2023, Vol. 35 
(2: 吉林查干湖国家级自然保护区管理局, 松原 138000)
(3: 吉林建筑大学, 长春 130119)
(4: 黑龙江大学水利电力学院, 哈尔滨 150080)
(2: Jilin Chagan Lake National Nature Reserve Administration, Songyuan 138000, P.R. China)
(3: Jilin Jianzhu University, Changchun 130119, P.R. China)
(4: Heilongjiang University Collegel of Water Conservancy and Electric Power, Haerbin 150080, P.R. China)
水位具有季节波动性，其通过改变湖泊水文和营养输移过程促使湖内生物群落演变，进而影响湖泊生态系统健康[1-3]。适宜生态水位是衡量湖泊健康状况的一个重要指标，也是决定湖泊生态系统稳定的关键因素[4-6]。随着全球变暖和高强度人类活动的影响，湖泊面临面积萎缩和功能退化等问题[7]，促使湖泊水位难以维持正常的生态需求[4, 8-9]。因此，因地制宜地确定适宜生态水位对湖泊水环境恢复具有重要意义。
湖泊生态水位常用计算方法有湖形分析法、自然水位资料法和最低生态水位法等[10-12]。我国对湖泊生态水位研究尚处于发展阶段，国内学者大多采用自然水位数据法、湖形分析法和生物空间最小需求法计算湖泊最低生态水位，即确定维持湖泊生态系统不发生严重退化的最低水位[13]。也有学者提出了最低年平均水位法和年保证率设定法，即保证特定发展阶段湖泊生态系统结构稳定与功能正常发挥所需的最低水位[14-15]。李新虎等[13-14]综合考虑了水位和水质两种指标计算维持湖泊生物多样性和生态系统完整性的最低运行水位，并将此方法运用到博斯腾湖最低生态水位的计算上。淦峰等[10]借鉴IHA(indicators of hydrologic alteration)指标体系和RVA法(range of variability approach)，指出了湖泊生态水位是维持湖泊生态系统结构、功能和过程完整性所需的水位情势，解析了长时间序列湖泊天然水位变化过程，并确定了生态水位目标值的范围。由于我国经纬跨度较大，维持众多湖泊生态系统稳定的适宜生态水位具有明显的时空差异性。因此，计算湖泊最低生态水位需要综合考虑环境异质性来选取计算方法[15]。国内学者针对湖泊水位水质相关性开展了大量研究[8, 16-19]，但对季节性冰封湖泊水质需求的适宜生态水位阈值确定鲜有刻画。
人类活动通过改变陆域水文过程和营养输移过程严重影响输入湖泊的水量和营养负荷[1]，促使湖内水动力过程和生态过程具有多样性和复杂性[20-21]。例如处于中欧瑞士、奥地利和德国三国交界处的博登湖和以色列最大的淡水湖——加利利海，由于人类将其作为饮用水源导致水位出现大幅波动[22-23]；中国第四大淡水湖——洪泽湖由于吞吐性强，换水周期短，自1990年以来，洪泽湖污染逐渐严重，水质恶化，近年来虽有好转，但仍处于轻度富营养化状态[8]。传统方法难以精准刻画湖泊营养负荷对适宜生态水位的影响，尤其存在季节性冰封的湖泊[24]。过量的营养负荷会导致湖内富营养化和藻华发生频率增加、规模扩大[25]，湖内水质恶化促使利用原有水文学方法确定的适宜生态水位难以满足湖泊生态系统稳定的需求[24]。因此，亟需耦合营养负荷来分阶段确定湖泊的适宜生态水位。冰封期的存在，会通过改变冰下水深来影响湖内生物的生存空间[26]，可利用生物空间最小需求法计算冰封期的适宜生态水位。综上，如何分阶段量化湖泊适宜生态水位成为限制季节性冰封湖泊水环境改善的关键。
查干湖是典型的季节性冰封湖泊，冰封期长达130 d，周边灌区广布，大量氮、磷营养盐随退水输入湖泊，促使湖泊富营养化程度呈增加趋势[20]。尽管查干湖水量受人为调控，其水位波动较小，但受其水面面积广大的影响，微弱的水位波动仍能造成湖内水动力和污染物滞留量的改变，从而影响湖内生态系统的稳定。查干湖是冬捕文化聚集地，冬季冰下适宜的水深也是维持鱼类生存的关键因素[27]。因此，查干湖全季节水位波动对水生态健康的影响不容忽视。本研究采用IHA-RVA法分析查干湖天然水位情势；计算湖泊水质达标率和污染负荷，刻画非冰封期水质达标率的逐月变化和氮、磷污染物质时空分布趋势变化，再从纳污能力和水质-水位经验公式两个方面量化湖泊水位与水质之间的相关关系；基于水质-水位响应关系叠加冰封期鱼类空间最小需求来修正查干湖全季节水位情势，得到能够平衡湖泊自净能力、满足湖泊生态系统和水体水质三方面需求的适宜生态水位，可为吉林西部河湖连通工程的水资源调度和查干湖水环境管理提供科学支撑。
1 研究区与数据 1.1 研究区概况查干湖自然保护区(图 1)位于我国东北粮食主产区松嫩平原(45°09′~45°30′N，124°03′~124°34′E)，是我国著名的渔猎基地，湖泊东西宽17 km，南北长37 km，表面积372 km2，平均水深2.5 m，最大冻土深度204 cm，全年冰封期130 d左右[28]。查干湖周围灌区广布水源，补给期主要发生在5—10月，由于灌区退水是其主要补给水源之一，新建的盐碱地灌区退水大量排入查干湖，致使查干湖面临富营养化程度增加的风险。
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图 1 研究区概况及采样点 Fig.1 Study area and sampling sites |
本研究共10个野外水质观测点和1个水位监测点，其具体位置如图 1所示，分别在每年的5、6、7、8、9和10月对以上10个采样点进行月频次的水质采样，所有样品运回中国科学院东北地理与农业生态研究所进行分析测试。水位、水量和遥感数据的具体来源和频次见表 1。
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表 1 数据类型、频次及来源 Tab. 1 Data type, frequency and source |
基于IHA指标体系和RVA法研究长时间序列湖泊天然水位变化过程，是刻画湖泊适宜生态水位常用的水文学方法[10]。构建内容包括最高、最低水位、发生时间、持续时间和水位变化率等在内的生态水文指标体系，本文选用发生频率为75% 和25% 的多年月水位指标作为RVA的阈值。
2.2 耦合营养负荷的水质-水位互馈的量化分析本文从历史经验关系、逐月水位变化率和纳污能力3个角度出发，分别量化查干湖水质-水位反馈关系，以期获得控制湖体污染物浓度、改善湖泊水质的水位区间过程。根据以往研究成果，TN和TP是查干湖水质的主要影响因素[29]，因此本文采用TN和TP浓度作为查干湖水质指标。
湖泊水质-水位响应关系的分析量化结果可以科学地调整适宜生态水位，但影响湖泊水质的因素众多且关系复杂。因此，本文以农业退水季节中汛期和非汛期为时间尺度进行水质-水位关系的分析。基于多年5—10月数据，从水文因素变化趋势(水位、入湖水量)和入湖污染物负荷变化趋势(入湖污染物浓度、入湖污染物总量)两个方面对水质-水位反馈关系进行年内分期；再在每个时段内计算查干湖各站点水质达标比例；最后依据拟合经验公式，计算分别满足Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ类水质目标要求的适宜生态水位阈值。
2.3 全季节分段适宜生态水位阈值的修正湖泊水位变动趋势随季节变化较为显著，不同时期内水位变化情势对水质的影响差别较大。因此本文将湖泊水位变动时期分为汛期、非汛期和冰封期3类，并采用相应的修正策略对适宜生态水位进行调整(图 2)，以水质调控水位直接替换不符合水质需求的适宜生态水位阈值，基于水质-水位响应关系对于波动趋势IHA-RVA计算结果进行逐月水位阈值修正[8]共分为3个步骤。
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图 2 查干湖适宜生态水位修正方法概化图 Fig.2 Generalized diagram of correction method for suitable ecological water level in Lake Chagan |
1) 水质-水位修正计算公式：
| $ H Z_i^{\prime}=\left\{\begin{array}{ll} H Z_{\mathrm{wq}} & H Z_i>H Z_{\mathrm{wq}} \\ H Z_i & H Z_i \leqslant H Z_{\mathrm{wq}} \end{array}\right. $ | (1) |
| $ L Z_i^{\prime}=\left\{\begin{array}{ll} L Z_{\mathrm{wq}} & L Z_i<L Z_{\mathrm{wq}} \\ L Z_i & L Z_i \geqslant L Z_{\mathrm{wq}} \end{array}\right. $ | (2) |
2) 纳污量-水位变动过程分配计算公式：
| $ H Z_{\mathrm{m}}=\left\{\begin{array}{ll} \frac{\left(H Z_i-L Z_i^{\prime}\right)}{\left(H Z_k-L Z_i^{\prime}\right)}\left(H Z_{\mathrm{wq}}-L Z_i^{\prime}\right)+L Z_i^{\prime} & H Z_k>H Z_{\mathrm{wq}} \\ H Z_i^{\prime} & H Z_k \leqslant H Z_{\mathrm{wq}} \end{array}\right. $ | (3) |
| $ L Z_{\mathrm{m}}=\left\{\begin{array}{ll} L Z_i^{\prime} & L Z_k>L Z_{\mathrm{wq}} \\ \max \left\{\frac{\left(L Z_i-H Z_{i-1}^{\prime}\right)}{\left(L Z_k-H Z_{i-1}^{\prime}\right)}\left(L Z_{\mathrm{wq}}-H Z_{i-1}^{\prime}\right)+H Z_{i-1}^{\prime}, L Z_i^{\prime}\right\} & L Z_k \leqslant L Z_{\mathrm{wq}} \end{array}\right. $ | (4) |
式中，HZi为第i月适宜生态水位上限(m)；LZi为第i月适宜生态水位下限(m)；HZi′为水质-水位修正后第i月适宜生态水位上限(m)；LZi′为水质-水位修正后第i月适宜生态水位下限(m)；HZwq为根据水质达标率拟合方程计算出第k月的适宜生态水位上限(m)；LZwq为根据水质达标率拟合方程计算出第k月的适宜生态水位下限(m)；HZk为根据纳污量修正后第k月适宜生态水位上限(m)；LZk为根据纳污量修正后第k月适宜生态水位下限(m)；HZi-1′为根据水质达标率修正后第i-1月适宜生态水位上限(m)；HZm为最终修正后第i月适宜生态水位上限(m)；LZm为最终修正后第i月适宜生态水位下限(m)；i，k为5—10月。
3) 冰封期适宜生态水位依据生物空间最小需求法，查干湖冰封期生物主要选取鱼类生存的最小适宜水深来计算，具体计算公式：
| $ \left\{\begin{array}{l} V_{\mathrm{m}}=V_0 \times N=\int_0^{H_y} A(x) \mathrm{d} x \\ Z_{\mathrm{m}}=Z+H_y \end{array}\right. $ | (5) |
式中，Vm为达到鱼类生存适宜最小水位下的水体体积(m3)；V0为每条鱼生存适宜最小水体体积(m3)；N为根据捕捞系数K=0.55，捕捞量为C=5000 t计算出的查干湖中鱼类数量[27, 30](尾)；A(x)为一定水深x下湖面面积(m2)；Zm为冰封期适宜生态水位(m)；Z为查干湖冰封期水位(m)；Hy为鱼类生存适宜最小水深(m)。
2.4 查干湖的营养负荷估算基于多年入湖污染物负荷变化趋势(入湖污染物浓度和入湖污染物总量)进行估算，并计算查干湖不同水期(冰封期、非汛期和汛期)的纳污能力，湖泊水环境容量计算可以用水体质量平衡基本方程计算，湖泊中有机物容量模型[31]如下：
| $ V(t) \frac{\mathrm{d} c}{\mathrm{~d} t}=Q_{\text {in }}(t) \cdot C_{\text {in }}(t)-Q_{\text {out }}(t) \cdot C(t)+S_\mathrm{c}+k V(t) C $ | (6) |
假设条件：水量为稳态，出流水质混合均匀。
式中, V(t)为在t时刻的水量(m3)；dc/dt为水质参数氨氮的变化率；Qin(t)为t时刻湖泊的入流水量(m3); Qout(t)为t时刻湖泊的出流水量(m3)；Cin(t)为t时刻湖泊的TN和TP入流浓度值(mg/L)；C(t)为t时刻湖泊的TN和TP出流浓度(mg/L)；Sc为其他未计入的外部源和漏污染量；k为TN和TP综合降解系数。
由此模型推导出的TN和TP环境容量的计算公式如下：
| $ W=C_{\mathrm{s}}\left(Q_{\text {out }}+K \cdot V\right) \times 10^{-6} $ | (7) |
式中, W为湖泊环境容量(t)；Cs为湖泊功能区目标值(mg/L)；Qout为湖泊的出水流量(m3)；K为TN和TP综合降解系数; V为湖泊容量(m3)。
湖内TN、TP负荷量计算公式：
| $ W_{\text {入湖 }}=C_{\text {川 }} \cdot Q_{\text {川 }}+C_{\text {姜 }} \cdot Q_{\text {姜 }}+C_{\text {地入 }} \cdot Q_{\text {地入 }}+C_{\text {降水 }} \cdot Q_{\text {降水 }} $ | (8) |
| $ W_{\text {出湖 }}=C_{\text {梁 }} \cdot Q_{\text {梁 }}+C_{\text {地出 }} \cdot Q_{\text {地出 }}+C_{\text {蒸发 }} \cdot Q_{\text {蒸发 }} $ | (9) |
| $ W_{\text {湖内 }}=W_{\text {入湖 }}-W_{\text {出湖 }} $ | (10) |
式中, W入湖、W出湖和W湖内为入湖、出湖和湖内污染负荷TN、TP负荷量(t)；C川、C姜和C地入分别为从川头闸、姜家和地下流入查干湖的TN、TP浓度(mg/L)；C梁和C地出分别为从梁店和地下流出查干湖的TN、TP浓度(mg/L)；C降水和C蒸发为查干湖湖面降水和蒸发的TN、TP浓度(mg/L)；Q川、Q姜和Q地入分别为从川头闸、姜家和地下流入查干湖的水量(m3)；Q梁和Q地出分别为从梁店和地下流出查干湖的水量(m3)；Q降水和Q蒸发为查干湖湖面降水和蒸发的水量(m3)。
3 结果与讨论 3.1 水文法初步计算的查干湖适宜生态水位分析2008—2017年查干湖水位基于IHA-RVA法计算得出的适宜生态水位阈值和逐日水位变动率具有明显的季节性波动(图 3)。查干湖水位变化幅度在农业退水季节6—10月的水位较高，汛期6—9月查干湖水位呈急剧上升的趋势(图 3a)；其中6—8月的水位波动幅度较大，非冰封期其余时段的水位波动幅度较小(图 3b)。非冰封期查干湖适宜逐月水位变化范围(图 3b)为129.98~130.63、129.97~130.59、130.10~130.59、130.26~130.78、130.33~130.86、130.37~130.82 m；适宜逐日水位变化率区间为-0.00038~0.0069 m。适宜生态水位区间范围与五日平均水位变化率区间范围的最大区间范围和最小区间范围分别出现在5月和10月。非冰封期查干湖的来水水源主要是降水、农田退水和引松来水，水位波动主要受到降水的影响[29]，因此汛期水位急剧上升(图 3a)。
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图 3 适宜生态水位阈值(a)和5日平均水位变动率(b) Fig.3 Threshold of suitable ecological water level (a) and 5-day average water level change rate (b) |
以TN浓度为约束条件的查干湖水质达标率普遍高于TP(图 4)。以TN浓度为约束条件的查干湖Ⅲ类水质达标率的月波动较大，最高达到66.7%，最低为0%，以TP浓度为约束条件的查干湖Ⅳ类水质达标率在8和10月较低；以TN浓度为约束条件的查干湖Ⅴ类水质各月均达到90% 以上，但是以TP浓度为约束条件的查干湖Ⅲ类水质达标率除10月(22%)外都为0%，Ⅳ类水质达标率波动较大，最高在7和10月都为56%，Ⅴ类水质达标率均在44% 以上，最高在8月(100%)，起伏较大。查干湖整体水质情况近年来受TP的影响较大[32]，周围强烈的人类活动导致TP的排污量较大。湿地对湖泊污染具有缓冲作用，湖体中TP浓度较高凸显出湖泊周边湿地对TP净化效果低于TN[33]。
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图 4 5—10月查干湖水质达标率和污染负荷的月变化趋势 (a~c表示Ⅲ~Ⅴ类的水质达标率；d~e分别表示TN和TP污染负荷) Fig.4 Monthly trend of water quality compliance rate and pollution load of Lake Chagan from May to October(a-c represent the water quality compliance rate of Ⅲ-Ⅴ; d-e represent the pollution load of TN and TP, respectively) |
6月入湖TN污染量较高，最高达到1069.98 t，5月最低为986.36 t；6月入湖TP污染量最高为26.07 t，10月最低为20.09 t。在7—8月期间，TN出湖污染量较大，在8月达到出湖TN污染量顶峰100.48 t；TP的出湖污染量变化不大，在9月达到出湖TN污染量顶峰7.22 t，6月为非冰封期出湖TN和TP污染量最小的月份并且湖内TN和TP滞留量为非冰封期最高的月份，此月湖内TN滞留量达到了1044.36 t，湖内TP滞留量达到了23.61 t。其中5、7、8和10月是湖内TN滞留量较少的月份；9和10月是湖内TP滞留量较少的月份。污染负荷受入湖水量和入湖污染物浓度影响[34]，汛期的污染负荷高于非汛期，主要受到入湖水量的影响。
基于多年水位和出入湖口TN、TP浓度数据，刻画了查干湖多年非冰封期TN和TP浓度的时空分布(图 5)。查干湖入湖口非冰封期的TN浓度与水位都呈上升趋势，10月份TN浓度和水位达到最高值2.7 mg/L和130.57 m，湖内TN浓度普遍低于入湖TN浓度，在8月份达到最高值1.51 mg/L；5和9月氮污染分布较广，其余月份氮分布主要集中在出入湖口处。入湖口非冰封期的TP浓度呈下降趋势，6月和9月的入湖TP浓度较高分别为0.22和0.17 mg/L，湖内TP浓度普遍高于入湖TP浓度，6和9月的湖内TP浓度较高分别为0.26和0.20 mg/L，5和7月磷污染分布较集中，其余月份磷污染分布较分散。
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图 5 5—10月查干湖水位和水质变化趋势 Fig.5 Change trend of water level and water quality in Lake Chagan from May to October |
查干湖的氮、磷浓度分布呈现出明显的时空异质性[35]。灌溉退水是吉林西部湖泊生态系统重要的水源来源。然而，灌溉退水中高浓度的氮和磷成为这些依靠灌溉退水作为补给水源的湖泊发生富营养化的潜在威胁[36]。由于受到农业退水等频繁的人类活动影响，导致查干湖水位情势较为复杂[37]。6和8月姜家入湖口处入湖TN浓度明显升高使8月湖内TN浓度达到非冰封期的峰值。随着之后水位的上升，湖内TN浓度又逐渐降低；6和9月入湖和湖内TP浓度较高，水位自6月汛期开始急剧上升导致之后的湖内TP浓度逐渐降低。农业退水季节过后，湖内水位的升高有利于湖泊环境承载力的提升同时伴随着污染物浓度的下降，湖泊水质有所好转。在农业退水季节集聚着大量营养盐的水流汇入湖泊情况下，需对湖泊水位进行调控从而来平衡入湖污染物总量与湖泊纳污能力之间的关系[38]。因此，通过水质-水位的响应关系得到湖泊适宜生态水位的阈值是精确把控湖泊水位、改善水质的前提[8, 39]。
3.3 查干湖适宜生态水位修正结果及讨论将非冰封期的各月平均水位和各水质站点达标率进行经验拟合，得到水质-水位经验关系拟合方程式，根据拟合方程式和公式(1)和(2)采取Ⅳ类水质60% 达标率进行修正，得到通过水质-水位修正后的湖泊适宜生态水位(图 6a)。在污染物浓度影响的基础上，仍需考虑污染物环境承载量对适宜生态水位的影响[40]。较高浓度的污染物对环境承载量较大的湖泊影响比环境承载量较小的湖泊影响要小。因此，根据公式(6)~(10)分别计算出查干湖各月TN、TP环境承载量并进行各月水位和各月纳污能力经验关系拟合得到水质-水位经验关系拟合方程式，根据拟合方程式和公式(3)和(4)计算出环境承载力-水位修正后的湖泊适宜生态水位(图 6b~c)。季节性冰封的湖泊相对于中低纬度湖泊具有明显的差异，湖泊冰封期的存在促使适宜生态水位的确定具有季节性差异[29]。冰封期湖面封冻后，冰期前滞留的外源污染物会通过富集作用浓缩到冰下水体中，且冰下水体空间被急剧压缩[41]。查干湖平均高程为128 m[42]，根据公式(5)计算出冰封期湖泊适宜生态水位。查干湖以产鳙鱼等经济鱼类为主，考虑动物适宜生存水深需求，参照鳙鱼等鱼类过冬需要冰下活动空间水深(平均为1 m)，所以将冰封期鱼类最小适宜水深定为1 m[27]。将上述结果进行综合分析，得到查干湖全季节湖泊适宜生态水位(图 6d)。农业灌溉期间需要对水位进行把控，减少外源输入，降低湖内污染物浓度；非汛期则需抬升湖泊水位，提升湖泊环境承载力从而增加湖泊自净能力。农业退水对查干湖生态环境带来潜在威胁，未来要考虑湿地的水质净化功能和水环境承载能力，建立湿地水文-水动力-水质-生态响应综合模型，可为预估人类活动和气候变化对湿地水环境及其生态特征的影响提供有效工具[19]。
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图 6 适宜生态水位修正结果((a)为水质-水位修正后水位阈值；(b)、(c)为环境承载力-水位修正后水位阈值；(d)为综合考虑冰封期适宜水位修正后水位阈值) Fig.6 Correction results of suitable ecological water level ((a) is the water level threshold curve after water quality-water level correction; (b) and (c) are the environmental carrying capacity-water level threshold curves after correction; (d) is the water level threshold curve after comprehensive consideration of the appropriate water level during the ice-covered period) |
最终，综合考虑了冰封期和非冰封期(汛期、非汛期)的水文和水质特征，确定了查干湖全季节湖泊适宜生态水位在冰封期(11—次年4月)为129 m，汛期(6—9月)为130.15~130.86 m，非汛期(5和10月)为130.08~130.57 m。
4 结论与展望基于IHA-RVA法计算非冰封期的逐月适宜生态水位阈值和逐日水位变化率；然后对查干湖营养负荷和水质达标率进行计算，刻画出非冰封期查干湖水质达标率逐月变化和氮、磷污染物质时空分布趋势变化；利用水质-水位和营养负荷-水位经验关系拟合的方式，并结合冰封期鱼类适宜最小水位来修正查干湖全季节水位情势，主要结论如下：
1) 基于IHA-RVA法初步计算的非冰封期5—10月查干湖适宜逐月水位变化范围为：129.98~130.63 m(5月)、129.97~130.59 m(6月)、130.10~130.59 m(7月)、130.26~130.78 m(8月)、130.33~130.86 m(9月)、130.37~130.82 m(10月)；适宜逐日水位变化率区间为-0.00038~0.0069 m。
2) 查干湖入湖口非冰封期的TN浓度与水位都呈上升趋势，TP浓度呈下降趋势；6月入湖TN和TP污染量最高，分别达到了1069.98和26.07 t，5月入湖TN污染量最低为986.36 t，10月入湖TP污染量最低为20.09 t；6月湖内TN和TP滞留量最高达到了1044.36和23.61 t。
3) 根据水质和环境承载量对查干湖水位修正的全季节湖泊适宜生态水位阈值为：129.00 m(11—4月)、130.08~130.58 m(5月)、130.36~130.59 m(6月)、130.15~130.58 m(7月)、130.36~130.45 m(8月)、130.33~130.86 m(9月)、130.37~130.57 m(10月)。
针对查干湖氮、磷分布的时空异质性，根据水质和环境承载力调整确定湖泊适宜生态水位，减少湖内氮、磷污染负荷，有利于提升湖泊自净能力和促进生态可持续发展。同时还需从源头出发，找出湖泊污染影响因素，从而对湖泊进行有效管理和构建分时分区的精细化管理政策。基于人为因素的归因分析，提出相应管理政策如下：农业种植实施节水节肥、控制灌区退水、修复周边生态环境和发展绿色智慧农业是改善湖泊水质的有效手段，也是调控适宜生态水位亟需考虑的关键内容。
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