湖泊生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)理論與技術(shù)研究進展

關(guān)鍵詞：富營養(yǎng)化；穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換；營養(yǎng)鹽控制；生物操縱；環(huán)境基準(zhǔn)；湖泊修復(fù)

湖泊（水庫）在水資源供給、防洪抗旱、生物多樣性維護、水產(chǎn)品供給、小氣候調(diào)節(jié)等方面具有不可替代的作用。中國天然湖泊數(shù)量多、類型全、分布廣、生態(tài)類型復(fù)雜。面積1km2以上的湖泊有2670個，總面積為8.07萬km2，面積10km2以上湖泊總水量為1.04萬億m3；中國現(xiàn)有水庫9.8萬座，總庫容為9306億m3。中國湖庫型集中式飲用水源地占比40%，服務(wù)了全國近50%的人口[1]。20世紀80年代以來，中國湖泊富營養(yǎng)化加劇。以太湖為例，從20世紀80年代到21世紀初，太湖水環(huán)境質(zhì)量平均每10a下降一個等級，水體逐步趨于富營養(yǎng)化，導(dǎo)致藍藻水華爆發(fā)頻率和范圍逐步增大，一度危及太湖飲用水安全供給服務(wù)功能[2]。1984—2023年，中國東部湖區(qū)和東北湖區(qū)富營養(yǎng)化湖泊數(shù)量占比分別達54%和47%，富營養(yǎng)化趨勢較為明顯[3]。20世紀80年代以來，全球68%的湖泊都曾出現(xiàn)過藻華現(xiàn)象[4]。湖泊富營養(yǎng)化嚴重影響水資源可持續(xù)利用，導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)功能退化，威脅社會經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展和生態(tài)安全。

湖泊富營養(yǎng)化發(fā)生、發(fā)展和演變過程復(fù)雜，影響因素眾多。過量營養(yǎng)物輸入是導(dǎo)致湖泊富營養(yǎng)化的根本原因，已開展的湖泊生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)換機制、閾值和遲滯效應(yīng)[5-10]，氮磷營養(yǎng)鹽對藻類的限制作用[11-13]，基于營養(yǎng)級聯(lián)效應(yīng)的生物控制[14-15]以及修復(fù)目標(biāo)[16-17]等研究，從不同角度揭示了湖泊富營養(yǎng)化關(guān)鍵影響要素、重要節(jié)點、發(fā)生機制以及過程調(diào)控，對湖泊修復(fù)具有重要指導(dǎo)意義和科學(xué)支撐。國內(nèi)外在湖泊修復(fù)理論研究與實踐方面開展了大量工作，積累了豐富經(jīng)驗，在作用機制、關(guān)鍵閾值和研究方法等方面有了新進展，修復(fù)技術(shù)在適用場景擴展、新技術(shù)應(yīng)用、多種修復(fù)方法優(yōu)化組合等方面有了新的突破與嘗試。目前針對上述理論與技術(shù)的系統(tǒng)歸納較少。

本文從修復(fù)角度對當(dāng)前較為主流的基礎(chǔ)理論和最新研究進展進行系統(tǒng)綜述，結(jié)合國內(nèi)外湖泊修復(fù)實踐，總結(jié)當(dāng)前湖泊修復(fù)主要技術(shù)方法，針對修復(fù)過程中遇到的問題和新的變化環(huán)境提出湖泊系統(tǒng)修復(fù)研究展望。

1湖泊生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)理論

穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換、營養(yǎng)鹽控制、生物操縱和環(huán)境基準(zhǔn)等理論從不同角度揭示了湖泊富營養(yǎng)化發(fā)展演變過程、調(diào)控機制和修復(fù)目標(biāo)。穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換主要關(guān)注生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)換前后湖泊結(jié)構(gòu)和功能的變化、湖泊狀態(tài)轉(zhuǎn)換閾值以及轉(zhuǎn)換路徑；營養(yǎng)鹽控制側(cè)重湖泊中氮磷營養(yǎng)鹽絕對或相對濃度對浮游植物生長的促進或限制作用；生物操縱主要基于湖泊食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)，通過調(diào)節(jié)湖泊中浮游動物、魚類、沉水植物等動植物物種數(shù)量、種群結(jié)構(gòu)等，控制藻類過度繁殖，改善富營養(yǎng)化狀態(tài)；環(huán)境基準(zhǔn)則是根據(jù)湖泊本底狀態(tài)，通過分析不至于對水生生物產(chǎn)生危害的入湖污染物濃度，確定湖泊生態(tài)系統(tǒng)的修復(fù)目標(biāo)。

1.1穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換

穩(wěn)態(tài)是生態(tài)系統(tǒng)在一定時空尺度上保持結(jié)構(gòu)和功能相對不變的狀態(tài)，且擾動在一定限值內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)仍能保持不變。穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換最初用來描述海洋生態(tài)系統(tǒng)的急劇變化[18]，后被廣泛用于表達系統(tǒng)從某一相對穩(wěn)定狀態(tài)突然轉(zhuǎn)變?yōu)榱硪环€(wěn)定狀態(tài)[5]。研究發(fā)現(xiàn)湖泊與珊瑚礁、森林和干旱區(qū)等均存在系統(tǒng)狀態(tài)的突然變化[6]。湖泊，特別是淺水湖泊，通常存在以沉水植物為優(yōu)勢的“清水態(tài)”和以浮游植物為優(yōu)勢的“濁水態(tài)”。vanNes等[7]認為湖泊生態(tài)系統(tǒng)總在2個狀態(tài)間循環(huán)演變；Scheffer等[6]提出了穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的3種方式，分別是平緩型、突變型和不連續(xù)型。

通常，在氣候條件、營養(yǎng)物輸入、棲息地或生物多樣性變化等緩慢作用下，湖泊生態(tài)系統(tǒng)呈平緩、連續(xù)且趨于線性的變化，這一過程稱為平緩型轉(zhuǎn)換。突變型轉(zhuǎn)換主要表現(xiàn)在生態(tài)系統(tǒng)響應(yīng)與驅(qū)動變量的非線性關(guān)系，驅(qū)動變量的微小變化可能被放大，帶來生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)的急劇變化。不連續(xù)轉(zhuǎn)換呈現(xiàn)為向后折疊的曲線，當(dāng)驅(qū)動變量超過臨界點，生態(tài)系統(tǒng)脫離原有狀態(tài)，經(jīng)過不穩(wěn)定態(tài)后進入另一穩(wěn)定狀態(tài)；當(dāng)驅(qū)動變量反向變化時，只有跨越另一不同臨界點，系統(tǒng)才會沿不同軌跡回到原有穩(wěn)定狀態(tài)[19]。臨界點不同表明驅(qū)動變量只有恢復(fù)至更高水平才能觸發(fā)系統(tǒng)轉(zhuǎn)換為原有狀態(tài)，這一特征又稱遲滯效應(yīng)。遲滯效應(yīng)在湖泊觀測與修復(fù)過程中得到普遍印證。Wang等[20]分析了長江中下游30個淺水湖泊狀態(tài)轉(zhuǎn)換時總磷閾值變化，當(dāng)湖泊從清水態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)闈崴畱B(tài)時，臨界點閾值為0.08～0.12mg/L；而從濁水態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榍逅畱B(tài)時，總磷范圍是0.04～0.06mg/L。在荷蘭Veluwe湖演變歷程中發(fā)現(xiàn)[21]，經(jīng)過約20a治理，當(dāng)總磷濃度降至遠低于觸發(fā)水體渾濁的濃度時，渾濁態(tài)才有所改善。導(dǎo)致遲滯效應(yīng)的原因很多，通常包括沉積物營養(yǎng)鹽釋放、光照強度、風(fēng)浪大小、魚類和群落結(jié)構(gòu)變化等。尤其對于淺水湖泊，沉積物中的營養(yǎng)鹽濃度可以達到上覆水的數(shù)十倍，在風(fēng)浪或水生動物擾動作用下，營養(yǎng)鹽不斷向上覆水釋放，即使外源污染得到控制，營養(yǎng)鹽濃度在短期內(nèi)仍難以達到預(yù)期效果。由于湖泊穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換前后系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、驅(qū)動因素和關(guān)鍵過程均發(fā)生了顯著變化，生態(tài)系統(tǒng)表現(xiàn)出一定抗逆特性。因此，遲滯效應(yīng)對于湖泊治理和保護具有重要意義，也是中國在開展新老三湖治理后，專門針對保護較好的湖泊制定相應(yīng)保護策略的重要原因。

由于湖泊穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換存在突發(fā)性、非線性和遲滯性等特點[22]，對穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的模擬和預(yù)測十分困難，但仍有學(xué)者嘗試構(gòu)建簡單或復(fù)雜的數(shù)學(xué)模型[7，23-24]，描述不連續(xù)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的非線性過程和瞬態(tài)折疊曲線。包含少數(shù)參數(shù)、特定機制和關(guān)鍵過程的簡單模型，對于研究某些機制問題、空間異質(zhì)性或環(huán)境擾動等效果較好[25]。復(fù)雜模型針對更大系統(tǒng)、更多參數(shù)和潛在過程，通過模擬進行定量預(yù)測，例如，建立包含葉綠素、輸入磷、溶解有機物和食物網(wǎng)效應(yīng)的非線性模型[26-27]，對轉(zhuǎn)換臨界點和清水態(tài)恢復(fù)力進行討論；建立基于淺水湖泊模型和污染物歸趨模型的耦合模型[23]，模擬巢湖穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換期間有機物的變化過程。簡單與復(fù)雜模型各有優(yōu)缺點，簡單模型簡便易行，但容易忽略潛在的其他重要過程；復(fù)雜模型可為大型系統(tǒng)模擬提供重要依據(jù)，但過于復(fù)雜的模型可能存在準(zhǔn)確性和驗證難等問題。

在自然生態(tài)系統(tǒng)中，穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換通常較難觀測[28]，很大一部分原因在于觀測時間系列長度有限且采樣頻率較低，即使采用“以空間換時間”的方式[29-30]擴大觀測范圍，帶有時間特征的空間數(shù)據(jù)仍然難以表達特定研究區(qū)的時變序列。另一方面，當(dāng)系統(tǒng)接近臨界點時，生態(tài)系統(tǒng)會發(fā)生臨界慢化現(xiàn)象，即在臨界點附近生態(tài)系統(tǒng)的變化非常微小甚至難以觀測，系統(tǒng)對微小擾動的恢復(fù)能力也趨近于零[31-32]。慢化現(xiàn)象在遠離分叉點時已經(jīng)開始，在臨界點時恢復(fù)力降為零。根據(jù)臨界慢化的特征和理論模型，Spanbauer等[33]提出了3個穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換早期預(yù)警信號，分別是系統(tǒng)擾動恢復(fù)時間增加、系統(tǒng)自相關(guān)性增加和系統(tǒng)狀態(tài)變量方差增加。此外，還有研究通過水生食物網(wǎng)[34]和物種體型分布[33]判別是否即將進入臨界狀態(tài)。根據(jù)觀測到的早期轉(zhuǎn)換跡象并及時采取干預(yù)措施，一些穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換趨勢是可以扭轉(zhuǎn)的。

穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換理論為湖泊清水態(tài)維持和湖泊修復(fù)提供了理論基礎(chǔ)。由于流域及湖泊自然地理特征和人類活動影響不同，使得湖泊系統(tǒng)的演變特征、穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換特性及敏感性不同。此外，淺水湖泊與深水湖泊穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換機理差異顯著。目前，湖泊生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換機理、閾值以及生態(tài)系統(tǒng)變化仍處于深入探索階段，穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的觀測、模擬以及預(yù)測有待進一步加強。

1.2營養(yǎng)鹽控制

氮和磷是重要的限制性營養(yǎng)鹽，決定著浮游植物生長過程、生物量和物種組成等[35]。營養(yǎng)鹽的限制作用通常分為絕對限制和相對限制。絕對限制是水體中氮和磷的絕對濃度對浮游植物的影響。Schindler[11]認為，由于磷是限制浮游植物生物量積累的主要營養(yǎng)物質(zhì)，減少磷負荷尤為重要。也有研究提出，氮負荷控制也十分必要[36]，特別對于淺水湖泊，氮負荷增加會導(dǎo)致生物多樣性喪失，并最終引發(fā)大型植物群落崩潰[37]。Justic在總結(jié)前人研究成果基礎(chǔ)上提出營養(yǎng)鹽濃度限制浮游植物生長的閾值，又稱營養(yǎng)鹽濃度絕對限制法則[38]。也有不少學(xué)者基于不同湖泊的觀測與試驗，提出導(dǎo)致水生生物生態(tài)失衡或適宜藻類生長等的氮磷閾值[12，39]，以及磷氮濃度與水生植物覆蓋度的關(guān)系等[40]。

相對限制指氮和磷的相對比例對浮游植物生長的限制作用。Redfield[13]發(fā)現(xiàn)了浮游生物中氮與磷的平均比例關(guān)系，此后Redfield比例被廣泛用于判別浮游植物均衡生長，水生科學(xué)家也以此衡量營養(yǎng)供給充足與否。不少學(xué)者基于Redfield比例提出類似的營養(yǎng)鹽限制標(biāo)準(zhǔn)[41-43]。由于不同浮游植物和群落組成對氮磷吸收率不同，限制藻類生長的氮磷比是否一成不變引發(fā)了研究者討論。Vrede等[44]認為，無論營養(yǎng)狀況如何，當(dāng)?shù)妆鹊陀陂撝禃r，可促進固氮藍藻生長并成為優(yōu)勢物種，固氮藍藻通過持續(xù)固定大氣中豐富的氮，使浮游植物生長擺脫氮限制。由此可見，單純的通過控制氮輸入以減輕湖泊富營養(yǎng)化是行不通的[45]。有研究認為大氣氮沉降增加[46]或磷減少未按氮磷比例進行，都可能導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)由氮限制向磷限制轉(zhuǎn)變。Xu等[47]在對太湖的觀測中發(fā)現(xiàn)，其中2處觀測點受磷限制，另1處觀測點不存在營養(yǎng)鹽限制；在7—9月氮濃度下降磷濃度升高的時段，浮游植物存在從磷限制向氮限制的轉(zhuǎn)換趨勢；太湖營養(yǎng)鹽限制存在動態(tài)變化和偶發(fā)性。

營養(yǎng)鹽控制僅考慮絕對濃度或氮磷比都具有局限性，應(yīng)對兩者進行綜合考慮。豐茂武等[48]提出，當(dāng)磷源充足時，存在適合藻類生長的最佳比例。許海等[49]通過試驗和對太湖的觀測，提出不同磷濃度下氮磷比對藻類的抑制或促進作用。Klausmeier等[50]認為Redfield比例不是普遍的生化最優(yōu)值，而是表達了物種特異性氮磷比的平均值；并提出最優(yōu)氮磷比區(qū)間，具體取值取決于生態(tài)環(huán)境狀況。

從營養(yǎng)鹽控制的技術(shù)難度和資金投入看，控制氮或氮和磷相較只控制磷在技術(shù)上難度更大，成本也更高。加拿大Manitoba省Winnipeg市的污水處理廠，去除磷和氮的費用是只去除磷的4～8倍；在波羅的海，控制氮磷以滿足歐盟水框架指令目標(biāo)需要花費約31億歐元，而只控制磷則僅需花費2.1～4.3億歐元[11]。王洪鑄等[51]也提出氮磷同時控制的成本是只控磷的4～15倍。Schindler等[45]通過對加拿大227號湖的長期觀測，認為控制磷輸入是減少湖泊富營養(yǎng)化的重要管理手段。磷負荷削減是北美和歐洲湖泊管理的主要策略，許多湖泊如美國的Okeechobee湖和Apopka湖、中國的太湖和東湖及日本的霞浦湖等，都通過削減磷負荷改善了水質(zhì)。如前所述，面對高昂的營養(yǎng)鹽控制費用和技術(shù)難度差異，需要充分論證單一和雙重營養(yǎng)控制的有效性，選擇合適的控制策略并制定高效可行的控制政策，如通過實施最佳管理實踐提高治理效益。

1.3生物操縱

生物操縱理論的核心思想是利用水生生態(tài)系統(tǒng)食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)，通過調(diào)整浮游動物、魚類、底棲動物等控制藻類過度繁殖，提高水體透明度，為沉水植物生長創(chuàng)造條件，從而提高水體自凈能力，改善水環(huán)境質(zhì)量，促進湖泊從濁水態(tài)向清水態(tài)轉(zhuǎn)變。生物操縱又分為經(jīng)典生物操縱和非經(jīng)典生物操縱。1975年，Shapiro等[52]最先提出經(jīng)典生物操縱，通過去除浮游生物食性魚類或放養(yǎng)肉食性魚類，促進枝角類浮游動物生長，增加對浮游植物的攝食效率，從而降低浮游植物數(shù)量。1985年，Carpenter等[14]提出營養(yǎng)級聯(lián)效應(yīng)，即在每個營養(yǎng)水平上都有消費者（或稱捕食者）控制著物種組成、生物量和生產(chǎn)力，每個營養(yǎng)水平特定的生長速率都表現(xiàn)出相鄰營養(yǎng)級上反方向的響應(yīng)，且響應(yīng)會在各級之間相互作用。1986年，McQueen等[15]提出上行/下行理論，也即每一營養(yǎng)級的最大生物量是由下一級營養(yǎng)水平所決定的，處于上層的捕食者數(shù)量受下層食物資源限制，浮游植物生物量是由上行效應(yīng)與下行效應(yīng)共同決定的。上述理論都是以浮游動物為主要調(diào)控對象，通過調(diào)整魚類種群結(jié)構(gòu)，保護或促進浮游動物生長，以控制藻類數(shù)量。非經(jīng)典生物操縱也稱“以魚控藻”學(xué)說，是20世紀90年代劉建康等提出的利用東亞特有濾食性魚類—鰱、鳙控制藍藻的理論[53]。鰱、鳙能抵抗藻類的毒素，并通過濾食有效控制藍藻水華。鰱、鳙密度會影響控藻效果[54]，Kajak等[55]、劉建康等[56]通過放養(yǎng)試驗得到鰱、鳙密度閾值，低于閾值將導(dǎo)致藍藻數(shù)量增加。

歐洲和北美在20世紀80年代開始利用生物操縱修復(fù)湖泊生態(tài)系統(tǒng)。通過選擇性捕撈、垂釣等方式減少50%～100%的浮游生物食性魚類或高密度放養(yǎng)肉食性魚類以減少浮游生物食性魚類，促進大型浮游動物和底棲食性魚類的發(fā)展，調(diào)控生態(tài)系統(tǒng)。然而浮游動物只能控制小型藻類，而無法控制絲狀藻類和粒徑過大的藍藻[57]；大型浮游動物牧食可暫時降低藻類生物量，卻有利于難以被攝食的絲狀藻和微囊藻發(fā)展[58]。Reynolds[59]提出了實施經(jīng)典生物操縱的條件，包括水面面積、水深、水體停留時間、沉水植物覆蓋度以及浮游植物類型等。由此可見，經(jīng)典生物操縱理論適用條件較多，也有研究得出了類似的結(jié)論[56，60]。

非經(jīng)典生物操縱被認為可有效去除藻類，20世紀90年代在東湖試驗成功。2021年東湖主湖區(qū)郭鄭湖爆發(fā)藍藻水華，一度覆蓋湖面的87%，在2022年極端高溫干旱下，基于非經(jīng)典生物操縱制定并實施定量化生態(tài)調(diào)控方案，成功遏制藻華爆發(fā)。鰱能適應(yīng)高藻生物量和較低溶解氧的環(huán)境，且對微囊藻等具有有效的收集、消化能力，對藍藻的消減量可達20%～90%[61]。雖然鰱、鳙對微囊藻的水華有強烈控制作用，也會濾食大型浮游生物，導(dǎo)致浮游植物趨于小型化，群落結(jié)構(gòu)趨于簡單，同時鰱、鳙代謝增加還將加速氮磷釋放。Domaizon等[62]和劉其根等[63]對鰱、鳙排泄增加氮磷輸入進行了討論，并以此解釋了圍隔試驗“以魚控藻”成敗差異的原因。劉恩生[64]明確提出，無論經(jīng)典生物操縱還是非經(jīng)典生物操縱都是對藍藻的控制，不能直接削減氮、磷，原因在于大部分氮、磷都將通過食物鏈回到湖泊生態(tài)系統(tǒng)。因此，污染源控制是湖泊富營養(yǎng)化治理的前提。除了對魚類的控制，國外還提出對沉水植物和蚌類等的生物操縱。沉水植物可能受到營養(yǎng)鹽過高或水體透明度過低的限制，在實施生物操作前要注意對外源污染與魚類控制等前處理工作，改善水質(zhì)和底質(zhì)，促進先鋒植物定植和群落形成[65]。蚌類具有食物鏈短、耐污和耐重金屬能力強等特點，能有效濾食浮游藻類等懸浮質(zhì)，提高水體透明度，控制浮游植物生長，國外有利用斑馬貽貝控制浮游藻類和改善水質(zhì)的試驗[66]。

湖泊生態(tài)系統(tǒng)生物眾多，不同生物與環(huán)境要素間存在著復(fù)雜的影響與反饋關(guān)系。從國內(nèi)外理論研究與實踐看，生物操縱技術(shù)尚處于經(jīng)驗積累階段，其內(nèi)在機理和定量關(guān)系仍有待深入研究和揭示。例如，水體營養(yǎng)條件及動植物群落結(jié)構(gòu)對鰱、鳙控藻效率的影響，不同富營養(yǎng)化程度下的鰱、鳙放養(yǎng)閾值，鰱、鳙放養(yǎng)時機的確定等。作為復(fù)雜生態(tài)系統(tǒng)，依靠單一的湖泊修復(fù)措施通常效果不佳，結(jié)合不同生物操縱特點將不同措施進行有機結(jié)合，形成優(yōu)勢互補，可提高修復(fù)成功率和效率。如將鰱、鳙放養(yǎng)與植被恢復(fù)相結(jié)合，鰱、鳙通過控制藻類改善水體透明度有利于植物光合作用，沉水植物發(fā)育可減少內(nèi)源污染，并通過競爭營養(yǎng)和釋放他感物質(zhì)限制浮游植物生長，還可為魚類和浮游動物提供棲息場所，從而形成良性循環(huán)。在修復(fù)過程中應(yīng)加強觀測，根據(jù)物種組成、環(huán)境因素變化等對修復(fù)策略進行適當(dāng)修正和調(diào)整，以改善修復(fù)效果。

1.4湖泊環(huán)境基準(zhǔn)

湖泊系統(tǒng)狀態(tài)是長期發(fā)展演變的結(jié)果，要開展湖泊修復(fù)就需要了解湖泊本底狀態(tài)，對污染物的響應(yīng)、生態(tài)系統(tǒng)退化的發(fā)展趨勢等進行分析和預(yù)測，確定生態(tài)修復(fù)要達到的目標(biāo)。湖泊生態(tài)系統(tǒng)要恢復(fù)到怎樣的狀態(tài)，需要環(huán)境基準(zhǔn)來回答。美國環(huán)境保護局（USEPA）認為環(huán)境基準(zhǔn)是水環(huán)境中污染物對特定對象（人或其他生物）不產(chǎn)生不良或有害影響的最大劑量（無作用劑量）或濃度[16]。美國于20世紀80年代制定了水質(zhì)基準(zhǔn)技術(shù)指南，2000年發(fā)布了湖庫營養(yǎng)物基準(zhǔn)制定導(dǎo)則，并將相關(guān)生物保護納入環(huán)境基準(zhǔn)中。歐盟水框架指令（WFD）認為[17，67]，環(huán)境基準(zhǔn)代表湖泊的最佳狀態(tài)，可以是過去或現(xiàn)在任一好的狀態(tài)，該狀態(tài)并非完全沒有干擾的自然狀況，只要干擾沒有或很少帶來湖泊系統(tǒng)的顯著擾動即可。歐盟水框架委員會在此前只考慮水體理化性質(zhì)基礎(chǔ)上，從流域尺度提出基于魚類、無脊椎動物、水生植物、浮游動物及浮游植物等5個重要生態(tài)組分的生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的評判體系，并要求歐盟各國根據(jù)水體類型提出基準(zhǔn)環(huán)境，力爭在2015年前使大部分水體恢復(fù)至“好的狀況”。國際上常用來確定湖泊環(huán)境基準(zhǔn)的方法有空間調(diào)查、時間序列監(jiān)測、試驗操縱、統(tǒng)計分析與模型模擬、專家評價以及古湖沼學(xué)等[68]。

營養(yǎng)物基準(zhǔn)是湖泊富營養(yǎng)化治理的基礎(chǔ)。湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)指湖泊中營養(yǎng)物對水體不產(chǎn)生有害影響的最大可接受濃度，是考慮了營養(yǎng)物對湖泊生態(tài)學(xué)效應(yīng)而設(shè)定的生態(tài)學(xué)基準(zhǔn)[69]。由于湖泊自然地理和受人類活動影響差異顯著，富營養(yǎng)化成因、演變過程以及水體理化性質(zhì)不盡相同，通常需要根據(jù)不同區(qū)域、不同類型水體制定不同的營養(yǎng)物基準(zhǔn)。美國和歐洲均通過確定參照狀態(tài)或選取參照湖泊建立湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)。美國根據(jù)湖庫所在地的地質(zhì)地貌、氣候、土壤、土地類型、野生生物以及水文水質(zhì)條件等劃分生態(tài)分區(qū)和亞分區(qū)，針對不同亞分區(qū)建立參照狀態(tài)，再綜合考慮歷史記錄、參照狀態(tài)、模型模擬、專家評價和下游影響等制定營養(yǎng)物基準(zhǔn)。歐盟則通過選取覆蓋生物分區(qū)和湖泊類型的未受擾動（或擾動較少）小型湖泊作為參照湖泊，根據(jù)參照湖泊狀態(tài)制定營養(yǎng)物基準(zhǔn)。中國在營養(yǎng)物基準(zhǔn)研究方面起步較晚，有學(xué)者針對不同湖區(qū)典型湖泊提出了營養(yǎng)物基準(zhǔn)[70]，中國生態(tài)環(huán)境部于2017年發(fā)布了《湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》，并在2020年發(fā)布了《湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)—中東部湖區(qū)（總磷、總氮、葉綠素a）》。

沉積物是湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成，為浮游和底棲生物提供食物來源和生存場所，也是很多污染物最終沉積的地方。湖泊沉積物匯集了流域侵蝕、大氣沉降及人為釋放等多種來源的環(huán)境物質(zhì)。沉積物基準(zhǔn)是特定化學(xué)物質(zhì)在沉積物中對底棲生物或上覆水質(zhì)量不產(chǎn)生危害的實際允許濃度，它既是對水質(zhì)基準(zhǔn)的完善，也是評價沉積物污染和生態(tài)風(fēng)險的基礎(chǔ)[71]。沉積物包含的豐富的生物和理化信息是了解過去環(huán)境變化的窗口，可用來重建湖泊生態(tài)系統(tǒng)及其流域發(fā)展演變歷史[72]。目前，用于確定沉積物基準(zhǔn)的方法較多，如基于化學(xué)方法的背景值法和相平衡分配法、基于化學(xué)混合物的沉積物質(zhì)量三元法等[73]，不同方法各有優(yōu)點和局限性。董旭輝等[68]認為，以湖泊沉積物為研究對象的古湖沼學(xué)可利用物理、化學(xué)和生物指標(biāo)對過去的環(huán)境進行推導(dǎo)和重建，在建立沉積物基準(zhǔn)方面具有優(yōu)勢。

湖泊環(huán)境基準(zhǔn)是湖泊污染治理與生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)的科學(xué)基礎(chǔ)，是制定相應(yīng)環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的理論基礎(chǔ)。中國地域廣闊，自然地理條件差異顯著，湖泊類型多樣，湖泊生態(tài)系統(tǒng)復(fù)雜，加之不同湖泊污染物來源不同、湖泊功能和保護對象也不同，決定了湖泊環(huán)境不能以單一基準(zhǔn)表達。美國、歐洲等針對不同生態(tài)分區(qū)建立環(huán)境基準(zhǔn)的思路為我們提供了很好的借鑒。中國在湖泊環(huán)境基準(zhǔn)方面開展了不少研究，但還沒有專門針對湖泊的環(huán)境基準(zhǔn)[71]，基于細化分區(qū)的湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)研究仍有待加快與深入，既能充分體現(xiàn)湖泊差異，提高基準(zhǔn)的適用性，同時可有效利用水環(huán)境容量[74]，指導(dǎo)湖泊治理管理。針對沉積物基準(zhǔn)的研究尚處于起步階段且相對分散，缺乏湖泊沉積物基準(zhǔn)規(guī)范和質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[71，75]。當(dāng)前中國大多數(shù)湖泊已遠遠偏離基準(zhǔn)狀態(tài)[68]，再加上大氣沉降對入湖營養(yǎng)物的貢獻[76]，以及氣候變化帶來的氣溫、二氧化碳濃度變化和極端天氣事件等對湖泊產(chǎn)生的系統(tǒng)影響[77]，加快建立湖泊環(huán)境基準(zhǔn)對湖泊的評價、治理與保護顯得尤為重要。

2國內(nèi)外湖泊修復(fù)技術(shù)方法

過量營養(yǎng)物質(zhì)輸入是湖泊富營養(yǎng)化趨勢的根本原因。然而根據(jù)營養(yǎng)物入湖路徑不同，又可分為外源污染和內(nèi)源污染，其中，外源污染主要指在流域內(nèi)通過降水及產(chǎn)匯流過程隨地表徑流最終進入湖泊的污染物；內(nèi)源污染指原本沉積在湖底，因受外部因素擾動從湖底釋放到湖水中的污染物。湖泊富營養(yǎng)化不光導(dǎo)致水質(zhì)下降，還體現(xiàn)在藍藻爆發(fā)、水環(huán)境惡化、生物量急劇下降以及生態(tài)系統(tǒng)功能退化等方面。根據(jù)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換理論特別是遲滯效應(yīng)以及營養(yǎng)鹽對藻類的作用，對內(nèi)外源污染物入湖的削減與控制十分重要，然而單純依靠削減內(nèi)外源污染還遠遠不夠，還需要綜合利用生物、水利等多種措施改善湖泊生態(tài)環(huán)境狀況，恢復(fù)生物多樣性，恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)良性循環(huán)。本章節(jié)將結(jié)合國內(nèi)外修復(fù)案例，按照削減外源污染、控制內(nèi)源污染、生物措施和水利措施的分類，概述湖泊修復(fù)技術(shù)方法。

2.1削減外源污染

湖泊富營養(yǎng)化的根本原因是流域內(nèi)過量營養(yǎng)物的輸入。削減外源污染是湖泊修復(fù)的首要任務(wù)，可從污染物來源以及輸移路徑入手，通過源頭控制以及在輸移路徑上進行攔截、阻斷等方式削減入湖污染物[37]。在源頭控制方面，加強林草建設(shè)與水土流失治理，促進清水產(chǎn)流；在城鎮(zhèn)段通過產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整，控制污染物排放量，提高市政污水收集和處理力度，注重污水處理廠尾水等低污染水的凈化處理，加強城市初雨的收集與處理；在農(nóng)業(yè)區(qū)和村落周邊，加強農(nóng)藥化肥等施用和畜禽養(yǎng)殖管理，加強非點源污染治理。在輸移路徑方面，在農(nóng)田周邊建設(shè)草地緩沖帶或滯留溝；加強入湖河流和湖泊濱岸帶建設(shè)，科學(xué)設(shè)置濱岸帶寬度，優(yōu)化配置喬灌草結(jié)構(gòu)，修復(fù)或重建湖濱帶，恢復(fù)岸線植被多樣性，凈化陸源污染；恢復(fù)天然入河湖濕地，或在入湖庫前建設(shè)人工濕地或前置庫等。在湖泊治理管理過程中，應(yīng)注意流域污染物控制與湖泊外源污染負荷減少之間存在的時間滯后效應(yīng)。

在太湖貢湖灣人工湖濱帶開展水生植物對富營養(yǎng)化控制的研究中[78]，在設(shè)置防浪帶且栽植浮葉和沉水植物的研究區(qū)內(nèi)，水體透明度明顯好于未設(shè)置防浪帶且未栽植水生植物的對照區(qū)，研究區(qū)水體溶解氧增加1倍，總磷、高錳酸鹽指數(shù)、氨氮、總氮濃度持續(xù)下降，相比對照區(qū)維持在富營養(yǎng)水平，研究區(qū)氮磷水平下降顯著，水質(zhì)改善明顯，從之前的富營養(yǎng)降為中營養(yǎng)水平。位于珠江源頭的撫仙湖，湖岸陡峭，岸灘不發(fā)育，絕大部分岸段為巖石或礫石基質(zhì)，基本沒有適合大型水生植物和底棲動物生存的環(huán)境，生態(tài)系統(tǒng)十分脆弱，水質(zhì)一旦被污染很難恢復(fù)。針對污染負荷占比超過75%的農(nóng)業(yè)農(nóng)村面源污染，2017年片區(qū)實施了集農(nóng)村分散式污水?dāng)r截、農(nóng)田尾水調(diào)蓄、濕地水質(zhì)凈化、微污染水回用與清潔水資源置換、濕地補水和生態(tài)景觀建設(shè)于一體的撫仙湖北岸生態(tài)調(diào)蓄帶工程[79]，并將78.6ha農(nóng)田改建為調(diào)蓄帶濕地，2018—2021年總氮和總磷入湖負荷分別減少245.8t和29.0t，調(diào)蓄帶對撫仙湖北岸片區(qū)農(nóng)田面源負荷削減率均超過81%。

2.2控制內(nèi)源負荷

內(nèi)源負荷是指在靜態(tài)或風(fēng)浪等擾動下從湖底沉積物中釋放到水中的營養(yǎng)物。在淺水湖泊中，內(nèi)源負荷在總污染負荷中貢獻較大，以太湖為例，在靜態(tài)條件下磷的年釋放量約為700～900t，接近外源輸入的1/3[80]。目前很多廣泛應(yīng)用的修復(fù)技術(shù)都是針對內(nèi)源污染的，可分為物理方法和化學(xué)方法。

2.2.1物理方法

對于深水湖泊，接近湖底的深層水中累積了大量營養(yǎng)物和有毒物，缺氧環(huán)境不僅限制了魚類等的棲息，還會加速內(nèi)部營養(yǎng)源釋放。深層水輸排或曝氣是較常見的用于深水湖泊的修復(fù)方法。Alhamarna等[81]提出對于水深大于12m的湖泊，深層水曝氣是較為有效的方法。隨著技術(shù)更新，國內(nèi)外均出現(xiàn)了適用于深度大于15m的深水曝氣技術(shù)，例如國外的深水層注射空氣增氧技術(shù)（LIMNO?）[82]和中國的揚水曝氣技術(shù)[83]等。揚水曝氣是利用等溫層充氧和人工強制混合技術(shù)，在解決湖庫底部因缺氧導(dǎo)致的內(nèi)源污染釋放的同時，破壞水體熱分層，抑制藻類爆發(fā)與富營養(yǎng)化，在天津于橋水庫、西安黑河水庫和太原汾河水庫等的水質(zhì)改善中取得了較好效果[84]。在李家河水庫水質(zhì)改善應(yīng)用中[85]，水庫水體混合周期延長、混合效果增強，總氮、總磷濃度削減率分別達到20.7%和57.8%，從之前的污染嚴重實現(xiàn)水體水質(zhì)良好天數(shù)達165d。

淺水湖泊修復(fù)常用方法有底泥疏浚、底泥封蓋等。底泥疏浚是將湖床沉積物清除，為最直接的內(nèi)源污染去除方法，可在短時間內(nèi)顯著降低小型湖泊中沉積物營養(yǎng)物質(zhì)的釋放。但很多研究對底泥疏浚能否改善湖泊富營養(yǎng)化仍持保留態(tài)度，在實踐中的成敗案例均有[86-88]。如果外源污染無法有效控制，從長遠看底泥疏浚效果有限，且需要利用挖泥船等設(shè)備，通常成本較高。此外，疏浚過程應(yīng)十分注意避免底泥再懸浮，過量的擾動可能加速內(nèi)源釋放速度，造成二次污染。瑞典中南部的Trummen湖，是底泥疏浚經(jīng)典的成功案例[89]。Trummen湖曾作為工業(yè)廢水和城鎮(zhèn)污水的受納水體十余年，富營養(yǎng)化嚴重，難以自然恢復(fù)。通過對湖底1m深度底泥進行疏浚，氮磷濃度降低、透明度增加，大量藍藻消失，浮游生物呈現(xiàn)多樣化，再配合魚類選擇性捕撈和外源污染持續(xù)控制，生態(tài)系統(tǒng)持續(xù)改善。與疏浚的思路相反，在底泥清除難度較大的情況下，可將粉煤灰、砂礫石、生物炭等覆蓋湖底進行物理封蓋，減少污染物向上覆水?dāng)U散，同時降低沉積物的需氧量和再懸浮。對太湖某富營養(yǎng)化湖灣以沙子和當(dāng)?shù)責(zé)o機土壤進行原位封蓋，經(jīng)觀測和模擬，18個月后孔隙水中可溶解活性磷酸鹽濃度有所降低，磷酸鹽的上覆水通量約為原生沉積物通量的一半，并且在封蓋材料中加入活性材料可進一步減少沉積物釋放[90]。目前很多封蓋新材料的應(yīng)用仍在探索和研究階段。通常封蓋湖底所需材料量大、且均勻覆蓋難度大，同樣適用于小型湖庫，且該方法成本較高，應(yīng)用范圍有限。實施封蓋應(yīng)盡量避免對湖底的擾動。封蓋對沉積污染物釋放的阻隔具有短期效應(yīng)，如果外源污染無法切斷，阻隔作用將隨新的沉積物沉降或植物生長而逐漸減弱。

2.2.2化學(xué)方法

磷鈍化，也稱磷絮凝或吸附，是20世紀60年代末以來廣泛應(yīng)用的方法，特別是在美國[91]。通過向湖泊中添加明礬、鈣、沸石等物質(zhì)吸附水體中的溶解磷并沉降于湖底，降低水體中的磷含量，減少磷循環(huán)，被認為是行之有效的水質(zhì)改善方法。除藻劑是利用硫酸鹽、高錳酸鹽等化學(xué)藥劑，通過直接滅藻、抑制光合作用、磷吸附等控制浮游植物生物量。隨著人們逐漸意識到化學(xué)藥劑可能對湖泊生態(tài)系統(tǒng)中其他生物以及人類帶來不利影響，且存在累積效應(yīng)，化學(xué)方法更多地用于應(yīng)急情況。

2.3生物措施

生物措施主要利用動植物調(diào)控食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)、改善水生生態(tài)環(huán)境等，促進生態(tài)系統(tǒng)良性循環(huán)，通常包括魚類及底棲生物操縱、大型植物收割、人工浮島、水下植物恢復(fù)或重建等。魚類的去除和放養(yǎng)是利用食物網(wǎng)級聯(lián)效應(yīng)減少浮游植物生物量，提高水體透明度，改善水質(zhì)。在溫帶湖泊中，通過去除或放養(yǎng)一定密度的魚類，控制對浮游動物的牧食或?qū)υ孱惖臑V食，從而限制藻類過度繁殖。在2022年武漢東湖的全湖試驗中，通過合理配置和放養(yǎng)本地濾食性魚種鰱、鳙，控藻成效顯著，成功遏制了極端高溫干旱年份水華爆發(fā)[53]。魚類去除原本適用于北溫帶湖泊修復(fù)，在亞熱帶高原深水湖泊洱海，通過去除魚類控制藍藻取得了較好效果。經(jīng)過1a的圍欄原位試驗和3a的全湖試驗發(fā)現(xiàn)，持續(xù)大量的去除洱海中的日本胡瓜魚，使浮游動物顯著增加、體型增大，藍藻、綠藻生物量顯著下降[92]。去除和放養(yǎng)魚類要注意達到一定密度閾值才能見效。此外在物種選擇和放養(yǎng)過程中要特別注意避免非本地物種的引入，以免帶來不可預(yù)見的負面影響。

大型植物收割可以一次性去除被植物組織吸收的營養(yǎng)物質(zhì)，同時避免植物衰敗腐爛后形成內(nèi)源污染。有學(xué)者研究了沉水植物、浮水植物和挺水植物在覆蓋周期內(nèi)磷釋放的速率以及向底泥遷移、轉(zhuǎn)化的過程[93]。在白洋淀淀區(qū)開展沉水植物收割，對生長期、收割后以及未收割點位的水質(zhì)進行采樣和檢測，結(jié)果表明植物生長末期收割水域有機物、總氮、氨氮、總磷平均濃度顯著減少，水體富營養(yǎng)化程度從輕度/中度富營養(yǎng)降至貧/中營養(yǎng)[94]。收割過程中要特別注意減輕對湖底的擾動，避免由此帶來的沉積物懸浮和內(nèi)源污染物釋放。

人工浮島以水培方式將挺水植物種植在浮力墊或木筏上并浮于水面，水下植物根系因表面積大而有利于營養(yǎng)物質(zhì)吸收和細小懸浮顆粒攔截，促進生物膜生長，生物膜可更好攔截懸浮物，加速營養(yǎng)物的氧化降解過程。通過在太湖梅梁灣示范區(qū)進行生物浮床圍隔試驗，在設(shè)置浮床的修復(fù)區(qū)水質(zhì)凈化效果良好，總氮、總磷、葉綠素a和高錳酸鹽指數(shù)等水體營養(yǎng)鹽指標(biāo)較對照區(qū)均降低顯著，水體透明度明顯增加，并表現(xiàn)出更強的浮游動物多樣性恢復(fù)能力[95]。

水下植被恢復(fù)或重建是生態(tài)修復(fù)的關(guān)鍵，通過恢復(fù)沉水植物吸收氮磷等，加強光合作用，維持水中溶解氧濃度，抑制底泥再懸浮和營養(yǎng)鹽釋放，促進硝化/反硝化作用和磷沉降，同時為浮游動物提供避難所，增加食物鏈長度和復(fù)雜性，增強生態(tài)系統(tǒng)自凈能力，利于平衡穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng)形成。植物選取應(yīng)根據(jù)當(dāng)?shù)貧夂驐l件、底質(zhì)特征、水質(zhì)狀態(tài)等合理配置，在定植和生長初期通過適當(dāng)降低水位等方式提高湖底光照強度，維持真光層深度與水深比大于0.8的光照閾值[2]，提高植物成活率；此后加強對植被生長關(guān)鍵環(huán)境因素如水位、風(fēng)浪等的觀測或模擬，利用閘壩調(diào)度等工程措施和管理措施營造適宜的生長環(huán)境[96]。杭州西湖的五桂潭，2003年以來受富營養(yǎng)化影響，湖水渾濁、透明度低，浮游植物密度高。在湖泊修復(fù)試驗中[97]，利用水仙、長尾角藻等本地物種恢復(fù)和重建水下植物群落，當(dāng)植被生物量和蓋度處于較高水平時，養(yǎng)分負荷顯著減低，主要歸因于大型植物的直接吸收和對內(nèi)源間接釋放的抑制作用，由于受到大型植物的保護作用，浮游動物體型逐漸增大，且密度和生物量顯著增加，浮游植物密度和生物量顯著降低。魚類控制和水下植被重建等措施通常同時開展?；葜菸骱壮练e物營養(yǎng)物含量高，盡管外源污染已經(jīng)完全切斷，但湖水富營養(yǎng)化程度仍然很高，且?guī)缀鯖]有沉水植物。為改善湖泊狀況，通過圍網(wǎng)捕撈去除29.7t浮游食性魚類，并移栽黑藻、苦草等大型植物，85%的修復(fù)區(qū)湖底覆蓋沉水植物后，水體透明度明顯改善，沉積物表層溶解氧含量明顯升高，孔隙水中的總?cè)芙庑粤缀统练e物中釋放的磷降低，水質(zhì)改善明顯[98]。

2.4水利措施

為滿足人們防洪、供水、灌溉和航運等需求，在很多原本通江湖泊上修建閘壩，控制最低、最高水位以及水位波動。由于江湖阻隔，水體更新時間變長，水位天然波動消失，使得水體自凈能力減弱，水環(huán)境容量降低，加之內(nèi)外源污染更容易引發(fā)湖泊富營養(yǎng)化。水利措施是通過調(diào)控閘壩工程，恢復(fù)江湖連通性、恢復(fù)水位天然波動，增加水體流動性，提高湖泊自我修復(fù)能力，主要包括引清水入湖、恢復(fù)水系連通、加強水位波動等。引清水入湖可以在短時間內(nèi)降低湖中營養(yǎng)物濃度，加速水體交換，縮短水體滯留時間，同時促進高營養(yǎng)負荷湖水和浮游生物流出，從而改善湖泊富營養(yǎng)化狀況。引清水入湖的關(guān)鍵是清潔水源的大量引入，該方法通常更適用于小型淺水湖泊或短期應(yīng)急。對于大中型湖泊和水資源短缺地區(qū)，受水資源條件的限制，湖泊修復(fù)仍要以截污控污和其他修復(fù)措施為主。引清水入湖在美國華盛頓州的Moses湖和Green湖取得較好效果[99-100]，在中國太湖、滇池和巢湖也有應(yīng)用。滇池屬于金沙江水系，位于昆明主城區(qū)下游，隨著城市化進程和經(jīng)濟社會發(fā)展，流域內(nèi)污染負荷增加并最終進入滇池。自20世紀70年代后期滇池富營養(yǎng)化進程明顯加快，一度處于重度富營養(yǎng)狀態(tài)，水質(zhì)為劣Ⅴ類。為加強流域水環(huán)境治理、改善滇池水環(huán)境質(zhì)量，在加大城鎮(zhèn)污水收集、治理農(nóng)村面源污染的同時，2013年通過牛欄江—滇池補水工程將優(yōu)質(zhì)的牛欄江水引至滇池，根據(jù)2023年生態(tài)環(huán)境質(zhì)量公報，滇池營養(yǎng)狀態(tài)為中度，水質(zhì)為輕度污染，水環(huán)境質(zhì)量總體改善。

恢復(fù)江湖連通和水位天然波動，可以促進水生植被恢復(fù)和良好發(fā)育，發(fā)揮植被吸儲、滯留和消解污染物的重要功能；改善湖泊生境異質(zhì)性，提高物種多樣性，恢復(fù)食物網(wǎng)復(fù)雜性[101]。湖泊高水位有利于減少底泥懸浮、促進濕地恢復(fù)；低水位可改善水下光照條件，刺激湖床種子萌發(fā)[102-103]；同時湖濱帶季節(jié)性變淺或干涸可增加氧化還原電位和光照強度，促進有機質(zhì)和污染物分解，增強底質(zhì)對磷的吸附能力，從而增強湖泊自凈能力，抑制富營養(yǎng)化趨勢。在荷蘭，為降低洪水風(fēng)險、滿足農(nóng)業(yè)用水和航運需求，湖泊水位波動受到嚴格控制，很多淺水湖泊因天然水位波動消失加之外源污染，富營養(yǎng)化和生態(tài)系統(tǒng)退化嚴重。為改善湖泊狀況，政府將水位動態(tài)管理作為湖泊修復(fù)的重要手段之一，通過擴大允許波動的上下限水位、探索水位瞬時下降的影響等恢復(fù)水位近自然波動，恢復(fù)水下植被，減少底泥懸浮，改善水體渾濁狀態(tài)，也為水禽等提供棲息場所。

3結(jié)論與展望

3.1結(jié)論

湖泊富營養(yǎng)化發(fā)生、發(fā)展和演變過程復(fù)雜。本文綜述了穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換、營養(yǎng)鹽控制、生物操縱以及環(huán)境基準(zhǔn)等基礎(chǔ)理論和最新研究進展，其中的穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換關(guān)鍵閾值、遲滯效應(yīng)、早期預(yù)警等，氮磷濃度控制對藻類和水生植物的影響，利用營養(yǎng)級聯(lián)效應(yīng)控制藻類以及修復(fù)目標(biāo)確定可為湖泊修復(fù)提供重要支撐。營養(yǎng)物過剩是湖泊富營養(yǎng)化的根本原因，根據(jù)修復(fù)理論，結(jié)合國內(nèi)外修復(fù)實踐對湖泊修復(fù)技術(shù)進行討論，內(nèi)外源污染的削減與控制是首要任務(wù)，還需綜合利用生物、水利等多種措施改善生態(tài)環(huán)境狀況，恢復(fù)生物多樣性，觸發(fā)湖泊轉(zhuǎn)換至清水態(tài)，實現(xiàn)湖泊生態(tài)環(huán)境與生物的良性循環(huán)。

3.2展望

湖泊修復(fù)是一項復(fù)雜的系統(tǒng)工程，要加強長期觀測，針對不同修復(fù)階段特征制定相應(yīng)的反饋策略。目前國內(nèi)外開展了大量有關(guān)湖泊修復(fù)的理論研究，并積累了較為豐富的實踐經(jīng)驗，但總體來看，湖泊修復(fù)工作仍處于不斷探索與深化階段，其理論體系尚不夠完善，一些科學(xué)問題仍有待深入研究。

（1）湖泊修復(fù)目標(biāo)研究?？茖W(xué)合理的修復(fù)目標(biāo)是湖泊治理管理與修復(fù)的基礎(chǔ)。目前中國尚未形成自己的湖泊環(huán)境基準(zhǔn)。中國氣候條件、地形地貌、植被類型等差異顯著，應(yīng)綜合考慮成湖過程、湖泊本底特征、湖泊功能，結(jié)合流域經(jīng)濟社會發(fā)展與湖泊演變歷程等，深入研究制定湖泊環(huán)境基準(zhǔn)的理論與方法，分區(qū)分類制定湖泊營養(yǎng)物、沉積物基準(zhǔn)，既能體現(xiàn)湖泊的特異性，又能提高基準(zhǔn)的適用性，以更好地確定湖泊修復(fù)目標(biāo)，可為湖泊修復(fù)規(guī)劃、修復(fù)實踐和長效管理提供科學(xué)依據(jù)。近些年，氣候變化加劇和大氣污染對湖泊的系統(tǒng)影響正在逐步深入，為湖泊環(huán)境基準(zhǔn)建立帶來了新挑戰(zhàn)。

（2）營養(yǎng)鹽限制因子研究。湖泊存在氮和磷的絕對限制和相對限制，但不同湖泊體現(xiàn)出的絕對和相對閾值差異顯著。不同湖泊、甚至同一湖泊不同時段體現(xiàn)出的限制因子不同，或出現(xiàn)轉(zhuǎn)換，因此，應(yīng)進一步研究湖泊系統(tǒng)氮和磷的限制條件、限制閾值以及影響因素。當(dāng)前，控磷和控氮在技術(shù)難度和治理成本上存在較大差異，在營養(yǎng)鹽控制方面也尚未取得共識，仍需要通過大規(guī)模、長時間的全湖試驗分析驗證湖泊營養(yǎng)鹽限制因子，研究確定營養(yǎng)鹽閾值，同時進一步加強單一和雙重營養(yǎng)鹽控制的有效性論證。

（3）穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換閾值研究。湖泊生態(tài)系統(tǒng)中的非線性變化廣泛存在，特別是穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換前后，生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能存在巨大差異，湖泊生態(tài)系統(tǒng)如何實現(xiàn)從量變的累積到質(zhì)變的轉(zhuǎn)換、觸發(fā)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的關(guān)鍵因子，臨界轉(zhuǎn)換的系統(tǒng)閾值和反饋控制機制如何，以及如何利用穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換發(fā)出早期預(yù)警等，仍然是今后的研究重點，可在湖泊生態(tài)環(huán)境長期監(jiān)測、生態(tài)安全預(yù)警等領(lǐng)域中有所應(yīng)用，另外也可為湖泊監(jiān)測—預(yù)警—保護—修復(fù)機制的建立提供科學(xué)依據(jù)。

（4）生物操縱理論尚有待完善。環(huán)境要素與水生生物間存在著復(fù)雜的影響、反饋以及反作用關(guān)系。水文過程、營養(yǎng)負荷、水溫、光照、風(fēng)浪等環(huán)境要素變化對水生生物的影響如何定量表達；由于食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)或營養(yǎng)級聯(lián)效應(yīng)，自上而下和自下而上的營養(yǎng)級聯(lián)效應(yīng)如何傳遞；水生生物群落間的定量關(guān)系如何建立等，應(yīng)在生物操縱理論研究中進一步完善。此外，在生物操縱理論應(yīng)用過程中，經(jīng)典生物操縱對藍藻爆發(fā)的控制作用，非經(jīng)典生物操縱過程中出現(xiàn)的浮游植物小型化、幼魚增加、生物多樣性降低等問題，不同富營養(yǎng)化程度下的鰱、鳙放養(yǎng)閾值、放養(yǎng)時機，以及多種生物措施如何優(yōu)化應(yīng)用等也需要在理論研究中尋求答案和應(yīng)對措施。

（5）科學(xué)的流域管控體系尚待完善。為更好地認識湖泊歷史本底、外部影響、演化過程、管控效果等，應(yīng)加快建立健全覆蓋流域的湖泊監(jiān)測評估管理體系，加強流域長系列觀測和數(shù)據(jù)采集，利用模型模擬與實測數(shù)據(jù)分析評估富營養(yǎng)化風(fēng)險，提前制定控制風(fēng)險對策措施，實現(xiàn)從被動治理向主動預(yù)防、降低富營養(yǎng)化風(fēng)險轉(zhuǎn)變，為湖泊科學(xué)管控提供技術(shù)指導(dǎo)。