基于水質(zhì)-水位二元響應(yīng)關(guān)系推求過水型湖泊適宜生態(tài)水位研究*

張?zhí)煅?，董增?2，羅 赟，石晴宜，韓亞雷，崔 璨，周 強(qiáng)，張 游

(1：河海大學(xué)水文水資源學(xué)院,南京 210098) (2：水文水資源與水利工程科學(xué)國家重點實驗室,南京 210098) (3：黃河水利科學(xué)研究院，鄭州 450003) (4：江蘇省水利廳, 水土保持生態(tài)環(huán)境監(jiān)測總站,南京 210029)

湖泊作為重要的國土資源，具有調(diào)節(jié)徑流、發(fā)展灌溉、提供水源、溝通航運(yùn)以及改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境等多種功能，在社會、經(jīng)濟(jì)、生態(tài)方面有著不可取代的地位[1]. 我國湖泊眾多，面積在1 km2以上的自然湖泊就有2693個，其總面積達(dá)8.14×104km2[2]. 隨著全球變暖和社會經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，國內(nèi)眾多湖泊出現(xiàn)了面積萎縮、水質(zhì)惡化、生態(tài)退化等問題[3-7]，而水位是反映湖泊水文情勢和湖泊規(guī)劃管理的重要指標(biāo)，其時空變化過程會對湖泊生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的影響，是解決上述問題的關(guān)鍵所在[8]. 因此，科學(xué)地研究湖泊生態(tài)水文需求，綜合量化湖泊生態(tài)水位，對于維持湖泊生態(tài)功能，保證湖區(qū)生態(tài)系統(tǒng)健康可持續(xù)發(fā)展有著重要的意義.

目前關(guān)于湖泊生態(tài)水位的研究分為兩個方面：最小生態(tài)水位和適宜生態(tài)水位. 最小生態(tài)水位是滿足湖泊生態(tài)系統(tǒng)基本需求的水位紅線，常見計算方法有湖泊形態(tài)分析法、生物最小空間需求法、年保證率法和最低年平均水位法等[9-13]. 最小生態(tài)水位往往可在短時期內(nèi)保護(hù)湖泊生態(tài)系統(tǒng)功能和結(jié)構(gòu)不受到嚴(yán)重破壞，但長期地維持會導(dǎo)致湖泊流域生態(tài)系統(tǒng)退化甚至崩潰[14]，并且最小生態(tài)水位多為一固定的水文特征值，難以反映湖泊系統(tǒng)在不同時間節(jié)點對水位的要求. 因此，確定維持生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)健康發(fā)展的適宜生態(tài)水位成為了湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究的新熱點. 相較于湖泊生態(tài)水位研究，河流生態(tài)流量研究起步較早，其中水文變化指標(biāo)法(indicators of hydrological alteration)是較具有代表性的水文變化評估體系[15]. 淦峰等借鑒IHA指標(biāo)體系和RVA法(range of variability approach)，研究了長時間序列湖泊天然水位變化過程，構(gòu)建了包括高低水位閾值、發(fā)生時間、持續(xù)時間和水位變化率等在內(nèi)的生態(tài)水位指標(biāo)體系，提出了旨在通過恢復(fù)天然水位情勢來增強(qiáng)湖泊水質(zhì)、生態(tài)多樣性的適宜生態(tài)水位計算方法——IHA-RVA法[16]. 之后，國內(nèi)學(xué)者針對IHA-RVA法在湖泊適宜生態(tài)水位的應(yīng)用上進(jìn)行了一系列深入研究[17-18]. 但I(xiàn)HA-RVA法側(cè)重于還原歷史資料中的天然水位情勢，展現(xiàn)人類干預(yù)較少情況下湖泊生態(tài)系統(tǒng)對于水量的需求. 大型過水型湖泊往往承擔(dān)著防洪、供水、航運(yùn)等多種功能，人類活動對其影響顯著[19]. 眾多研究表明，我國大型過水型湖泊的生態(tài)環(huán)境均已經(jīng)發(fā)生了較大改變，污染負(fù)荷增加使水質(zhì)狀況出現(xiàn)了不同程度的惡化[20-22]. 重金屬富集、藍(lán)藻暴發(fā)等污染現(xiàn)象時有發(fā)生，破壞了湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康的可持續(xù)發(fā)展[23-24]. 因此，僅依靠IHA-RVA方法計算的適宜生態(tài)水位難以全面地反映生物群落健康發(fā)展對生存環(huán)境的需求，有必要將水質(zhì)因素納入過水型湖泊適宜生態(tài)水位推求的考慮范圍. 目前，國內(nèi)學(xué)者針對過水型湖泊水位-水質(zhì)相關(guān)性開展了大量研究[25-26]，但考慮過水型湖泊水質(zhì)需求的適宜生態(tài)水位研究還較為少見，管理部門多使用最小生態(tài)水位作為過水型湖泊的生態(tài)需水指標(biāo). 同時過水型湖泊出入湖水量大的特點，也使現(xiàn)有水質(zhì)調(diào)控的一些成熟經(jīng)驗(如特定時期增加入湖水量改善湖區(qū)水質(zhì)等)的實踐應(yīng)用效果不佳[27-29]. 因此，開展基于水位-水質(zhì)二元響應(yīng)關(guān)系的適宜生態(tài)水位研究是一項具有重要實踐應(yīng)用價值的課題.

本文針對過水型湖泊吞吐性強(qiáng)、水位調(diào)控可以有效改變換水周期的特點，提出了一種基于水位-水質(zhì)的二元響應(yīng)關(guān)系，恢復(fù)湖泊天然水位情勢的適宜生態(tài)水位計算方法. 以大型過水型湖泊——洪澤湖為例，首先采用IHA-RVA方法分析其天然水位情勢，計算生物群落對于生存空間的需求；再從滯留污染物總量、納污能力和水位-水質(zhì)經(jīng)驗公式三方面量化水位與水質(zhì)的相關(guān)關(guān)系；最后基于水位-水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系修正天然水位情勢，獲取可以平衡湖泊自凈能力和污染物滯留比例，滿足湖泊生態(tài)系統(tǒng)對水體大小和水質(zhì)環(huán)境兩方面需求的適宜生態(tài)水位，為洪澤湖生態(tài)保護(hù)、水資源管理提供相關(guān)借鑒.

1 研究區(qū)與數(shù)據(jù)

1.1 流域概況

洪澤湖地處淮河中下游結(jié)合部，匯水面積達(dá)15.8 km2，是中國第四大淡水湖. 作為過水型湖泊，洪澤湖吞吐性強(qiáng)，換水周期短. 自1990s以來，洪澤湖污染逐漸嚴(yán)重，水質(zhì)惡化，近年來雖有好轉(zhuǎn)，但仍處于輕度富營養(yǎng)化狀態(tài). 目前，洪澤湖水質(zhì)多為劣Ⅴ類，總氮是主要污染物，不考慮總氮的情況下，洪澤湖水質(zhì)可達(dá)III類標(biāo)準(zhǔn)[30]. 洪澤湖水體主要依靠地表徑流補(bǔ)給，其主要入湖河流為淮河、新汴河、懷洪新河、池河、新濉河、老濉河和徐洪河，主要出湖河流為入江水道、蘇北灌溉總渠和入海水道. 其中淮河是洪澤湖水量的主要來源，也是入湖總氮的主要來源. 洪澤湖地理位置及出入湖河流和水質(zhì)監(jiān)測點分布如圖1所示.

圖1 洪澤湖及出入湖河流的地理位置和水質(zhì)監(jiān)測點分布Fig.1 Location of Lake Hongze and its rivers and water quality monitoring sites

1.2 數(shù)據(jù)來源

本文涉及的水文數(shù)據(jù)有1988-2018年蔣壩站逐日水位數(shù)據(jù)和2003-2014年洪澤湖主要入湖河道(淮河、新汴河、懷洪新河、池河、新濉河、老濉河和徐洪河)和出湖河道(入江水道、蘇北灌溉總渠和入海水道)的逐日流量數(shù)據(jù). 根據(jù)《淮安市水資源公報》，它們分別約占總?cè)牒Y源量和總出湖水資源量的95%和88%. 水質(zhì)數(shù)據(jù)有2013-2018年湖區(qū)15個水質(zhì)監(jiān)測點的逐月總氮監(jiān)測數(shù)據(jù)和主要入湖河道(淮河、新汴河、懷洪新河、池河、新濉河、老濉河和徐洪河)逐月入湖總氮濃度數(shù)據(jù). 文中水文數(shù)據(jù)來自淮河水文年鑒，水位采用廢黃河高程，水質(zhì)數(shù)據(jù)來自江蘇省環(huán)境檢測中心.

2 研究方法

2.1 基于IHA-RVA法初步計算湖泊適宜生態(tài)水位

適宜湖泊生態(tài)水位應(yīng)當(dāng)為生物群落提供充足的生存空間，滿足生物發(fā)育、繁衍等活動對水量的需求，保證生物群落的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定. 在河流生態(tài)流量研究中，IHA法是具有代表性的水文變化評估體系，其基于長時間序列的水文數(shù)據(jù)，從流量、頻率、發(fā)生時間、歷時和變化速率5個方面33個流量指標(biāo)系統(tǒng)地評價河流水文情勢[31-32]. 其中大多數(shù)研究選取IHA指標(biāo)發(fā)生頻率為25%和75%的值為RVA閾值，以確定適宜流量的變動范圍，維持河流生態(tài)系統(tǒng)的健康[16]. 但目前的湖泊適宜生態(tài)水位研究并沒有形成統(tǒng)一的評價體系，因此本文借鑒IHA指標(biāo)體系和RVA閾值法計算洪澤湖天然水位情勢，基于洪澤湖多年逐日水位數(shù)據(jù)，采用月平均水位(Zave,i,i=1～12,m)和五日平均日水位變化率(ΔZj,j=1～365,m)作為適宜生態(tài)水位計算指標(biāo)，選取各指標(biāo)發(fā)生頻率為25%和75%的值作為RVA閾值，初步確定不同時期湖泊生態(tài)系統(tǒng)對于湖泊水體大小與水位變化速率的需求.

2.2 湖泊水位-水質(zhì)反饋關(guān)系的量化分析

過水型湖泊吞吐性強(qiáng)的特點加劇了水位調(diào)控對污染物滯留比例的影響，使水位與水質(zhì)的相關(guān)性更加顯著. 但其年內(nèi)水位變動劇烈，不僅容易削弱生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性和自凈能力，當(dāng)入湖污染負(fù)荷較重時，也容易造成水質(zhì)惡化. 因此，本文從歷史經(jīng)驗關(guān)系、逐月水位變化率和納污能力3個角度出發(fā)，分別量化過水型湖泊水位-水質(zhì)反饋關(guān)系，以期得到減少湖體污染物濃度、改善湖泊水質(zhì)的水位區(qū)間過程. 根據(jù)以往研究成果，總氮是洪澤湖水質(zhì)的決定性因素，且近年來濃度較為穩(wěn)定[30]，因此本文采用總氮濃度作為洪澤湖水質(zhì)指標(biāo)，以Ⅴ類水質(zhì)為目標(biāo)進(jìn)行研究.

2.2.1 分階段繪制湖泊水位-水質(zhì)關(guān)系圖 湖泊水位-水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系的分析量化結(jié)果可以對適宜生態(tài)水位進(jìn)行科學(xué)的調(diào)整. 但湖泊水質(zhì)影響因素眾多、彼此之間關(guān)系復(fù)雜，以全年為時間尺度進(jìn)行水位-水質(zhì)關(guān)系的分析可能會導(dǎo)致相關(guān)性不夠明顯. 因此，本文基于多年平均數(shù)據(jù)，從水文因素變化趨勢(水位、入湖水量)和入湖污染物負(fù)荷變化趨勢(入湖總氮濃度、入湖總氮總量)兩個方面對水位-水質(zhì)反饋關(guān)系進(jìn)行年內(nèi)分期；再在每個時段內(nèi)繪制洪澤湖水位-水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)比例散點圖；最后依據(jù)歷史數(shù)據(jù)擬合經(jīng)驗公式，計算滿足Ⅴ類水質(zhì)目標(biāo)要求的適宜生態(tài)水位取值范圍.

2.2.2 計算湖區(qū)逐月水位變化率 湖區(qū)水位變化率反映了湖泊出入湖水量差值的變動，對湖泊的污染物總量有直接影響. 大量蓄滯入湖徑流可以提升湖泊自凈能力，然而當(dāng)入湖河流水質(zhì)較差時，反而會造成湖區(qū)水質(zhì)快速下降；同樣，防洪泄水可以降低污染物滯留比例，但是泄水過快會削弱湖泊生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性和自凈能力. 為避免水位劇烈變化導(dǎo)致水質(zhì)惡化，本文選用發(fā)生頻率為75%和25%的多年月水位變化率作為逐月水位變化率的閾值，計算公式為：

ΔHZ′i=P75%(ΔZ′)

(1)

ΔLZ′i=P25%(ΔZ′)

(2)

式中，ΔHZ′i和ΔLZ′i分別為湖泊逐月水位變化率的上限和下限，m/月；P75%(ΔZ′)和P25%(ΔZ′)為75%和25%發(fā)生頻率的湖泊多年月水位變化率，m/月.

2.2.3 計算湖區(qū)納污能力 納污能力是指在區(qū)域最大自凈能力下，環(huán)境所能容納的污染物的最大量，湖泊的納污能力隨其水位上升而增強(qiáng). 適宜生態(tài)水位下，湖泊的納污能力應(yīng)大于輸入的污染物量，將水質(zhì)長期維持在可接受范圍內(nèi). 本文根據(jù)《水域納污能力計算規(guī)程》(GB/T 25173-2010)，選取Dillon模型計算洪澤湖主要污染物總氮的納污能力，并基于多年月平均出湖水量和入湖污染物計算適宜生態(tài)水位下限. 該模型計算公式為：

(3)

(4)

Qa=Q×12/n

(5)

式中，W為湖泊中總氮的納污能力，t/a；ρs為總氮控制目標(biāo)濃度，mg/L；Z為湖泊平均深度，m；Qa為年出湖水量，m3；A為湖泊面積，m2；V為湖泊庫容，m3；Rp為總氮在湖泊中的滯留系數(shù)，a-1；Q為時期內(nèi)出湖水量，m3；n為時期內(nèi)月數(shù).

2.3 適宜生態(tài)水位閾值修正

過水型湖泊水位變動趨勢隨季節(jié)變化較為顯著，不同時期內(nèi)水位變化情勢對水質(zhì)的影響差別較大. 因此本文將湖泊水位變動趨勢分為下降趨勢、波動趨勢和上漲趨勢3類，并采用相應(yīng)的修正策略對適宜生態(tài)水位進(jìn)行調(diào)整. 波動趨勢多出現(xiàn)于非汛期，出入湖水量較小，水位在較小的范圍內(nèi)波動，此類水位變化趨勢對水質(zhì)的負(fù)面影響主要體現(xiàn)在入湖污染物的滯留比例過高和納污能力不足兩方面. 因此應(yīng)以水質(zhì)調(diào)控水位直接替換不符合水質(zhì)需求的適宜生態(tài)水位閾值(圖2a)，基于水位-水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系對于波動趨勢IHA-RVA計算結(jié)果進(jìn)行逐月水位閾值修正的計算公式為：

(6)

(7)

式中，HZ′i為修正后波動期第i月適宜生態(tài)水位上限，m；LZ′i為修正后波動期第i月適宜生態(tài)水位下限，m；HZwq為水質(zhì)調(diào)控水位上限，m；LZwq為水質(zhì)調(diào)控下限，m；HZi為修正前波動期第i月適宜生態(tài)水位上限，m；LZi為修正前波動期第i月適宜生態(tài)水位下限，m.

下降趨勢多由汛前泄水增加防汛庫容導(dǎo)致，出湖水量較大，水位快速下降，此類水位變化趨勢對于水質(zhì)的負(fù)面影響主要體現(xiàn)在湖底沖刷加強(qiáng)和岸邊生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性降低兩方面；持續(xù)的上漲趨勢多由雨季降水或汛后蓄水需求導(dǎo)致，入湖水量較大，水位抬升速率較快，此類水位變化趨勢對于水質(zhì)的負(fù)面影響主要體現(xiàn)在蓄水過程導(dǎo)致入湖污染物總量和滯留比例增加兩方面. 因此，對這兩類水位變化趨勢應(yīng)根據(jù)式(6)～(7)，通過水質(zhì)調(diào)控水位限制水位總變動幅度，再按天然水位情勢和納污能力分配水位變動過程(圖2b，2c). 水位變動過程分配的計算公式為：

(8)

(9)

式中，HZ′k為修正后第k月適宜生態(tài)水位上限，m；LZ′k為修正后第k月適宜生態(tài)水位下限，m；LZk為修正前第k月適宜生態(tài)水位上限，m；HZ0為修正前第k月適宜生態(tài)水位下限，m；LZ0為水位變動前一月修正后適宜生態(tài)水位上限，m；LZp為水位變動前一月修正后適宜生態(tài)水位下限，m；LZr為基于水位水質(zhì)經(jīng)驗關(guān)系計算出的水位上限，m；LZp為基于水位水質(zhì)經(jīng)驗關(guān)系計算出的水位下限，m；j為基于納污能力計算出的水位下限，m；j為水位變化期間總月數(shù)；k=1，2，…，j-1.

圖2 適宜生態(tài)水位修正方法示意圖Fig.2 Schematic diagram of suitable ecological water level correction method

3 結(jié)果和分析

3.1 IHA-RVA法初步計算洪澤湖適宜生態(tài)水位分析

1988-2018年洪澤湖水位并沒有發(fā)生較為明顯的突變[33]，基于IHA-RVA計算得出的適宜生態(tài)水位閾值和適宜逐日水位變動率分別見圖3a和3b. 非汛期洪澤湖水位變化幅度較小，汛期洪澤湖水位呈現(xiàn)先降后升的趨勢(圖3a)；洪澤湖的大幅度水位變動主要發(fā)生在5-8月，其中5-6月呈下降趨勢而7-8月呈上升趨勢，年內(nèi)其余時段的水位波動幅度較小(圖3b). 洪澤湖適宜逐月水位變化范圍為12.92～13.31、12.79～13.31、12.84～13.36、12.86～13.38、12.71～13.2、12.11～12.81、11.97～12.93、12.50～13.07、12.65～13.26、12.65～13.26、12.58～13.29、12.58～13.29、12.68～13.35、12.78～13.41 m；適宜逐日水位變化率為-0.06～0.05 m. 適宜生態(tài)水位區(qū)間范圍與五日平均水位變化率區(qū)間范圍具有較強(qiáng)的相關(guān)關(guān)系，兩者的最小區(qū)間范圍和最大區(qū)間范圍分別出現(xiàn)在1-4月和6-7月.

圖3 IHA-RVA法計算結(jié)果Fig.3 Results of IHA-RVA method

3.2 洪澤湖水位-水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系量化

3.2.1 年內(nèi)時段劃分 洪澤湖多年月平均水位變化范圍為12.05～13.14 m(圖4a). 受人為調(diào)控影響，洪澤湖水位呈現(xiàn)出反季相水位變化趨勢，入湖、出湖水量在汛期達(dá)到峰值，而水位卻達(dá)到谷值. 多年逐月入湖水量和出湖水量在5-10月差距較大，其余時期較為接近. 多年逐月入湖水量變化范圍為8.0億～86.5億m3，全年可分為3個水量變化時期：1-6月洪澤湖入湖水量較少，總體呈波動趨勢；7月入湖水量達(dá)到峰值，隨后8-9月呈下降趨勢，但總量較大，7-9月入湖水量占全年入湖水量的65.9%；10-12月入湖水量大幅下降，12月的入湖水量不足10月的一半. 按五日水位變化率全年可以分為4個時期：1-4月洪澤湖水位在13～13.14 m之間小幅波動；5-6月由于汛期的防汛需求，洪澤湖水位迅速下降；7月后隨著汛期來水湖泊水位迅速上漲；汛期結(jié)束后，10-12月水位緩慢抬升(圖4b). 洪澤湖入湖水量和水位的關(guān)系為時間序列循環(huán)曲線，可被分為4個具有明顯特征的階段(圖4c).

圖4 洪澤湖水文因素逐月變化趨勢Fig.4 Monthly variation of hydrological factors in Lake Hongze

圖5 洪澤湖水質(zhì)因素逐月變化趨勢Fig.5 Monthly changes in water quality factors in Lake Hongze

2013-2018年洪澤湖湖區(qū)年內(nèi)水質(zhì)變化趨勢比較統(tǒng)一，水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)平均比例年內(nèi)變化如圖5a所示. 按水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)比例可將洪澤湖年內(nèi)水質(zhì)變化分為4個時期：1-3月洪澤湖水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)比例穩(wěn)定在50%左右；4-6月水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)比例出現(xiàn)了小幅增長；7-9月洪澤湖大面積湖區(qū)水質(zhì)先惡化至Ⅴ類以下，然后出現(xiàn)了明顯反彈，水質(zhì)達(dá)到全年最佳水平；10-12月，水質(zhì)又逐漸變差. 根據(jù)入湖總氮濃度和入湖總氮總量，可將洪澤湖污染負(fù)荷年內(nèi)變化分為4個時期(圖5b). 洪澤湖逐月平均總氮入湖濃度范圍為1.96～3.75 mg/L，年內(nèi)變化為：1-4月濃度在3.37～3.75 mg/L之間波動；5-6月濃度呈小幅下降趨勢；7-9月由于汛期入湖水量迅速增加，造成總氮濃度大幅下降，9月僅為1.75 mg/L；10-12月總氮濃度出現(xiàn)大幅反彈. 總體而言，洪澤湖各入湖河道總氮濃度嚴(yán)重超標(biāo)，多數(shù)月份濃度遠(yuǎn)高于湖泊Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，即2 mg/L. 洪澤湖多年月平均總氮入湖總量變化范圍為3170.44～12301.92 t，汛期入湖量遠(yuǎn)大于非汛期，年內(nèi)變化趨勢以7月為界主要呈現(xiàn)單峰變化，先增后減，10月出現(xiàn)小幅反彈.

基于洪澤湖水文情勢和總氮負(fù)荷年內(nèi)變化趨勢(表1)，本文將全年分為4個時期：平水期(1-4月)、泄水期(5-6月)、蓄水前期(7-9月)和蓄水后期(10-12月)，分別進(jìn)行水位-水質(zhì)反饋關(guān)系的量化.

表1 洪澤湖水文因素和總氮負(fù)荷年內(nèi)變化趨勢*

3.2.2 洪澤湖水位-水質(zhì)經(jīng)驗關(guān)系擬合 根據(jù)洪澤湖2013-2018年水位和水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)比例繪制不同時期的散點圖，可以發(fā)現(xiàn)兩者之間具有顯著的相關(guān)性，如圖6所示. 蓄水前期水質(zhì)有隨水位升高而變好的趨勢，而余下各時段的水質(zhì)均與水位呈負(fù)相關(guān)關(guān)系. 入湖總氮濃度偏高是平水期、泄水期和蓄水后期洪澤湖水位-水質(zhì)形成顯著負(fù)相關(guān)性的主要原因. 在平水期等溫度較低的時期，生態(tài)系統(tǒng)自凈能力較弱，水位抬升會增加總氮滯留比例，加重污染負(fù)荷，導(dǎo)致水質(zhì)惡化. 在蓄水前期等溫度較高的時期，藻類大量繁殖，生態(tài)系統(tǒng)對營養(yǎng)鹽的消耗能力有較大的提升，但也具備了藍(lán)藻水華暴發(fā)的條件. 有研究顯示，流速較快、水體渾濁抑制了洪澤湖藻類大規(guī)模繁殖[34]. 但洪澤湖北部湖區(qū)流速緩慢，水位抬升有利于藍(lán)藻向表層上浮、擴(kuò)散，增加藍(lán)藻水華等惡性水質(zhì)事件發(fā)生的可能性. 去除部分水位變動趨勢異常數(shù)據(jù)后，本文采用SPSS軟件對這3個時期的水位-水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)比例進(jìn)行相關(guān)性計算和經(jīng)驗關(guān)系公式擬合，結(jié)果顯示平均Pearson系數(shù)達(dá)-0.77(圖6).

圖6 洪澤湖水位-水質(zhì)站點達(dá)標(biāo)比例散點圖Fig.6 Scatter diagram of water level and proportion of water quality stations meeting standard in Lake Hongze

蓄水前期洪澤湖水位-水質(zhì)關(guān)系在低水位情況下相關(guān)性較差，但隨著水位升高，兩者的正相關(guān)性會逐漸增強(qiáng). 蓄水前期低水位情況多發(fā)生在7月，此時由于洪水?dāng)y帶大量上游污染物，入湖總氮總量達(dá)到全年最高水平；且洪澤湖7月多年平均水深僅為1.65 m，洪水對湖底造成了劇烈的沖刷，沉積在底泥中的氮元素大量釋放進(jìn)湖體，兩者綜合造成了7月湖體水質(zhì)的下降. 但隨著汛期的進(jìn)行，入湖河道的總氮濃度逐漸降低，減輕了生態(tài)系統(tǒng)凈化壓力，且蓄洪導(dǎo)致的水位抬升也減輕了對湖區(qū)底泥的沖刷情況，使得湖區(qū)水質(zhì)情況迅速好轉(zhuǎn).

3.2.3 逐月水位變化率計算 洪澤湖入湖河流常年總氮濃度較高，導(dǎo)致洪澤湖水位過快上升會對湖體造成嚴(yán)重污染. 洪澤湖在2016年10月內(nèi)水位抬升2.16 m，同時入湖徑流的總氮濃度較高，平均為2 mg/L，導(dǎo)致湖區(qū)總氮濃度在10月內(nèi)翻倍. 而高水位造成湖內(nèi)總氮滯留比例和換水周期增加，使得湖泊水質(zhì)在接下來的數(shù)月內(nèi)逐漸惡化，一定程度上抵消了入湖水量的稀釋作用(圖7). 因此，在入湖河流水質(zhì)較差的情況下，需要限制不同月份的水位變動幅度，才能平衡污染物總量和湖泊納污能力，改善水質(zhì). 根據(jù)公式(3)～(5)計算的洪澤湖多年適宜逐月水位變化率為-1.12～0.79 m(表2)，泄水期在5-6月，蓄水時期在7-9月，年內(nèi)其余時期水位變動較小.

圖7 2016年汛期后洪澤湖水位和水質(zhì)變化趨勢Fig.7 Monthly changes of water level and water quality in Lake Hongze after flood season in 2016

表2 洪澤湖適宜逐月水位變化率(m/月)

3.2.4 基于Dillon模型的湖區(qū)納污能力計算 出湖水量和湖泊水位是富營養(yǎng)化湖泊納污能力的主要影響因素. 根據(jù)2003-2018年逐月出湖水量和2013-2018年逐月入湖污染物量，采用公式(3)～(5)以Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)計算得出的平水期、泄水期和蓄水后期適宜生態(tài)水位下限分別為11.08、12.39和12.90 m(表3). 從全年來看，受益于較短的換水周期，洪澤湖納污能力大于入湖總氮總量. 但受到出入湖水量年內(nèi)時程分布不均的影響，洪澤湖年內(nèi)不同時期的多年平均納污能力差距較大. 較高的入湖總氮濃度使泄水期和蓄水后期的湖區(qū)自凈壓力較大，對水位要求較高，而對于入湖總氮總量最小的平水期和入湖總氮濃度最小的蓄水前期來說，湖泊的納污能力則有所富余.

表3 洪澤湖納污能力計算結(jié)果

圖8 修正后洪澤湖適宜生態(tài)水位閾值Fig.8 Revised threshold of suitable ecological water level in Lake Hongze

3.3 洪澤湖適宜生態(tài)水位修正結(jié)果及討論

基于上文推求的天然水位情勢和水位-水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系，本文以全湖80%的水質(zhì)監(jiān)測點達(dá)到Ⅴ類及更好水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)為目標(biāo)，計算洪澤湖適宜生態(tài)水位，逐月適宜生態(tài)水位閾值為12.92～12.99、12.79～12.99、12.84～12.99、12.86～12.99、12.71～12.89、12.39～12.63、11.97～12.93、12.50～13.07、12.65～13.26、12.90～13.04、12.90～13.04、12.90～13.04 m(圖8). 相較于IHA-RVA法，本文基于水質(zhì)因素修正的適宜生態(tài)水位區(qū)間出現(xiàn)了較大幅度的縮減. 除蓄水前期外，各時期的適宜生態(tài)水位區(qū)間平均縮小了73.4%，說明湖泊自凈能力和污染物滯留總量存在激烈的競爭關(guān)系，對洪澤湖生態(tài)系統(tǒng)造成了較大的壓力.

此外，各時期適宜生態(tài)水位修正的原因并不相同. 平水期洪澤湖的入湖水量處于全年最低水平，多年逐月平均入湖水量僅為8×108m3，入湖河流總氮濃度處于年內(nèi)峰值，因此需要降低湖泊適宜生態(tài)水位上限縮短湖泊換水周期，減少總氮滯留比例；為降低防洪風(fēng)險，泄水期湖區(qū)水位快速降低，水體交換率有一定的提升，但這一時期內(nèi)入湖總氮濃度仍維持在較高水平，同時氣溫上升，因此不僅需要降低適宜生態(tài)水位上限減少藍(lán)藻水華暴發(fā)的可能性，也需要抬升適宜生態(tài)水位下限維持湖泊生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性和自凈能力；蓄水后期為滿足來年供水需要大量蓄水，但此時入湖徑流的總氮濃度上升，蓄水過程不僅會造成水質(zhì)下降，也會增大總氮滯留比例，致使湖泊水體總氮濃度進(jìn)一步上升，因此需要控制適宜生態(tài)水位區(qū)間來平衡洪澤湖的納污能力和污染物滯留總量；蓄水前期較為特殊，該時期內(nèi)洪澤湖換水周期平均僅為12.64 d，極大的降低了藍(lán)藻水華發(fā)生的可能性，且入湖河流中的總氮濃度處于年內(nèi)最低水平，兩者綜合作用下減小了蓄水前期的洪澤湖水質(zhì)壓力，適宜生態(tài)水位范圍基本沒有變化.

目前關(guān)于洪澤湖適宜生態(tài)水位的研究較少，現(xiàn)有研究多集中于水位變化對周邊植被的影響. 邱新天等認(rèn)為，3月水位控制在13 m和7月控制在12.34 m時可以有效改善鳥類棲息地的植物生長狀況[35]. 秦敬嵐等的研究從挺水植物的角度出發(fā)，認(rèn)為3、5、7、9月適宜生態(tài)水位分別為13.20、13.10、12.70、12.85 m[36]. 本文基于水質(zhì)因素計算的適宜生態(tài)水位區(qū)間總體上與這些研究成果較為相近，可以在控制水質(zhì)的同時在一定程度上滿足洪澤湖及周邊生態(tài)系統(tǒng)的需求. 而各研究3月的適宜生態(tài)水位研究成果有所差距，主要原因有兩方面：一是關(guān)注的功能目標(biāo)不同，本研究以天然水位情勢和水體總氮濃度控制為目標(biāo)，在目前淮河高強(qiáng)度總氮輸入的背景下，適宜生態(tài)水位上限受到了較大的限制；二是采用的水文基礎(chǔ)數(shù)據(jù)時間尺度不同，邱新天等和秦敬嵐等采用的是1950-2019年的蔣壩站水位數(shù)據(jù)，本文考慮到閘壩建設(shè)對水位情勢的影響，采用的是1988-2018年的蔣壩站水位數(shù)據(jù). 根據(jù)本文的方法，在確定了湖泊適宜生態(tài)水位后，即可為洪澤湖多目標(biāo)優(yōu)化調(diào)度提供生態(tài)約束，協(xié)調(diào)防洪、供水、航運(yùn)等目標(biāo)之間的矛盾，將適宜生態(tài)水位研究落實到最終的水位調(diào)控方案，為洪澤湖生態(tài)保護(hù)和水資源管理提供相關(guān)借鑒. 此外，在研究的深化過程中，可以建立水質(zhì)水動力模型，根據(jù)湖泊長期規(guī)劃開展不同流域污染負(fù)荷條件下洪澤湖適宜生態(tài)水位研究.

4 結(jié)論與展望

針對過水型湖泊主要入湖污染物對湖泊水質(zhì)的影響問題，本文基于量化的水位-水質(zhì)二元響應(yīng)關(guān)系對洪澤湖適宜生態(tài)水位的設(shè)計開展研究，提出了一套綜合考慮生存空間和湖泊水質(zhì)需求的過水型湖泊適宜生態(tài)水位計算的方法. 該方法首先借鑒IHA-RVA法初步計算逐月適宜生態(tài)水位閾值和適宜逐日水位變化率；然后通過水文情勢和污染物輸入變化趨勢區(qū)分年內(nèi)不同時期，在不同時期內(nèi)從水位-水質(zhì)經(jīng)驗公式、逐月水位變動率、納污能力3個方面分別量化水位-水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系；最后在保留天然水位情勢的基礎(chǔ)上，基于水質(zhì)調(diào)控水位對適宜生態(tài)水位閾值進(jìn)行修正. 本文得出主要結(jié)論如下：

1)基于IHA-RVA法初步計算的洪澤湖適宜生態(tài)水位包括以下內(nèi)容：逐月水位變化為12.92～13.31、12.79～13.31、12.84～13.36、12.86～13.38、12.71～13.2、12.11～12.81、11.97～12.93、12.50～13.07、12.65～13.26、12.65～13.26、12.58～13.29、12.58～13.29、12.68～13.35、12.78～13.41m；逐日水位變化率為-0.06～0.05 m. 受防洪調(diào)度原因，洪澤湖適宜生態(tài)水位呈現(xiàn)獨(dú)特反季相水位變化特征，在5-9月水位先降后升.

2)按水位流量關(guān)系和入湖污染物變化情況，洪澤湖的年內(nèi)水位-水質(zhì)響應(yīng)關(guān)系可被分為4個時期：平水期(1-4月)、泄水期(5-6月)、蓄水前期(7-9月)和蓄水后期(10-12月). 洪澤湖各時期水位和水質(zhì)之間有較強(qiáng)的相關(guān)性，蓄水前期水質(zhì)隨水位上升而改善，其余各時期水質(zhì)均隨著水位提升而降低. 年內(nèi)逐月水位變化率為-1.12～0.79 m，基于湖區(qū)納污能力反推出的平水期、泄水期和蓄水后期適宜生態(tài)水位下限分別為11.08、12.39和12.90 m.

3)根據(jù)水位-水質(zhì)經(jīng)驗公式和納污能力要求修正的逐月適宜生態(tài)水位閾值為：12.92～12.99、12.79～12.99、12.84～12.99、12.86～12.99、12.71～12.89、12.39～12.63、11.97～12.93、12.50～13.07、12.65～13.26、12.90～13.04、12.90～13.04、12.90～13.04 m；洪澤湖蓄水前期適宜生態(tài)水位范圍變化較小，但其他時期適宜生態(tài)水位范圍較IHA-RVA法計算范圍縮小了73.4%，表明現(xiàn)階段洪澤湖的自凈能力和污染物滯留比例競爭較為激烈.

該套方法將水質(zhì)作為生存環(huán)境需求納入了適宜生態(tài)水位的考慮因素，拓寬了適宜生態(tài)水位的適用范圍，但是也存在以下幾個問題需要繼續(xù)改進(jìn)與完善：1)本文在實例中僅計算了多年平均來水條件下的洪澤湖適宜生態(tài)水位，未考慮不同來水頻率對于水質(zhì)的影響，應(yīng)增加預(yù)設(shè)情況；2)在本文所提方法中，水位與水質(zhì)的響應(yīng)關(guān)系是通過對歷史實測數(shù)據(jù)擬合得到的，存在數(shù)據(jù)尺度大，代表性不足的問題，在未來的研究中可以建立水質(zhì)模擬模型，對水位-水質(zhì)的反饋關(guān)系進(jìn)行進(jìn)一步的探索.