称为“三条红线”（2015-3RL）。2015-3RL在流域、省级、城市、地区和行业层面设立了具有约束力的目标：总取水量上限、最低用水效率要求以及污染物排放上限。这些目标旨在遏制过度取水（包括地下水过度开采）、减少水损失（尤其是农业灌溉造成的损失）、缓解生态用水短缺并保护水质。2015-3RL的实施由省级和次省级机构负责，而黄河水利委员会则负责监督和检查。2015-3RL的实施定期进行五年评估和调整（中华人民共和国国务院，2012年）。与1987-WAS和1998-REG不同，2015-3RL将取水量作为控制指标。由于其在全国范围内实施，而不仅仅关注黄河流域，因此旨在建立一个更易于监管、监控和严格执行的宏观水资源管理系统。

《黄河流域生态保护与高质量发展规划纲要》（2019-OTL）于2019年制定，这是黄河流域最新的干预措施，其中“高质量发展”指的是从以资源消耗和高投入强度为主的发展模式向高科技、资源节约型发展的转变。该规划强调了通过维护生态安全阈值、保护供水保障和促进黄河流域低碳转型来构建绿色经济的必要性。

除了政策干预外，工程基础设施对于综合水资源管理（IRBM/AWM）也非常重要，通常伴随政策的实施。尽管在1980年代之前黄河流域已经存在许多大型水库，但1999年10月建成并投入使用的黄河小浪底水库（XLD，见图1）是一个具有里程碑意义的项目，主要用于下游泥沙冲刷、防洪和灌溉供水。尽管基于政策的措施旨在保障下游的泥沙冲刷和生态系统维护所需的水流量，但在干旱年份可能因水资源短缺或上游和中部地区的不受控制的取水而中断目标实现。小浪底水库的总蓄水量为126.5亿立方米，可以缓解季节性水资源短缺，提高下游环境流量的可靠性（高等人，2023年）。特别是，小浪底水库被设计为在夏季释放大量预先安排的水量，以冲刷下游河床并移动河道中的泥沙。该水库可以阻挡几乎100%的黄河中游泥沙输送，防止下游河床在至少20年内上升（胡等人，2008年；李G，2006年）。同时，小浪底水库将防洪标准从60年一遇提升到1000年一遇，并有效降低了下游地区的冰凌洪水风险（吴Z等人，2006年）。总之，上述措施旨在（a）在整个流域的上游、中游和下游地区以及不同用水部门之间实施全流域的用水监管；（b）为环境流量预留空间。这些措施实施的关键制度安排是黄河水利委员会的核心作用。通过在整个政策制定和实施过程中保持领导地位以及设施控制，黄河水利委员会提供了制度上的连续性，并成为综合流域治理的基础。自1987年《水资源管理条例》实施以来，黄河水利委员会已将水资源分配正式纳入其职责范围，确立了河流治理与流域权力之间的联系。1998年《黄河水资源分配与管理条例》进一步强化了黄河水利委员会的统筹管理作用，要求每个沿岸省份提交年度和月度用水计划以供审批，从而使省级行政系统与流域层面的监管机制保持一致（宋等人，2024年；庄等人，2015年）。在基础设施运营方面，黄河水利委员会负责整个流域内主要水库的统一调度，发布年度、月度和实时指令。在本文的其余部分，我们将探讨以下问题：这些措施是否有效逐步平衡了上下游以及人类和自然的水资源需求？这些措施之间是否具有协同效应？小浪底水库的建设是否对管理下游泥沙冲刷和供水起到了补充作用？

3 方法论
我们提出了一个遵循综合水资源管理（AWM）概念的建模框架（见图3）。设计了一个结构化的“边做边学”循环，通过回顾性建模方法来模拟按时间顺序实施的措施。实际上，黄河水利委员会作为流域管理机构，根据流域对先前措施的响应来做出决策，并启动新的政策或工程措施。该框架并不遵循具有内部反馈和随时间演变的严格系统动力学方法，也没有明确模拟黄河水利委员会的决策过程。相反，该模型通过提供流域系统对每个规定时间点实施的措施的响应来模拟这一现实世界过程。假设黄河水利委员会利用对已实施措施（包括新添加的措施）的评估来指导下一次决策。通过这种程序，一个措施的结果会与其之前的措施叠加，并延续到后续的措施中，从而能够模拟由这些措施驱动的流域系统随时间的演变。这种设计有助于定量评估措施的有效性，而不是模拟导致这些措施的决策过程。

建模框架概述了按时间顺序实施的措施及其影响之间的互动。对于每个措施，标记的开始年份表示该措施引入黄河流域的年份；一旦实施，该措施就会持续有效，并在整个后续期间继续约束或影响流域的综合水资源管理（AWM）。我们的建模框架旨在研究流域系统如何响应一系列历史上实施的措施。对于在基准年份引入的每个措施，我们将其效果编码为一组约束条件（例如，水资源分配规定或储存操作规则），这些规则从该年份开始生效，重塑水文、经济和生态条件，并为后续措施建立起始状态。该建模框架采用了流域规模的IHEEM模型（严等人，2026年），配置为在研究期间（1996–2016年）逐年运行。利用关于自然过程和人类活动的准备输入数据，我们完成了一系列措施模型运行。

3.1 数据
IHEEM的设置、校准和运行使用了为黄河流域的自然系统和人类系统准备的数据，主要来自严等人（2026年）。自然系统输入包括水文气象时间序列、含水层和水库属性；人类系统输入包括各部门（生活、工业、农业和环境）的用水需求驱动因素、基础设施特征和操作规则。数据来源于政府和流域机构的统计数据、全球数据库、现场实验、专家咨询以及相关研究的数据（支持信息S1中的表S1）。表1总结了用于描述措施的关键参数和数据来源。以政策为中心的措施通过用水限制和技术发展要求来量化；而工程措施（2000-XLD）则通过其物理和操作属性来量化。在建模框架中，2000-XLD分为两个阶段：初始运行阶段和正常运行阶段。在初始运行阶段，用于表示水库充水的储存-水位曲线是根据实时观测数据得出的（唐等人，2005年）。在正常运行阶段，包括关键月度水位和为防洪及泥沙冲刷而安排的释放流量在内的操作规则遵循黄河水利委员会的规定（2006年）。数据处理和质量控制程序可以在支持信息S1的文本S1中找到。表1. 措施数据及其来源

1987年《水资源管理条例》（1987-WAS）
中华人民共和国国务院办公厅（1987年）
年度省级用水配额

1998年《黄河水资源分配与管理条例》（1998-REG）
省级月度用水配额，年度总用水分配量
中华人民共和国国家发展和改革委员会及水利部（1998年），黄河水利委员会

2000年小浪底水库建设（2000-XLDa）
水库容量、储存-水位和储存面积曲线，用于防冰凌洪水和泥沙冲刷的水位和流量
安等人（2000年），唐等人（2005年），李G（2006年），黄河水利委员会

2006年《黄河水资源管理条例》（2006-ORD）
黄河主河道和支流控制截面的最小流量
中华人民共和国国务院（2006年），黄河水利委员会

2015年《最严格水资源管理制度》（2015-3RL）
农业、工业和生活用水的年度和省级上限，灌溉效率系数
中华人民共和国国务院（2012年），地方政府机构

a
初始运行阶段：2000–2004年；正常运行阶段：自2005年起。

3.2 IHEEM模型
IHEEM模型是为黄河流域规模的水资源可用性评估和水电、农业、城市及生态系统用水者在次省级层面的水资源分配而开发的（严等人，2026年）。这个半分布式模型建立在由水源（河流、含水层和水库）和用水节点及节点之间的链接组成的流域网络上，代表了水流连通性和供需关系（支持信息S1中的图S1和表S2、S3）。该模型在满足水量平衡、基础设施容量和政策规定的前提下，最大化全流域的水资源使用净效益。为了考虑时间价值并保持年际可比性，优化后的净效益通过使用农业生产者价格指数（APPI）和消费者价格指数（CPI）等经济指标将历史需求侧值标准化转换为基准年（2020年）的值（国家统计局，2025年，见支持信息S1中的表S1）。IHEEM模型在研究期间（1996–2016年）的每年以月度时间步长运行。需要注意的是，月度时间步长无法明确捕捉到水库的短期操作，特别是小浪底水库的泥沙调节方案。尽管如此，由于本研究的主要目的是解决在月度或年度时间尺度上定义的整个流域范围内的水资源分配问题，我们使用了一个聚合的月度框架来表示水库的运行情况，该框架的特点是每月的流入量、排放量和存储量变化。IHEEM被构建为一个优化模型，而不是一个模拟模型，在该模型中，水文组件利用观测到的流量和存储量信息来强制执行流域和节点级别的质量平衡，而经济组件则由净收益最大化驱动，其中农业生产成本函数通过正数学规划（PMP）来估算，以提高模型的准确性。在这种结构中，许多关键参数都是根据经验进行校准的，或者是根据制度规定确定的。因此，本研究没有进行传统的校准，关于模型结果的更详细验证可以参考Yan等人（2026年）的工作。同时，支持信息S1中的表S4提供了具体的模型评估指标，如百分比偏差（PBIAS）和标准化均方根误差（NRMSE），这些指标表明模型值与观测值保持在可接受范围内。此外，考虑到参数不确定性可能会影响模型性能，本研究借鉴了黄河流域（YRB）黑桃灌区（Hetao Irrigation District）的一个区域水经济模型的敏感性分析结果（Z. Cao等人，2023年），该模型也采用了与IHEEM相似的经济变量和PMP方法。本研究还进行了额外的流域尺度敏感性分析，以进一步评估分析的稳健性（支持信息S1中的文本S2和图S4、S5）。选择作物价格是因为它们直接影响农业用水的利润，而农业用水是该流域中主要的用水部门；同时选择了工业用水价格进行分析，因为它们影响非农业用水以及非农业部门和农业部门之间的水资源分配。敏感性分析结果表明，这些参数的合理变化（基线值的-20%到+20%的变化）不会对模型性能或本研究的结果产生实质性影响。模型中应用的PMP校准能够再现基准年的实际观测结果，以及任何新实施的政策或工程干预措施带来的变化（Cai & Wang，2006年；Howitt，1995年；Mérel & Howitt，2014年；Zhu等人，2015年）。PMP校准程序的详细描述已在作者之前的工作中开发并验证（Yan等人，2026年），并在支持信息S1的文本S3中进行了总结。与提供最优流域管理解决方案的常规优化模型不同，通过PMP解决的IHEEM提供了一个与其研究年份实际观测结果一致的解决方案及其影响。这使得模型能够更好地捕捉现实世界的决策行为，并表示对实施的政策和工程干预措施（SI）的真实流域响应（Howitt，1995年；Medellín-Azuara等人，2010年，2012年），这些政策和措施是在实施时手动添加到建模框架中的。SI被转化为显式的数学约束，并整合到IHEEM中（支持信息S1中的文本S4），它们在制度层面（流域、省份、城市、部门）和时间尺度（年度、月度）上有所不同。每个约束从每个SI的实施年份开始生效，限制了基于消费的年度（1987-WAS）和月度（1998-REG）的水量配额、最小横截面流量（2006-ORD）、总取水量上限和最低用水效率（2015-3RL）以及水库运行规则（2000-XLD）的模型决策。此外，鉴于在建模框架中将黄河流域委员会（YRCC）表示为一个中央河流流域管理机构，假设建模代理之间有完全的信息共享，并且由YRCC协调可行的全流域水资源分配决策是合理的。这一假设与YRB的制度和监管框架一致，根据该框架，省级政府有法律义务向YRCC报告水资源可用性、取水量和计划用途。正式的报告和审批流程确保了流域范围内的分配决策基于跨部门和地区的全面和标准化信息。该模型在通用代数建模系统（GAMS）中实现，并使用非线性优化求解器（CONOPT）进行求解（GAMS，2025年）。模型中使用的变量、单位和方程式在Yan等人（2026年）中有详细说明。简而言之，为了读者的参考，关于IHEEM的开发、校准和不确定性分析的详细信息可以在Yan等人（2026年）、Z. Cao等人（2023年）以及支持信息（支持信息S1中的文本S2和图S4、S5）中找到。本文的其余部分重点讨论了将SI纳入IHEEM及其在AWM分析中的应用。

3.3 带有SI的设计模型运行

SI旨在解决长期水资源管理决策中遇到的复杂性、不确定性和风险。遵循AWM的原则，带有SI的模型运行旨在通过以下方式模拟每个SI以及现有的SI：(a) 为每个实施的SI设计一系列规划情景；(b) 模型与决策者和利益相关者之间的迭代学习和反馈的复制，即假设现有干预措施的影响被传达给决策者和利益相关者，并在新干预措施的决策中得到考虑。更具体地说，干预措施是手动纳入模型的，并且模型在整个研究期间（1996-2016年）运行，同时在这些干预措施的实施年份激活SI。每个有新干预措施的年份都被视为一个基准，通过比较干预措施前后的条件来评估系统响应。1987-WAS之前的条件被视为起始基线。例如，如图3所示，在1996年（研究期的开始），1987-WAS被添加到建模过程中，模型在1987-WAS下运行并提供1987-WAS的评估；然后该评估作为1998-REG的决策反馈，从而形成一个决策循环，依此类推。也就是说，在1996-1997年期间，只有1987-WAS生效；当1998-REG被添加时，流域管理同时受到1987-WAS和1998-REG的影响。在这个循环之后，每个新SI的影响会累积在前一个干预措施的结果上，并继续影响下一个SI的决策。这种设置定义了一个与AWM中的“边做边学”循环一致的现实世界情景，在这个循环中，政策和工程干预措施根据观察到的系统响应逐步进行调整。为了保持模型的因果完整性并防止未来的信息影响过去，该框架逐年运行，每个SI都被分配了明确的开始和结束日期。年末状态作为下一年的初始条件，确保时间演化和系统状态转换的一致性。对于具有多年调节的水库，通过将年末存储量设置为次年开始的存储量来保持年际连续性。为了系统地评估这些政策和工程干预措施对自然和人类系统的个别和综合影响，设计了五个比较情景：S1 = 1987-WAS；S2 = S1 + 1998-REG；S3 = S2 + 2000-XLD；S4 = S3 + 2006-ORD；S5 = S4 + 2015-3RL。所有情景都覆盖整个研究期间（1996-2016年），每个情景中的干预措施都假设从1996年开始同时实施。以S2为例，无论1998-REG实际发生在哪一年，1987-WAS和1998-REG都在1996年同时被纳入模型中进行操作。这种设置允许从共同的基线比较不同干预措施的独立和联合影响，同时减少由水文变异性引起的潜在偏差。相关结果在4.1节和4.2节中有详细说明。

3.4 统计分析

大多数建模结果以每个河段和水需求部门的水流量、用水量以及社会经济和环境影响的时间序列形式呈现。非参数统计方法用于评估趋势、突变和变量之间的关系。非参数方法不需要正态性或线性，它们处理的是排序后的值而不是原始数据，因此比参数统计方法更稳健，对异常值的敏感性更低（Q. Zhang等人，2014年）。我们使用Mann–Kendall（M–K）检验来检测趋势（Forthofer & Lehnen，1981年；C. Liu & Zheng，2004年；Mann，1945年）；Theil–Sen估计器（也称为Sen的斜率）来量化趋势变化的幅度（Helsel等人，2020年）；以及Pettitt检验来检测数据序列中位数的显著变化（Q. Zhang等人，2014年）。对于相关性分析，特别是在相同情景下评估上下游关系或比较同一地点的不同干预措施时，使用Spearman相关系数来评估基于排序数据的单调关系的强度和方向。95%的置信水平用于评估这些统计分析的显著性。

4 结果与讨论

本研究分析和结果基于在特定假设下的模型评估，而不是确定的实证归因。它们从水文和用水响应的角度讨论了SI的影响，然后是来自地方到流域层面的相应社会经济结果。使用水文、生态、经济和社会指标进行定量分析，展示了单个干预措施或一系列SI如何解决黄河流域（YRB）中突出的AWM问题。分析展示了一个适应性的“边做边学”循环。

4.1 水文响应

4.1.1 水流量趋势

我们分析了1996-2016年期间，由于时间顺序SI的影响，河流沿线的年水流量趋势、趋势变化的幅度以及变化的时间点。如表2所示，所有站点的年流量在1996-2016年期间总体呈上升趋势（图4）。具体来说，实施1998-REG对上游的LZ（图4a）和XHY（图4b）以及上游和下游过渡区的TDG（图4c）影响有限。然而，在中游的TG（图4d）和下游的HYK（图4e）和LJ（图4f）年流量显著增加。这主要是因为1998-REG将1987-WAS下的年水资源分配细化为月度配额，通过减少高峰需求月份的上游超额取水量来消除1987-WAS对流量的不利影响，并缓解下游流域的流量减少。在2000年至2002年这些干旱年份，流量减少的同时，XLD在此期间得到了补充，下游流量开始增加。自2003年XLD运营开始后，所有站点的流量显著上升，这对应于2006-ORD的实施，该措施在主干流和主要支流的部分区域设定了严格的最小流量要求。由于2015-3RL仅在2015-2016年的两年期间加入模型，因此观察到其影响有限。此外，由于2015年和2016年都是干旱年份，预计会进一步增加流量的2015-3RL的影响可能被干旱年份的低径流量所抵消。为了展示2015-3RL的全面影响，我们在1996-2016年期间逐年运行IHEEM，同时实施所有政策（S5，支持信息S1中的图S2）。结果显示，TDG（支持信息S1中的图S2c）、TG（支持信息S1中的图S2d）和HYK（支持信息S1中的图S2e）显示出显著的上升趋势，表明2015-3RL有效地限制了人类在中间和下游流域的用水量，减少了沿河的取水量，从而增加了流量。表2. 站点的M-K趋势、Sen的斜率和Pettitt年份

注：*p ≤ 0.05 **p ≤ 0.01 ***p ≤ 0.001。图4在图查看器中打开。PowerPoint

1996年至2016年间，站点之间的上下游优化年总流量（图1中显示的位置）。黑色虚线表示SI实施到YRB的年份。红色实线表示在每个站点检测到水文趋势统计显著变化的年份。TG-HYK河段的增幅最大（表2），这是由于XLD的存储和排放增加了下游流量。同时，在2006-ORD下，来自最大支流渭河（Y. Zhang, Wen等人，2024年）的显著流入增加了TG的流量，进一步补充了TG和下游的流量。相比之下，LZ的Sen斜率最小。由于水资源充足，加上较低的社会经济发展水平和较小的人口，LZ及其上游地区的人类取水量保持有限，因此LZ对这些SI的流量趋势响应最小。在LZ、XHY和TDG站点，大约在2006年左右出现了突然的变化点，这反映了上游到中游河段流量制度的显著转变，与2006年实施的ORD政策一致。在TG站点，自2005年以来流量显著增加，这与XLD转为正常运行相吻合。为了实现冲刷沉积物、防洪和供水等功能，XLD必须保留更多的水以供下游使用。在此背景下，YRCC加强了规定，以减少TG上游的过度取水，从而间接增加了TG站点的年流量。对于HYK和LJ站点，变化点被确定为2003年。这一年与XLD的初步水-沉积物实验相关，期间在短时间内释放了大量水以冲刷下游的沉积物（Tang等人，2005年），导致HYK和LJ站点的流量出现了明显的变化信号。为了将这些检测到的趋势和变化点与背景水文变异性区分开来，对自然化的流量序列进行了统计分析（见支持信息S1中的表S5）。除了LZ站点有显著的上升趋势和2005年的变化点外，其他站点没有检测到统计上显著的趋势或断点。这表明，在现实世界情景中，流量模式的变化不太可能主要由背景水文变异性驱动，而更可能与SI（水文干预措施）的影响有关。

4.1.2 相关性
为了更好地理解不同地点的SI（水文干预措施）及其效应之间的关系，分别对特定地点不同情景下的流量序列（图5）以及每种情景下不同地点之间的流量序列进行了相关性分析（图6）。图5显示了每种情景（S1–S5）在每个站点之间的Spearman相关性（95%置信水平）。每个单元格中的数值是该情景对在每个站点的相关系数。系数范围从0到1，接近0的值表示没有单调关系，接近1的值表示较强的正单调关系。单元格颜色从蓝色到红色变化，对应于相关性的增强。图6显示了每种情景下站点对之间的Spearman相关性（95%置信水平）。每个单元格中的数值是该情景下站点对的相关系数。数值在0到1之间变化，较低的值表示较弱的相关性，较高的值表示较强的正单调关系，通过颜色渐变从蓝色到红色表示。YRB的不同区域对单个和组合SI的水文响应各不相同。如图5所示，S3、S4和S5从上游到下游的流量具有高相关性（例如，在图5e中，HYK的S3–S4相关系数为0.94，S3–S5和S4–S5相关系数为0.91），表明在这些站点，流量趋势在三种情景下相似，并且没有因新添加的干预措施而显著改变。这意味着新的SI（2006-ORD和2015-3RL）并没有显著改变之前的流量趋势，而是加强了早期SI的效果。换句话说，2006-ORD和2015-3RL的整合对流量趋势产生了相同方向的影响，流量模式保持一致。这两种SI与之前的XLD运营协同作用，在整个流域产生了同步的水文响应，而2000-XLD在这三种SI中对下游流量的影响占主导地位。在上游和中游地区（图5a–5d），水文序列显示出相对较高的相关性，表明所有情景下的水文行为变得一致。这种水文趋势的一致性反映了SI之间的整体协同效应，这得益于以消费为导向的水资源分配规定、XLD的建设以及上游至中游地区的取水控制政策之间的互补性和合作。相比之下，在下游站点HYK（图5e）和LJ（图5f），相关系数显示出显著差异。在2000-XLD的情况下，水库运营重新分配了下游流量，这与仅由水资源分配政策控制的S1和S2的情况有显著不同，导致相关性降低（蓝色部分）。水库的蓄水和调节改变了流入模式，使下游河流流量动态从纯政策驱动转变为工程控制主导，为下游流量的时间和大小提供了额外的调节能力，补充了实现下游供水和生态目标的政策干预。通过检查每种情景下上游和下游站点之间的流量相关性（图6），可以进一步了解SI对流量模式的影响。主要是由于距离上的空间异质性，从上游到下游的流量相关性下降；尽管排水区域有显著重叠的相邻站点仍然具有强相关性（例如LZ和XHY之间）。然而，SI通过综合的取水调节、流量控制和存储缓冲（通过XLD）逐步重塑了上下游的水文相关性。具体来说，在只有1987-WAS的S1情景下（图6a），各省之间的水资源分配遵循年度配额。上游和中游地区往往在高峰需求期间集中取水，导致下游严重缺水甚至流量中断。随着1998-REG的加入（图6b），站点之间的相关性增加。首先，这是因为1998-REG依赖于YRCC来实施统一的流量调节，要求每个沿岸省份遵循其年度用水计划，加强了整个流域流量的人工控制和监督。其次，1998-REG根据年度水文条件动态调整用水，避免上游过度取水，并试图在干旱年份将流量安排到下游地区。第三，1998-REG规定的月度用水配额有助于维持年度配额，增加下游流量总量，并平滑时间流量模式。所有这些都有助于增强上下游流量之间的相关性。如前所述，XLD的运营显著改变了下游的水文制度。图6c进一步显示了水库运营如何通过减少河流沿线的相关性来降低自然流量的连续性。与S3相比，S4在2006-ORD下进一步放大了流量的空间异质性（图6d）。2006-ORD的主要目标是在指定截面实现流量目标，而不是维持自然水文过程的连续性。因此，上游的流入不再自然地传递到下游；相反，只有超出人工控制的部分水被释放，减少了流量变化的同步性。在引入2015-3RL的S5下，不同地点的水文序列之间的相关性得到了恢复（图6e）。2015-3RL通过进一步压缩人类取水，在河道中保留了更多的水，减少了人类对河流自然流动的干扰，旨在恢复河流的自然流动制度。此外，总用水控制在流域、省和区域层面分层实施，使空间和时间上的用水行为同步，避免了流量极端波动。这表明2015-3RL在流域尺度上恢复了水文的一致性。

4.2 用水响应
在不同情景下，用水量受到各种规定的调节，显示出各省之间（图7a）和上下游地区之间（图7b）影响的空间差异。如图7a所示，在五种情景中，S5下每个省份的长期平均总取水量最低，因为人类用水量减少，环境流量增加，从而减少了总体取水量。大多数省份在S1下的取水量最高，因为1987-WAS的主要目的是确保每个省份的“应得”用水配额。然而，如果没有法律或制度执行，省份倾向于完全使用或超过其分配的配额（Y. Wang等人，2018年；D. Zhang等人，2024年）。因此，依赖上游流入的两个下游省份HN和SD，在上游和中游省份过度取水以追求经济利益时，其用水可用性显著减少。在每种情景下，SD的取水量最高，这反映了XLD在缺水期间通过流量调节有效保障了下游供水。在1987-WAS和1998-REG下，XLD发挥了补充作用，以满足下游的用水分配目标。支持信息S1中的表S6提供了每种情景下各省的详细用水数值。图7显示了1996–2016年间多年平均用水量的空间模式。（a）各省的总取水量。点之间的垂直间距反映了每种情景下各省之间取水量的差异。（b）从上游到下游的累计取水量。同一位置曲线之间的垂直间距代表了不同情景下累计取水量的差异。多年平均累计取水量（图7b）显示从上游到下游的趋势明显增加。在曲线的特定位置出现了逐步增加的情况。这些步骤通常与密集的用水区域有关，如大型灌溉区、集中工业区和城市人口中心。与S1相比，1998-REG的引入将水资源分配从年度静态配额升级为月度动态调度系统，大幅减少了S2中的累计取水量。2000-XLD和2006-ORD的实施并没有显著改变整个流域的总体空间用水模式，但下游地区的用水行为有所不同。在S3下，XLD的运营在干旱季节补充了下游流量，导致下游地区的累计用水量增加。相比之下，2006-ORD在河道中保留了更多的水，减少了用于非河流用途的水量，使得取水量低于S2和S3。此外，通过实施节水机制来匹配取水限制，2015-3RL将农业、工业和家庭用水纳入严格的总量控制框架，降低了整个流域的用水量，强调了强有力的强制性政策干预在控制总用水量方面的作用。

4.3 经济-环境-社会评估
4.3.1 SI的集体有效性
从多个方面系统评估了SI的有效性，包括上下游用水公平性、经济效益、环境流量保留、水电生产和农业用水可靠性（图8）。常用的基尼系数（图8a，见支持信息S1中的文本S5）用于衡量上游、中游和下游用水的空间公平性（X. Wang等人，2011年；W. Wu等人，2019年），该系数表明这些地区之间总用水差异逐渐减少。这表明在连续的干预措施下，整个流域的水资源分配公平性得到了改善。具体来说，1998-REG纠正了1987-WAS下意外的上游-中游过度取水；2000-XLD弥补了1998-REG和1987-WAS留下的下游分配缺口；2006-ORD加强了主干流和主要支流的流量控制；2015-3RL对省级到县级的用水量设定了上限。总体而言，这些政策和工程措施对过度取水实施了更严格的监管，并改善了整个流域用户可用的水资源供应公平性。图8显示了1996年至2016年SI评估的指标。（a）上下游用水公平性的基尼系数；（b）整个流域的水资源生产力；（c）整个流域的水电生产、灌溉作物生产和工业及家庭用水的净收益；（d）黄河内河道环境流量与年流量的比率；（e）主干流上主要水库的总发电量；（f）中下游灌溉的可靠性。虚线表示YRB中SI的实施年份。水资源生产力（图8b，定义为每单位水的经济产出）和净收益（图8c）都有所增加，特别是在1998–2000年和2015年之后增长最快，这分别对应于1998-REG和2015-3RL的实施。1998-REG使农业、市政和工业部门能够在高峰需求期间通过基于年度内流量和历史用水情况的动态月度配额确保充足的水资源，从而促进了灌溉和工业的扩展以及整体收入的增加。2015年之后，经济指标的快速改善主要归功于2015-3RL，它促进了节水灌溉系统和先进工业用水回收技术的采用，大幅提高了每单位水的经济产出。同时，水资源生产力和净收益的提高也得益于将历史生产部门的经济价格转换为基准年值，这些值从1996年增加到2016年（见支持信息S1中的图S3）。尽管经济发展和生态保护通常被视为相互竞争的目标，但黄河内河道环境流量与总流量的比率（图8d）随着年度波动而增加。这表明，在不同的水文条件下，黄河水利委员会（YRCC）逐步加强了对生态流量要求的承诺，特别是在2000-XLD和2006-ORD时期显著增加了下游流量，从而避免了20世纪90年代出现的流量中断问题。在流域水资源管理目标中，受水文变化影响的发电量（图8e）从XLD（2003-2005年）投入使用后开始增加。XLD的总装机容量为180万千瓦（Xia等人，2021年），显著提高了黄河流域的发电能力。自2006-ORD实施以来，中下游灌溉可靠性（图8f，定义为实际灌溉用水量与作物需水量的比率，详见支持信息S1中的文本S5）有所下降。由于灌溉面积的持续扩大，总灌溉用水量增加，而现有的地表水和地下水资源无法完全满足这一需求（Peng等人，2025年）。同时，2006-ORD和2015-3RL政策强调增加流量并限制农业用水量，导致灌溉区的水资源可用性降低，尤其是在干旱年份。

4.3.2 单项干预措施的增量影响
为了更好地理解各项干预措施对公平性、经济和环境指标的贡献，表3总结了序列中每项干预措施的增量值。

| 增量指标 | 1998-REG | 2000-XLD | 2006-ORD | 2015-3RL |
|--------------|---------|---------|---------|---------|
| 空间基尼系数 | -0.024 | -0.011 | 0.013 | -0.003 |
| 水资源生产力（元/立方米） | 0.086 | 0.039 | 0.005 | 0.283 |
| 净收益（十亿元） | 1.524 | 2.745 | -2.768 | 1.005 |
| 环境流量（百万立方米） | 26.183 | 1.423 | 6.591 | 23.518 |
| 发电量（吉瓦时） | 693.95 | 5222.81 | 160.81 | 1080.48 |
| 中下游灌溉可靠性（%） | -2.6 | 2.1 | -4.1 | -9.6 |

水资源公平性：1998-REG、2000-XLD和2015-3RL在实施干预后均降低了空间基尼系数，表明上游、中游和下游之间的水资源分配更加“公平”。具体来说，1998-REG通过考虑水文变化进行月度调节，减轻了上游过度取水对下游水资源的影响；2000-XLD通过XLD水库调节减少了自然水文变化对下游水资源的影响；2015-3RL实施了严格的总用水量限制和用水效率目标，特别是针对高消费省份。相比之下，2006-ORD优先考虑关键河段的特定流量目标。当出现低于这些目标的情况时，指定的用水区域需要减少取水量以满足该河段的流量要求（Ni & Cao，2014年）。这种调节可能会侵蚀不同区域用水者的公平性。经济方面：所有干预措施都提高了水资源生产力，其中2015-3RL的收益最大，反映了用水效率的提高和促进高附加值用水的作用。在各项干预措施中，2006-ORD对经济改善的影响较为有限，表明河段流量控制仅影响了考虑非河道用水的经济价值。未来的研究可能需要考虑河道内环境流量的经济价值。2000-XLD对净经济收益的增加贡献最大，这归功于发电量的增加和下游供应可靠性的提高。环境流量：所有干预措施都增加了环境流量（定义为排入海洋的流量），这与减少取水量和增强河道内流量有关，从而累积增加了下游的流量可用性。1998-REG的增量最为显著，因为它实施了强制性约束，以减轻1987-WAS带来的意外后果，如水资源过度使用和下游流量中断，使黄河连续多年保持稳定流量。后续的工程干预（2000-XLD）和政策法规（2006-ORD和2015-3RL）都将生态保护与经济发展视为同等重要的目标，并协同作用以保护环境流量，如河流控制站流量的增加所示（图4）。生产活动：所有干预措施都增加了发电量。对于政策驱动的干预措施，减少人类取水量和增加流量为水库运行提供了更多空间，从而提高了发电量。特别是2000-XLD增加了大量的发电能力，并通过增加向下游地区的流量来提高水电产量。然而，在1998-REG、2006-ORD和2015-3RL期间，中下游灌溉可靠性有所下降，2000-XLD期间略有回升。这显示了通过这些干预措施进行适应性水资源管理时处理权衡的复杂性。这些基于政策的干预措施增强了环境流量，并促进了向高附加值用水领域的转变，但不可避免地降低了传统灌溉用水的可靠性。工程干预措施2000-XLD通过增加下游灌溉用水量部分抵消了这一影响。此外，由于IHEEM具有全流域效益优化的特点，大量水资源被分配给了具有更高经济生产力的工业和民用部门，同时也满足了注入渤海的最低环境流量要求，进一步降低了农业用水的可靠性。

5 结论
本研究采用了一种回顾性方法，分析和评估了一个面临重大管理挑战的大流域中实施的水资源管理干预措施（SI）。该方法以IHEEM为基础，通过遵循AWM原则的结构性“边做边学”循环，量化了SI在空间和时间尺度上的水文、环境和社会经济影响。该建模框架能够定量、系统地评估SI的有效性和相关性，从而展示了与IRBM和AWM相关的流域治理经验。该框架以黄河流域为例进行演示，这是一个复杂的IRBM和AWM应用环境。在黄河水利委员会（YRCC）的治理下，实施了包括1987-WAS、1998-REG、2000-XLD、2006-ORD和2015-3RL在内的连续政策和工程干预措施，这些措施植根于长期的流域治理传统和中国古典哲学原则。本研究系统地评估了这些SI。政策和工程干预的叠加产生了协同效应：后续引入的SI倾向于强化理想的结果或纠正先前措施带来的意外后果，促进了向适应性管理的逐步转变。这体现在流域尺度上上游与下游、人类与自然用水需求的平衡得到改善。工程干预（即XLD）的运行作为政策工具的关键补充，用于补充下游流量和冲刷沉积物。虽然总体趋势表明水资源分配公平性、环境流量和用水效率有所提高，但特定阶段也存在权衡（例如，灌溉可靠性下降与环境指标的改善）。通过持续调整和实施政策和工程干预，黄河流域的水资源分配现在支持更可持续的发展，实现了流域内人类用水的平衡以及人类与自然用水需求的平衡。黄河流域的适应性管理轨迹可能为全球大型河流流域的治理提供有益的启示，特别是那些采用集中（自上而下）流域管理框架的流域。本研究的一个关键促成因素是存在一个强大的、中央集权的流域管理机构，它支持了SI的实施并实现了流域层面的AWM。将这些见解转移到其他流域需要关注制度背景。在分散或协作治理环境中，可能需要额外的协调、法律对齐和利益相关者谈判。尽管本研究开发的分析框架仍然适用，但其实际实施必须根据当地治理结构进行调整。未来的研究应扩展分析范围，包括补充已实施SI的综合性干预措施，因为当前的监管和工程措施尚未纳入经济激励措施。由于本研究的发现基于特定假设的模型评估而非实证归因，更详细的历史记录（如果可用）以及未来的观察结果将有助于进一步验证和加强建模分析。尽管黄河水利委员会一直在研究和试点水价和水市场等机制（Y. Chen等人，2024年；G. Li，2007年；Y. Liu等人，2021年；Su & Zhang，2022年；C. Zhang & Yin，2016年），但这些机制尚未被正式纳入全流域政策。后续研究应探讨适当设计的经济激励措施在其他背景下（Alexandra，2018年；Lawless等人，2024年；Schmidt等人，2023年）加强流域治理的效果，以及这些措施如何提高整体韧性。

本研究得到了中国国家重点研发计划（2022YFC3202305；2020YFA0608603）和浙江大学国际校区提供的启动研究基金的支持。作者感谢四位匿名审稿人的建设性建议，这些建议有助于改进手稿。

利益冲突
作者声明与本研究无关的利益冲突。

数据可用性声明
本研究使用和分析的数据详细记录在支持信息中以及Yan等人（2026年）的研究中。流量数据需要许可，不公开可用。该模型是在General Algebraic Modeling System（GAMS）中实现的，该系统可在https://www.gams.com/获得许可。

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