摘要：受人类活动的影响，衡水湖湿地供水水源主要靠外流域调水。在调水过程中，受沿途河道污染物的影响、引黄河水高含沙量对水质的影响以及衡水湖湿地周边工农业生产的影响，使得衡水湖湿地生态用水安全问题严峻。通过衡水湖湿地引水过程中对湿地水环境影响分析，包括供水水源分析、补水水质安全重要性分析、高含沙量对水质影响分析等，阐明衡水湖湿地供水安全中存在的问题，为恢复好保护衡水湖湿地提供科学依据。 关键词：人类活动影响；湿地生态用水；用水安全；衡水湖
关键词：人类活动影响；湿地生态用水；用水安全；衡水湖
衡水湖来水主要有流域自产径流量、过境洪沥水、跨流域引水组成。地表水资源的过度开发和利用导致进入下游平原河道的径流量明显减少，过境洪沥明显减少。在地表水严重不足情况下，不足部分只有依靠超采地下水来补足，地下水严重超采导致地下水位迅速下降，土壤非饱和带增厚，降水更多地补充土壤水消耗，使地表产水能力下降。以上因素叠加造成自产水量更少，致使该湿地水源主要依靠外流域调水［1］。
1 湿地水安全意义
湿地生态系统的稳定性很大程度上取决于其水源的稳定性。水文条件能直接改变湿地的物理化学性质，进而影响到物种组成和丰度、第一性生产力、有机物质的积累和营养循环。水导致独特的植物组成，但限制或增加物种的丰度。静水湿地或连续深水湿地的生产力都很低。通常有高能量的水流，或有脉冲性水周期的湿地生产力最高［2］。
在积水覆盖的条件下，其基质长期处于还原状态，限制了微生物的数量和活性，较高的生物量得不到充分的分解，有机物质便以泥炭的形式积累储存起来。土壤-水界面的交互作用，使湿地土壤以还原性质为主的同时，在其表层有一薄氧化层，承担着湿地物质的化学转化和营养循环，构成湿地生态过程的重要一环。可见，湿地生态系统的一切生态过程都是以固定的水文为基础的，正是由于其系统结构对水文条件的依赖性，湿地生态系统才如此脆弱，以致于一旦失去水，其系统面貌便会发生根本性的转变。
不同类型的湿地的脆弱性有所差异，高水能湿地中由于有机质积累很少，只要其水源被截断，其生态系统类型就迅速转变；如果水源恢复，系统就会基本恢复到原来的状态。如吉林省西部向海附近的芦苇湿地，在干旱年份没有水源的情况下，形成大片的碱蓬群落，而在丰水年份，地面被积水覆盖后，芦苇群落便得以迅速恢复。而低水能的湿地，由于具有保水性能的泥炭层的存在，可以对气候的干湿变化在系统内部进行调节，其生态敏感性则相对较低；除此之外，泥炭沼泽对阈限内的排水亦有较强的恢复能力。
脆弱生态环境是在自然因素的基础上叠加了人类不合理开发利用而形成的。自然因素是其脆弱性形成的基质，人类活动则是起加速或减速等动力作用。不同地域由于自然条件的差异，脆弱生态环境的表现特征不同。因此，在进行生态环境脆弱性评价时应遵循地域性、主导性、科学性和可操作性的原则。影响湿地脆弱性的因子很多，就衡水湖而言，湿地的脆弱性主要表现在水源供给保障脆弱性、水质污染脆弱性和人类活动综合影响干扰脆弱性。
2 半干旱地区退化湿地生态补水的原则
湿地生态补水是指恢复湿地自然水文情势的过程。根据湿地退化特征和影响因素，确定了湿地恢复原则［3］。
恢复湿地自然过程原则：自然湿地是生物与环境长期协调发展而形成的具有自我调节、相对稳定的自然综合体，当生态系统达到动态平衡的稳定状态时，能够自我调节和维持自身的正常功能，并能在很大程度上克服和消除外来的干扰，保护自身的稳定性。
可操作性原则：在全面了解湿地生态系统的基底上，找出湿地退化原因与可恢复性，以及需要采取的措施。
优先性原则：针对湿地退化的主要原因以及湿地保护的主要目标，必须要从当前最紧迫的任务出发，优先保护珍稀、濒危动物及其栖息地，逐步恢复湿地功能。
最小风险原则和最大效益原则：在考虑成本同时，必须考虑恢复措施对湿地负面影响最小和恢复效益最大化。
生物配置多样性原则：环境条件的多样性决定了生物配置的多样性，具有生物多样性的生态系统才是稳定的生态系统。
3 衡水湖供水水源分析
衡水市是河北省人均水资源最少的地区之一。全市人均148 m3，低于全省人均386 m3的水平，仅为全国人均水平的5.5%。衡水市平均用水量1 600 m3/hm2，均远低于全省和全国平均水平。由此可见，衡水市水资源已达相当匮乏的程度。由于缺水，工业及居民用水全部要依靠深层地下水。据资料分析，每年深层地下水允许开采量2.43亿 m3，而实际全市每年开采量都在8.20亿 m3以上，年超采量在6亿m3左右。深层地下水埋深大幅下降，2003年漏斗中心埋深100.02 m(冀州市刘丰备、7月11日)，漏斗面积（0 m等水位线）为8 442 km2，同时还引发了一系列的环境地质问题［4］。衡水湖水源主要有当地汇水、岗南黄壁庄水库来水、岳城水库来水、引黄河水卫运河水等。当地汇水主要有滏东排河2 500 km2流域的涝水，滏阳河14 420 km2流域的来水和利用卫―千引水工程引蓄卫运河水(见表1)。岗南、黄壁庄水库来水主要是利用两水库在每年汛前腾库下泄水，经石津渠、军齐干渠引水到滏阳河，再由冀码渠从冀州南关闸入衡水湖。岳城水库来水，通过卫运河到卫―千渠，经王口闸入衡水湖［5］。
水主要通过降水量多少、降水稳定性、蒸发与降水关系对利用的影响、径流变率及地下水矿化度等影响脆弱生态环境的形成［6］。影响衡水湖湿地的水分条件是年降水量和河流径流量，由于上游水利工程的拦截和水资源开发程度高，衡水湖上游来水保证率很低。
衡水市地处严重干旱缺水的华北平原中心地带，多年平均降雨量518.9 mm，水面蒸发量却高达1 300 mm，由于地表水资源的严重缺乏，衡水市的工农业用水和生活用水主要靠开采深层地下水，并因超采形成了以衡水市为中心的地下漏斗区。水资源短缺已是衡水湖面临的巨大威胁。目前，衡水湖水源主要来自于黄河水和上游各大水库的汛期弃水［7-9］。
由于集水区降水年际变异大，衡水湖蓄水量也有很大的年际变动，见表3。目前设计蓄水位21 m，最大蓄水能力为1.88亿 m3，其中东湖蓄水面积42.50 km2、可蓄水1.23亿 m3；西湖蓄水面积32.50 km2、可蓄水0.65亿 m3。1994年-2008年实际累计蓄黄河水6.27亿 m3，年均0.52亿 m3。
4 衡水湖补水水质影响因素分析
由于 自然 和人为因素的双重影响，黄河水资源日渐短缺，水土流失严重，荒漠化现象突出，生态环境日趋退化，致使黄河水质局部河段已达不到相应水质标准。
多年来虽采取了一系列的措施来保护衡水湖，但湖体自身的保护很难保证在整个大环境高营养水平的态势下，水质不受影响。湖周围的汇水富营养化程度已经处于一个较高的水平，大多数水质状况总氮在10 mg/L以上，将大大增加湖水的保护难度［10］。
引水线沿途进入衡水市(油故闸)以前，清凉江上游清河县城生活及 工业 污水的排入(主要有清河县造纸厂)和卫－千渠，自油故闸至入湖口(王口闸)段，枣强县境内部分城镇污水及工业污水的排入(主要有枣强的皮革、皮毛、染料等废水)。
衡水湖周边污染源影响，主要是冀州市部分工业和城市污水通过西线引水渠经冀州市南关进水闸排入东湖。另有部分污水直接排入冀州小湖。
湖内网箱养鱼，追求水产品的 经济 效益，高放饵料增加了湖水中的营养物质，以及湖内养鸭、养鹅等，动物的排泄物也增加了湖水中的营养物质，污染水体。
在衡水湖流域内，上游河道水质不同程度受到污染，水质为Ⅴ类或劣Ⅴ类，汛期来水进入衡水湖，对衡水湖水质构成威胁。另外，衡水湖上游流域主要以农业种植为主，农业生产中使用大量的农药、化肥，在汛期，随地表水流进入水体，也对衡水湖水质构成威胁。
由于 旅游 业的开发产生的生活污水和生活垃圾，对水体造成污染。由于衡水湖主要靠引黄河水补充，因此，所引黄河水质的好坏，引水渠道沿途污染源的排污状况及衡水湖周边的排污情况决定了衡水湖水质的状况。
5 泥沙对水质的影响
黄河是世界上罕见的多泥沙河流，衡水湖目前主要水源是引黄河水，泥沙与水系相互作用对水质影响显着。
5.1 黄河泥沙对重金属的吸持特征
由于泥沙具有巨大的比表面积，含有大量活性基团，是水体中重金属污染物最主要的载体，决定着重金属在水体中的化学行为和生物效应。早在20世纪80年代初，金向灿研究了黄河中游干流龙门、潼关、三门峡断面和支流渭河华县与汾河河津断面的悬浮泥沙对铜、铅和锌离子的吸持行为，发现黄河悬浮泥沙对铅的吸持量特别高，铅的吸附量在丰水期达550.29×10-3 meq/g；在枯水期达318.53×10-3 meq/g。他从泥沙中铁锰氧化物含量较高和在较高pH条件下铅离子易生成羟基化合物两个方面对此现象进行解释。
李丽娟、徐云麟等研究了黄河三门峡库区的悬浮泥沙对铜、锌、铅离子的吸持能力，发现被吸持的铜、锌和铅离子中有50%～70%与泥沙中的碳酸盐物质结合，有15%～33%与铁锰氧化物结合，认为这与黄河泥沙的优势地球化学相有关［11］。
20世纪90年代，高宏和暴维英等对黄河泥沙吸持重金属的行为进行了较为全面的研究，除铜、铅、锌以外，还研究了镉、锰和汞等。研究了不同吸附质的差别，还研究了吸附剂浓度对吸持量的影响；并对吸持作用和泥沙中重金属的溶出作用进行了深入研究。研究发现，在个别河段(如洛河漫水桥断面)，当泥沙-水的比例达10 g/L时，从泥沙中溶出的铜离子可达0.049 mg/L，超过渔业水质标准，少数断面由于泥沙中汞的溶出，使河水中的汞达Ⅲ类水质标准［12］。
2000年以后，赵蓉等人研究了在泥沙吸持重金属过程中碳酸盐物质所起的作用。他们用含3.91%碳酸盐的黄土样品与洗除掉碳酸盐(含量仅0.83%)的样品分别进行对铜离子的吸持实验，发现去除掉碳酸盐的泥沙样品对铜离子的吸持量大大低于未洗除碳酸盐的样品对铜离子的吸持量。研究发现，含3.91%碳酸盐的黄土样品所吸持的铜离子90%以上与碳酸盐形成沉淀。同期，张岚等研究了不同化合态的铜离子(Cu(NO3)2与CuSO4)对泥沙吸持铜离子的影响，发现当水中铜离子浓度达到500 mg/L以上时，Cu(NO3)2中的铜离子不能被吸持，而CuSO4中的铜离子仍能被泥沙继续吸持［13］。
5.2 黄河泥沙对微量有毒有机物的吸持特征
关于黄河泥沙对微量有毒有机物的吸持作用，严舜钧于20世纪80年代研究黄河干流兰州、包头和龙门3个断面的悬浮泥沙对有机农药杀虫眯和杀草快的吸持作用，发现兰州断面悬浮泥沙对杀虫眯和杀草快的吸持量均显着低于包头和龙门悬浮泥沙的吸持量，对离子型化合物杀草快尤为显着。研究认为原因是兰州悬浮物中蒙脱石与阳离子交换量大大低于包头、龙门的悬浮物与阳离子交换量。实验观测到，杀虫眯与杀草快两种农药之间存在着竞争吸持，杀草快有相对强的竞争力，表现为随着杀虫眯浓度的增加，杀草快的吸持量下降，而杀虫眯的浓度对杀草快的吸持量无影响［14］。
20世纪90年代，暴维英等研究了黄河龙门断面的泥沙对硝基氯苯类化合物的分配作用，通过实验查明，1，2-氯苯、甲基对硫磷和对硝基氯苯在黄河泥沙与水之间的分配系数分别为0.967、3.073和2.28；1，2-二氯苯的泥沙-水分配系数与黄河泥沙中有机质含量呈显着的正相关关系。
5.3 黄河泥沙对氨氮的吸附作用及对氮化合物形态转化的影响
由于氨氮是黄河最主要的污染物，氨转化为亚硝酸再转化为硝酸的过程对水生态系统极为重要，研究泥沙对氨氮的吸附作用和氮化合物形态转化的影响尤为重要。
20世纪90年代末，高宏等人的研究发现，当泥沙浓度为10 g/L时，水中10 mg/L的氨氮有16%为泥沙所吸附；当泥沙浓度大于10 g/L时，水中10 mg/L的氨氮有60%为泥沙所吸附。研究查明，泥沙的存在可大大促进黄河水中的氨转化为硝酸，在不含黄河泥沙的水中注入10 mg/L氨氮，其全部消化需要30天以上时间，当水中含有5 g/L黄河泥沙，其全部消化时间缩短到10天以下。研究认为这与黄河泥沙中含有消化细菌有关［15］。 湖底沉积的泥沙是有机体的重要来源。微生物能被吸附在颗粒的表面上，随水体进入湖泊。国外对废水或水体中吸附在颗粒上的病毒数实验：有颗粒物的水体中病毒和经过过滤后水体中病毒数的关系为：
r=3N（1）
式中：r-颗粒物中病毒的浓度；N-水体中的病毒浓度。
2004年，余晖、张学青和夏星辉等从化学和微生物两个方面对这一问题做了较细致的研究，得到了以下主要结论：在其他条件一致的情况下，泥沙含量的增加使固相载体上吸附的氨氮总量增加，但就单位质量颗粒物所吸附的量而言，低含量条件下吸附的氨氮量较高；在温度、培养时间和充氧等条件一致的情况下，泥沙含量高低对氨氮消化速率存在显着影响，泥沙含量越高，消化速率越快。泥沙含量分别为0、184 g/L和5.0 g/L时，其平均消化速率分别为1.15 mg/（L·d）、1.63 mg/（L·d）与2.45 mg/（L·d）；水中泥沙含量的高低对氨化细菌、亚硝化细菌和硝化细菌的数量均有显着影响，泥沙含量越高，这3种细菌的数量越多(在泥沙含量为184 g/L的水中硝化细菌的峰值为30万个，在泥沙含量为5.0 g/L的水中硝化细菌的峰值增加至95万个)，且细菌主要生长于泥沙-水的界面附近，固相载体上的细菌数明显高于液相中的细菌数［16］。
排入水体的细菌和病毒可能吸附在颗粒物表面，然后被颗粒物带入湖泊和悬浮污染颗粒上。比起水体中，微生物能够在底泥沉积中生存更长时间。
如果底泥中吸附高浓度的微生物，底泥沙子再悬浮和解吸就成为湖泊污染的重要来源。
6 结论
随着社会 经济 活动的 发展 ，人类活动的各种影响迅速渗透到衡水湖湿地流域生态系统的每一个部分。衡水湖水源供给安全问题是湿地恢复和保护的首要问题。
由于上游大量水利工程以及用水量巨大，保护和恢复衡水湖湿地，要靠外流域调水来维持。衡水湖水源主要靠引黄河水为主。
在引黄河水的过程中产生一系列水安全问题。一是引黄河水过程中沿途河道污染对水质的影响；二是黄河水含沙量对水质产生的影响。
针对衡水湖湿地脆弱性特征，湿地保护对策主要包括控制上游来水质量，尽量减少入湖污染；加强生态监测与研究；制定湿地保护规划，加强和完善管理制度；坚持开发与保护并举，从而实现湖区的可持续发展。衡水湖湿地脆弱性的表现要求我们要更好的保护。
参考文献 :
［1］ 张彦增，尹俊岭，崔希东，等.衡水湖湿地恢复与生态功能［M］.北京： 中国 水利水电出版社，2010.(ZHANG Yan-zeng,YIN Jun-ling,CUI Xi-dong,et al.The Restoration of Hengshui Lake Wetland and the Ecological Function［M］.BEijing:China Water Power Press,2010.(in Chinese))
［2］ 邓伟.湿地与水资源系统安全的维持［J］. 科学 中国人，2005，（4）：23-25.（DENG WEI.The Preservation of Wetland and Water Resources System Security［J］.Scientific Chinese,2005,(4):23-25.（in Chinese））
［3］ 吕宪国.半干旱地区退化湿地生态补水的原则与方法［EB/OL］.http://www.shidi.org．(LV Xian-guo.The Water Replenishing Principle and Method of the Degenerated Wetland of Semiarid Region［EB/OL］.http://www.shidi.org．(in Chinese))
［4］ 何书会，李永根，马贺明，等.水资源评价方法与实例［M］.北京：中国水利水电出版社，2008.(HE Shu-hui,LI Yong-gen,MA He-ming.Water Resources Evaluation Methods and Examples［M］.Beijing:China Water Power Press,2008.(in Chinese))
［5］ 河北省衡水水文水资源勘测局.衡水市水资源评价报告［R］.2006.(Hengshui Bureau for Hydrology and Water Resources Suwey of Hebei.Water Resources Assessment Report of Hengshui City［R］.2006.(in Chinese))
［6］ 王浩.变化环境下流域水资源评价方法［M］.北京：中国水利水电出版社，2009.(WANG Hao.Water Resources Evaluation Method of River Basin In A Changing Environment ［M］.Beijing:China Water Power Press,2009.(in Chinese))
［7］ 董忆锋.衡水地区水利志［M］.石家庄：河北人民出版社，1995.(DONG Yi-feng.Water Conservancy Log of Hengshui Region ［M］.Shijiazhuang：Hebei People‘s Publishing House,1995.(in Chinese))
［8］ 张学知.衡水湖湿地生态系统恢复原理与方法［J］.南水北调与水利科技，2010，8(1)：122-125.（ZHANG Xue-zhi.The Hengshui Lake Wetland Ecosystem Restoration Principle and Method ［J］.South-to-North Water Transfers and Water Scinenes & Technoiogy,2010,8(1):122-125.(in Chinese)）
［9］ 宋学诗，王冠英，王启文，等.河北省平原地区中小面积除涝水文 计算 手册及河北省平原设计暴雨图集研究［K］.1998.(SONG Xue-shi,WANG Guan-ying,WANG Qi-wen，et al.Water Logging Controlling Hydrologic Calculation Manual of Medium and Small Area and Hebei Plain Designed Rainstorm Atlas Research of Hebei Plain Region［K］.1998.(in Chinese))
［10］ 付藏书，米同清.衡水湖水环境污染调查及防治对策［J］.河北环境科学，2001，9(1)：42-44．(FU Cang-shu,MI Tong-qing.Water Pollution Survey and Countermeasures of Hengshui Lake［J］.Hebei Environmental Science,2001,9 (1):42-44．(in Chinese)
