陸海明，陸曉平，王 凱，劉偉婷，姚亞芹，陳黎明

(1.南京水利科學(xué)研究院，江蘇 南京 210029； 2.江蘇省秦淮河水利工程管理處，江蘇 南京 210022； 3.南京市高淳區(qū)水務(wù)局，江蘇 南京 211300)

我國部分通江湖泊及其上下游支流陸續(xù)修建了水閘、大壩、航運(yùn)樞紐等水利工程設(shè)施，在滿足防洪減災(zāi)、水資源供給及航運(yùn)、旅游等開發(fā)利用功能的同時(shí)，不同程度地阻隔了河湖水系的連通，改變了湖泊天然的水文情勢，切斷了水量、物種等交換通道[1-2]。閘站調(diào)控引起的水文情勢改變可能導(dǎo)致湖泊生態(tài)系統(tǒng)受損，從而對湖泊水資源供給、生物多樣性保護(hù)、景觀旅游等生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能產(chǎn)生不利影響[3-6]。閘壩等水利工程建設(shè)運(yùn)行導(dǎo)致的水文情勢改變和水系連通性降低引起的河湖生態(tài)系統(tǒng)改變是當(dāng)前河湖生態(tài)環(huán)境保護(hù)研究的熱點(diǎn)問題[7-8]。固城湖（又名小南湖）是長江下游水陽江、青弋江流域重要的通江湖泊，在區(qū)域水量調(diào)蓄、城鄉(xiāng)供水、農(nóng)業(yè)灌溉、水產(chǎn)養(yǎng)殖及維系生態(tài)平衡方面具有重要作用。隨著茅東閘、楊家灣節(jié)制閘、蛇山抽水站等閘站的建成和運(yùn)行，固城湖已從構(gòu)造型過水湖泊轉(zhuǎn)變成為相對封閉、主要受水閘和泵站調(diào)節(jié)的水庫型湖泊。受入湖河道、水產(chǎn)養(yǎng)殖、航道建設(shè)及流域水環(huán)境治理等多種影響，固城湖水質(zhì)在不同歷史時(shí)期呈現(xiàn)波動(dòng)特征[9-12]。本文基于2014—2020 年固城湖水文情勢和水體水質(zhì)數(shù)據(jù)，研究固城湖近年來水質(zhì)變化規(guī)律，揭示閘壩調(diào)控下湖泊水文情勢改變對水質(zhì)的影響，以期為固城湖管理及湖泊生態(tài)環(huán)境保護(hù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 資料與方法

固城湖位于水陽江、青弋江流域下游，經(jīng)水陽江和長江相連。1949 年前固城湖水域面積約81 km2，后經(jīng)多次圍墾致使湖泊水域面積銳減至現(xiàn)狀面積31.90 km2，不足原來的40%，湖泊正常蓄水位9.5 m時(shí)相應(yīng)庫容為1.28 億m3。湖泊形態(tài)也發(fā)生很大變化，由心形湖泊隔離成2 個(gè)湖區(qū)，分別為大湖區(qū)和小湖區(qū)，大湖區(qū)面積為小湖區(qū)的8～10 倍。湖泊水域保護(hù)范圍面積為36.97 km2，匯水面積464.5 km2，流域多年平均降水量1 300～1 600 mm。固城湖出入湖河道主要有水碧橋河（港口河）、官溪河、石固河、漆橋河、胥河等（圖1）。固城湖及通湖河道控制建筑物主要有楊家灣閘、蛇山抽水站、黃泥閘、茅東閘、水碧橋閘等。

圖1 固城湖及其主要出入湖河流與水質(zhì)監(jiān)測點(diǎn)位空間分布Fig.1 Gucheng Lake and its main tributaries with water quality sampling sites

降雨和水位數(shù)據(jù)來源于高淳水文站，出入湖流量來源于水文部門。湖區(qū)共設(shè)5 個(gè)水質(zhì)監(jiān)測點(diǎn)位，分別為小湖區(qū)、紅砂嘴、迎湖桃源、開發(fā)控制區(qū)C1（花聯(lián)圩）和大湖區(qū)（圖1），2014—2019 年間每月采樣1 次。固城湖水質(zhì)類別評價(jià)參考《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）。

湖泊水文情勢和水質(zhì)變化特征采用R 軟件ggplot2 軟件包整理作圖，應(yīng)用局部多項(xiàng)式回歸方法（LOESS）擬合水質(zhì)變化趨勢，Kendall 軟件包Seasonal Mann-Kendall 函數(shù)用于檢驗(yàn)水質(zhì)指標(biāo)季節(jié)性變化趨勢，stats 軟件包wilcox.test 函數(shù)用于多重比較[13]。

2 調(diào)查結(jié)果

2.1 湖泊水文情勢

固城湖2014—2020 年月降水量、平均水位和入湖水量見圖2。固城湖多年年均降水量為1 212.2 mm，2019 年降水量最低（967.1 mm），2016 全年降水量最高2 297.6 mm，其中7 月降水量達(dá)480.5 mm，為多年月降水量第二；2020 年降水量為1 609.2 mm，7 月降水量為研究期間最大（540.0 mm），7 月15 日最大日降水量高達(dá)80.0 mm。固城湖月入湖水量介于0.016 億m3（2014 年12 月）和1.76 億m3（2016 年7 月），多年月平均入湖水量為0.27 億m3。2014—2020 年日平均水位9.3 m，日最高水位為13.2 m（2016 年7 月6 日）。2016 年固城湖水位持續(xù)超過警戒水位（10.0 m）達(dá)33 d（6 月29 日至7 月31 日），超過防洪設(shè)計(jì)水位天數(shù)（12.5 m）累計(jì)10 d。受蕪申線航道楊家灣樞紐改造工程完工蓄水試驗(yàn)影響，2017 年8 月中旬至2018 年2 月底固城湖水位持續(xù)在10 m 左右波動(dòng)。2020 年固城湖水位在6 月初降低至近年來最低值（7.3 m），接近江蘇省水利廳2019 年公布的固城湖生態(tài)水位（7.0 m），汛期湖區(qū)水位迅速升高，7 月22 日達(dá)到全年峰值12.4 m，持續(xù)超過警戒水位55 d。

圖2 2014—2020 年月降水量、平均水位和入湖水量Fig.2 Monthly precipitation, mean water stage and water volume entering into lake between 2014 and 2020

固城湖2016—2020 年和多年日平均水位年內(nèi)變化過程如圖3 所示。多年日平均水位（1951—2020 年）年內(nèi)過程表明：每年汛期7 月中下旬水位達(dá)到全年最高（平均最高水位10.5 m），汛期后水位逐漸降低，1 月底至2 月初全年水位降至最低（7.1 m），隨著春季降水增加水位逐漸抬高。2013 年以來，固城湖水位不僅總體抬升近1 m，年內(nèi)水位變化特征也有明顯差異。汛期結(jié)束后至次年3 月固城湖水位并未明顯下降，仍然保持較高水位，全年最低水位出現(xiàn)時(shí)期由原來的冬春季節(jié)（1 月底至2 月初）推遲到初夏（5 月底至6 月初），呈現(xiàn)一定程度的反季相變化特征。

圖3 固城湖2016—2020 年多年日平均水位Fig.3 Variation of daily mean stage within the year between 2016-2020

2.2 湖泊水質(zhì)變化

固城湖2014—2020 年水體TN、NH3-N、TP 和CODMn質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)變化趨勢如圖4 所示。湖區(qū)水體TN 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)在地表水環(huán)境Ⅱ、Ⅳ類水體質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)之間波動(dòng)，多年平均值為0.90 mg/L，2018 年5—10 月水體TN 濃度總體處于較低水平，平均質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)約為0.50 mg/L。2017 年7—12 月NH3-N 濃度相對較高，平均質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)達(dá)0.38 mg/L，2018—2020 年湖區(qū)水體NH3-N 維持較低水平，多年平均質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)僅為0.16 mg/L。固城湖水體TP 濃度在2014—2020 年期間呈現(xiàn)先升后降再升的波動(dòng)趨勢，2015 年上半年TP 濃度最高，總體超過地表水Ⅲ類水體質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值，2017—2018 年維持較低水平，可達(dá)Ⅱ類水體質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，2019 年TP 濃度增加，部分時(shí)段TP 濃度超過Ⅲ類水體質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。研究期間CODMn總體處于較低水平，CODMn平均質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)為4.00 mg/L，2018 年以來CODMn有下降趨勢。

圖4 固城湖2014—2020 年湖區(qū)水體TN、NH3-N、TP 和CODMn 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)變化趨勢Fig.4 Surface water trends of TN, NH3-N, TP and CODMn from 2014 to 2020

2014—2017 年固城湖大湖區(qū)TN、NH3-N 及TP 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)略低于其他4 個(gè)采樣點(diǎn)，2017—2020 年迎湖桃源TP 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)高于其他4 個(gè)采樣點(diǎn)，2018—2019 年大湖區(qū)采樣點(diǎn)水體CODMn明顯低于其他4 個(gè)采樣點(diǎn)。2017—2020 年大湖區(qū)葉綠素a（Chl a）質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)和營養(yǎng)指數(shù)TLI 略低于其他采樣點(diǎn)。總體來說，大湖區(qū)水體水質(zhì)總體優(yōu)于其他采樣點(diǎn)。

固城湖2014—2020 年Chl a 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)和營養(yǎng)狀態(tài)變化情況如圖5 所示?？傮w上，水體Chl a 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)約為0.01 mg/L，2014 年的年均值最高，達(dá)0.015 mg/L，到2017 年時(shí)最低，為0.009 mg/L，而后略有上升趨勢，水體TLI 呈上升趨勢，有中營養(yǎng)向富營養(yǎng)狀態(tài)過渡趨勢。從季節(jié)上看，固城湖Chl a 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)在秋季最高為0.014 mg/L，冬季最低為0.010 mg/L，各區(qū)域Chl a 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)差異不大。本研究表明2014—2020 年固城湖各湖區(qū)全年的TLI 值為43.7～49.4，整體處于中營養(yǎng)水平。從季節(jié)上看，秋季的TLI 較高，9 月的小湖區(qū)TLI 最高，多年月均值達(dá)49.7。

圖5 固城湖2014—2020 年不同采樣點(diǎn)Chl a 和TLI 變化趨勢Fig.5 Variation of Chl a and TLI from 2014 to 2020

2014—2020 年水體氮磷營養(yǎng)鹽含量和CODMn總體均呈下降趨勢，Chl a 含量和TLI 總體呈上升趨勢（表1）。紅砂嘴CODMn呈極顯著下降趨勢，但是TLI 呈極顯著上升趨勢；該采樣點(diǎn)為水源地取水口，表明近年來水源地水體營養(yǎng)鹽負(fù)荷下降，但藻類濃度卻有所上升，水體面臨富營養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn)。迎湖桃源采樣點(diǎn)TN 濃度有極顯著升高趨勢，其他采樣點(diǎn)均呈下降趨勢，紅砂嘴和大湖區(qū)下降趨勢顯著；小湖區(qū)和迎湖桃源CODMn有極顯著降低。5 個(gè)采樣點(diǎn)水體TP 濃度下降趨勢均不顯著，大湖區(qū)和小湖區(qū)NH3-N 濃度降低趨勢顯著，其余采樣點(diǎn)NH3-N 濃度降低趨勢不顯著。

表1 固城湖2014—2020 年水質(zhì)季節(jié)性Kendall 變化趨勢及其顯著性檢驗(yàn)結(jié)果Tab.1 Seasonal Kendall test of water quality and their significance

2.3 水質(zhì)和水文情勢相關(guān)關(guān)系

固城湖2014—2020 年月降水量（P）、月入湖水量（Qin）、平均水位（Stage）和湖泊月均水質(zhì)相關(guān)性分析表明，固城湖降水量和各水質(zhì)指標(biāo)相關(guān)關(guān)系不顯著；入湖水量和透明度（SD）呈極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系（p＜0.001），和TP 含量、Chl a、TLI 呈顯著的正相關(guān)關(guān)系（p＜0.05）；湖泊平均水位和CODMn、NH3-N 含量、TP 含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系（p＜0.01）（圖6）。

圖6 固城湖2014—2020 年水文情勢和不同水質(zhì)指標(biāo)相關(guān)關(guān)系Fig.6 Correlation between indicators of hydrological regime and water quality

3 討論與分析

3.1 水文情勢受閘站調(diào)控影響

固城湖堤防加高和閘站投入運(yùn)行前，固城湖水位主要受流域降水和農(nóng)業(yè)用水過程影響。堤防防洪標(biāo)準(zhǔn)提高后，增加了抬高湖泊正常蓄水水位的可行性；河流入湖水量受閘站控制后滿足了城市生活、交通航運(yùn)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等用水需求對于湖泊水位的要求。目前固城湖主要通過水碧橋閘、楊家灣閘、蛇山閘開閘引水，通過茅東閘、楊家灣閘、水碧橋閘排水。固城湖正常蓄水位9.5 m，該水位在非汛期高于與長江連通的水陽江水位，同時(shí)也高于與太湖流域相連的胥河下游水位。因此，為了維持正常蓄水位，茅東閘、楊家灣閘、蛇山閘以及水碧橋閘處于關(guān)閘狀態(tài)，只有固城湖周邊有生產(chǎn)、生活用水需求或者船只通航時(shí)才開閘放水。2016 年蕪申運(yùn)河南京段開通后，茅東船閘、楊家灣船閘因開閘通航年水資源損失量占到了固城湖正常蓄水位水量的1.34～2.24 倍[14]。在5—6 月，由于周邊稻田灌溉和螃蟹養(yǎng)殖用水量增加，加上氣溫升高、降水偏少導(dǎo)致湖面蒸發(fā)量增加，入湖水量補(bǔ)給減少，固城湖水位呈現(xiàn)顯著降低趨勢。

在遇到固城湖水位持續(xù)降低，可能會影響水源地取水安全、農(nóng)業(yè)灌溉用水或湖泊生態(tài)安全時(shí)，當(dāng)?shù)厮畡?wù)部門擇機(jī)啟用蛇山抽水站從石臼湖調(diào)水，或者臨時(shí)架設(shè)抽水泵站從水陽江補(bǔ)水。例如，2019 年汛后水位持續(xù)回落，部分地區(qū)出現(xiàn)旱情，高淳區(qū)水務(wù)局10 月1 日開啟蛇山抽水站抽引石臼湖水進(jìn)入固城湖，10 月17 日在水碧橋架設(shè)臨時(shí)水泵從水陽江補(bǔ)水，固城湖水位停止下降；隨著11 月下旬降水明顯增加，加上蟹塘排水，固城湖水位明顯上漲。截至2020 年1 月22 日共補(bǔ)水3.53 億m3，補(bǔ)水量是正常蓄水庫容的2.76 倍。2021 年2 月27 日至4 月10 日，補(bǔ)水1.18 億m3。2022 年夏季持續(xù)晴熱高溫少雨，8 月16 日固城湖水位下降至7.87 m，每日補(bǔ)水量可達(dá)173 萬m3。

目前固城湖水文情勢主要受出入湖河流閘站調(diào)控影響，現(xiàn)有閘站基本能夠?qū)崿F(xiàn)正常蓄水位和防洪目標(biāo)，但是在干旱年份只能依靠在水碧橋架設(shè)臨時(shí)泵站補(bǔ)充水量。為了提高固城湖水資源調(diào)控能力，有效保障枯水期和干旱年份生產(chǎn)、生活和生態(tài)用水需求，建議盡早論證在水碧橋建設(shè)固定泵站的可行性。

3.2 水質(zhì)變化受水文情勢影響分析

從空間上看，固城湖迎湖桃源水質(zhì)較差，水產(chǎn)養(yǎng)殖是固城湖TP 負(fù)荷的主要污染源；迎湖桃源點(diǎn)位靠近永聯(lián)圩養(yǎng)殖池塘排污口，是該區(qū)域TP 含量高于其他湖區(qū)的主要原因[11,15]。小湖區(qū)位于官溪河入湖口區(qū)域，受高淳城區(qū)生活污水、工業(yè)污水、污染處理廠尾水等影響較大，加之小湖區(qū)相對較為封閉，水動(dòng)力條件不利于污染物降解，造成小湖區(qū)水體水質(zhì)相對較差[15]。從時(shí)間上看，近年來固城湖水體氮、磷含量降低的同時(shí)，水體Chl a 濃度和TLI 總體呈升高趨勢，Chl a 濃度和水體TN、TP 濃度相關(guān)關(guān)系并不顯著，說明有除營養(yǎng)鹽外的因素增加固城湖水體浮游植物生產(chǎn)力，閘壩控制下湖泊水力交換速率降低可能是重要因素。

入湖水量對固城湖水體透明度的影響較大，主要是由于入湖河流攜帶泥沙和污染物進(jìn)入湖區(qū)，水流混合擾動(dòng)湖泊水體，促使底泥再懸浮，降低水體透明度[16]。受到高淳城區(qū)生活污水、工業(yè)污水、污染處理廠尾水等排放的影響，固城湖入湖河道漆橋河、石固河、官溪河等河道水質(zhì)較差，隨著入湖水量的增加，湖區(qū)TP 含量升高，加劇了水體富營養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn)[15]。固城湖富營養(yǎng)化TLI 與TP 含量呈現(xiàn)極顯著的正相關(guān)性（p≤0.001），改善入湖河流水質(zhì)對降低湖區(qū)TP 負(fù)荷和減緩固城湖富營養(yǎng)化狀態(tài)有重要意義[17]。

本研究固城湖水質(zhì)數(shù)據(jù)為每月上旬采集樣品檢測分析結(jié)果，難以“捕捉”得到汛期特別是洪水過程中入湖河流水質(zhì)變化。有研究表明，汛期洪水過程地表水磷素含量明顯高于非汛期，汛期洪水過程是流域磷素污染負(fù)荷匯入湖泊主要驅(qū)動(dòng)因子[18-19]。2016 年和2020 年，固城湖流域出現(xiàn)大洪水過程，入湖河流攜帶上游流域洪水過程沖刷的泥沙和污染物進(jìn)入湖區(qū)，逐漸在湖床表面沉積，形成湖泊內(nèi)源污染，洪水過后沉積物攜帶的磷素逐漸釋放進(jìn)入上覆水體，促進(jìn)固城湖水體藻類生長，提高了水體Chl a 含量。因此，湖泊每月1 次水體總磷含量監(jiān)測頻次并不能完全反應(yīng)湖泊水體磷素負(fù)荷實(shí)際變化特征，這也是本研究中湖泊水體總磷含量和Chl a 含量變化并不完全一致的重要原因。建議適當(dāng)增加湖泊入湖河流汛期水質(zhì)監(jiān)測頻次，計(jì)算入湖總磷污染負(fù)荷時(shí)應(yīng)充分考慮汛期洪水過程中污染負(fù)荷輸入。

4 結(jié) 語

（1）固城湖2014—2020 年水體TN 和TP 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)多年平均值分別為0.9 和0.04 mg/L，NH3-N 和CODMn總體低于Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)值，Chl a 質(zhì)量體積分?jǐn)?shù)約為0.01 mg/L，營養(yǎng)狀態(tài)有中營養(yǎng)向富營養(yǎng)狀態(tài)過渡趨勢。水體氮磷營養(yǎng)鹽和CODMn總體呈下降趨勢，Chl a 和TLI 總體呈上升趨勢。固城湖入湖水量和透明度呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，和TP、Chl a、TLI 呈顯著正相關(guān)關(guān)系；月平均水位和CODMn、NH3-N、TP 呈顯著正相關(guān)關(guān)系。

（2）固城湖水文情勢已基本實(shí)現(xiàn)人工可控，防洪安全得到保障，水資源保障和水生態(tài)環(huán)境保護(hù)是固城湖當(dāng)前面臨的主要問題。近年來在遇到枯水期及特枯干旱年份時(shí)，需要在水碧橋臨時(shí)架設(shè)水泵給固城湖補(bǔ)水，不利于常態(tài)化水資源保障，建議盡快開展水碧橋泵站建設(shè)論證，增強(qiáng)湖泊水資源保障能力。

（3）固城湖水體氮磷含量和高錳酸鹽指數(shù)在近年來有所改善，但是Chl a 濃度、營養(yǎng)指數(shù)和藻類密度呈上升趨勢。建議加強(qiáng)流域面源污染控制，提升入湖河流水體水質(zhì)；適當(dāng)加密汛期洪水過程水質(zhì)監(jiān)測頻次，合理估算汛期洪水過程中污染負(fù)荷輸入貢獻(xiàn)。