第四节 国外湖泊治理经验介绍
一、美国湖泊
20世纪六七十年代，美国许多湖泊富营养化问题日趋严重。从1975年开始，美国联邦政府环境保护局（EPA）组织实施了全国性的湖泊清洁计划。从1975年至1985年的10年间，Clean Lake Program（CLP）的313个研究项目得到政府资助，87%的资助直接用于湖泊退化的治理，并且相应的州或地方政府也为这些项目提供资助，一些湖泊较多的州还制定了自己的恢复计划。1989年水域生态系统恢复委员会（CRAE）开展了水域生态系统恢复情况和形势的总体评价。到2002年，全美2/3的水资源达标，比1972年颁布《清洁水法案》时提高了1倍。目前，美国各主要湖泊都制定了较为完善的湖泊恢复、管理计划。
北美五大湖（伊利湖、苏比利尔湖、安大略湖、密歇根湖和休伦湖）分布在美国与加拿大之间，除了密歇根湖之外，其余四湖均为美加两国的界湖，一些自然河流和人工开通的运河将5个湖泊连为一体。五大湖东西延伸1383 km，南北宽达1125 km，总面积为245000 km2，是世界上最大的淡水湖群。最西边的苏必利尔湖是世界上最大的淡水湖，面积在世界湖泊中仅次于里海，居世界第二位，储存了全球20%、北美95%的淡水资源。五大湖湖水的平均深度近100 m，最深达406 m。总蓄水量达24458 km3，占全世界淡水总量的1/5以上。流域总面积为753950 km2。早在20世纪50年代，五大湖湖区出现了富营养化现象，其中，伊利湖的中部和西部污染最为严重，湖水总磷浓度快速上升，缺氧区增大。很多湖湾区域内微囊藻（Microcystis）、刚毛藻（Cladophora）、鞘丝藻（Lyngbya wollei）形成厚厚的藻毯。经监测发现入湖河流的溶解磷浓度迅速上升，增大了外源营养负荷，伊利湖浅水和缺乏扰动的环境有利于蓝藻生长。另外，虾虎鱼和条纹贝数量变化，促使了刚毛藻附着增多，加速磷循环速度。
1. 具体控制目标和措施
美国、加拿大政府采取了一系列措施，对五大湖流域水环境实施综合治理。1909年，美加签署《1909年边界水协定》，联合成立五大湖的最高管理机构——国际联合委员会，负责统一管理协调工作。1955年，美国专门成立“大湖委员会（GLC）”，作为美国大湖环境管理的最高决策机构，各州负责具体实施有关决策。1972年，美国签署《大湖水质量协议》，并通过《清洁水法》授权联邦政府为各地城镇污水处理厂建设和其他的水质改善方案提供财政援助。1983年，美国五大湖区附近的8个州和加拿大的安大略和魁北克省联合成立了大湖区州长委员会，负责大湖地区环境改善和经济社会可持续发展协调行动。1986年，美国颁布《紧急计划和公众知情权法》，规定某些行业的企业需要每年提供一份关于有害物质排放总量的报告，利用公众的监督向违法排污企业施压。从1987年起，美加政府在大湖地区联合实施大湖监管计划、资源管理计划、环境管理计划、友好大湖行动等一系列治理项目。从1992年起，美加对大湖流域企业实施“大湖区认证”，并开展一系列自愿行动，动员公众关注和爱护环境与生态。1996年，美国环保署制定《基于流域的交易草案框架》，开流域污染物（排污权）交易之先河。2007年，密尔瓦基市成立水理事会，推动建立政府、企业、高校、科研机构之间的战略联盟，共同推进水环境产业发展。通过半个世纪坚持不懈的努力，五大湖流域基本恢复了流域生态的良性循环，其具体控制目标和措施如下：
① 消除持久性有毒污染物排放。
② 建设污染物处理设施。
③ 控制所有来源的污染。
美加在协议中提出的具体措施是减少磷和其他营养盐输入，具体内容包括：
（1）控磷项目目的是减少富营养化问题及其带来的水质下降，具体包括：
① 恢复伊利湖中部湖区水底全年好氧条件。
② 大幅度降低伊利湖藻类浓度到无害水平。
③ 降低安大略湖藻类浓度到无害水平。
④ 维持苏必利尔湖和休伦湖贫营养水平。
⑤ 消除湖湾或其他区域的藻类危害问题。
（2）通过建设以下项目，减少输入到五大湖的磷。
① 升级污水处理厂规模（使其处理能力大于3780 m3/天），使苏必利尔湖和休伦湖流域污水处理厂出水总磷低于1 mg/L，伊利湖和安大略湖流域污水处理厂出水低于0.5 mg/L。
② 要求工业污水处理达到最低标准。
③ 要求减少排入苏必利尔湖、密歇根湖、休伦湖的面源污染，要求减少排入伊利湖和安大略湖面源污染中30%的磷负荷，从而达到协议规定的负荷治理目标。
④ 家用洗涤剂含磷量降低到0.5%以下。
⑤ 增加研究，提高控制磷的效率和有效性。
（3）五大湖流域水环境综合治理成功的经验如下：
① 组成流域综合管理机构，注重流域综合管理，建立统一高效的管理体系。
② 加大依法治理力度，建立健全具有高度权威的法律体系。
③ 重视湖泊流域和水源水质的长期性规划，制订综合治理长期纲领。
④ 实施环境信息公开，强调社会参与，加强社会监督，建立有效的监测和奖惩机制。
⑤ 增加政府资金投入，引入市场机制。
⑥ 加强水环境技术进步和水环境产业发展。
华盛顿湖（面积87.6 km2，流域盆地面积1274 km2，容量2.9 km3，平均水深32.9 m，最大水深65.2 m）在富营养化控制与水质改善方面取得了明显的效果，被视为湖泊生态修复的范例。华盛顿湖治理前平均水深37 m，TP=64 μg/L，SD=1.0 m，Chl a=36 μg/L；治理后TP=19 μg/L，SD=3.1 m，Chl a=6 μg/L；华盛顿湖接近完全恢复是归因于88%的外源磷被分流，换水周期短，水体较深，水体下层不缺氧，富营养化阶段相对短，内源污染负荷不严重。
威斯康星州的Madison 湖群也采取污水污染源控制（污水深度处理与分流），使TP降低至40~90 μg/L，SD增加，SRP和Chl a减少。非点源污染物河道处理、截流、污水隔离分流转移至湿地被运用于湖泊保护目的，采取的措施如入湖河道的Al2(SO4)3（1~2 mg/L）、FeSO4（3.5~10 mg/L）、FeCl3、CaCO3（120 mg/L）等化学药剂处理、湖周边构建污染物滞留库与溢流坝、恢复自然湿地并修建人工湿地等拦截系统来过滤和净化非点源污染物。
康涅狄格州的Wonoscopomuc 湖利用下层水抽提技术将湖泊下层含高磷负荷水去除，实施两年后，从沉积物释放的79%的TP被移走，使TP含量从24~30 μg/L降低至10~14 μg/L，水体溶解氧也有大幅度提高。下层水抽提技术一般运用于温度分层、内源污染严重的深水湖泊。沉积物氧化法作为湖泊恢复技术之一被运用于内源营养控制，主要是将Ca(NO3)2注射至沉积物氧化表层15~20 cm沉积物，通过提高pH和添加FeCl3促使磷固化。
Apopka湖位于美国佛罗里达州中部（图1-1），属亚热带气候，年平均水温25℃，湖泊面积124 km2，平均水深1.7 m，主要水源是降雨，其次是农业排水和地下泉水。2003年水体中平均总磷浓度为100 μg/L，平均叶绿素a浓度59μg/L，透明度为0.35 m。
图1-1 美国Apopka湖和周边区域
Apopka湖属超富营养型，浮游蓝藻和砂囊鲥是该湖动植物区系的优势种类。1947年Apopka湖首次发生藻类水华。由于水位降低，同时开垦种植和农业水排放造成Apopka湖富营养化加剧。1985~1987年间，佛罗里达州通过了Apopka湖法案和地表水改善和管理法案，要求圣约翰斯河水资源管理局（St. Johns River Water Management District）负责Apopka湖的整治工作。从而开始了Apopka湖的长期恢复计划，直至现在恢复计划依然在继续。据统计，到2004年美国联邦政府、佛罗里达州政府、Apopka湖所在县和圣约翰斯河水资源管理局总共为Apopka湖整治投入了1.46×108美元。Apopka湖在湖边修建构造湿地，湖水从此处循环，30%的颗粒磷与大部分颗粒物被滞留，提高湖水的透明度并降低了营养水平，从而加速了恢复进程。
圣约翰斯河水资源管理局主要制定了5项Apopka湖恢复措施（图1-2）。包括：① 降低外源磷输入，如建造2 km 的试验湿地；② 建造人工湿地，过滤湖水中的悬浮物；③ 捕获砂囊鲥进行生物操纵，从湖中除去一部分有机磷；④选择性种植水生植物；⑤ 提高水位变动幅度，巩固沿岸带沉积物。
图1-2 Apopka湖生态修复区示意图
比较1987~1995年（恢复前）和1995~2003年（恢复期）两个阶段，总磷、Chl a浓度、总悬浮物等指标改善明显，鱼类结构趋向合理。另外，水生高等植物依然只在沿岸地带出现，覆盖量约占全湖的1%；蒲草是主要的水生高等植物，但有苦草出现，成为无脊椎动物和鱼类栖息的重要场所，这使人们看到了生态修复有得以成功的希望。到2006年，与恢复前相比总磷下降62%，水体透明度提高68%，水质得到持续性的改善。
在多年湖沼学基础理论和应用技术研究的基础上，美国对伊利湖（Erie Lake）、密歇根湖（Michigan Lake）等五大湖及许多富营养湖泊的恢复与重建途径进行探索，其中包括各种工程性措施、理化处理、生态性措施、土地利用与农业耕作革新、行政管理措施等，取得了显著的成果。湖泊恢复长期和大规模研究与实践经验证明，控制污染源后，长期富营养过程中积累在湖泊沉积物中N、P营养物质的持续释放，能够导致湖泊好转响应缓慢，所以采取内源治理措施是必要的。生物方法适用于大规模湖泊恢复与管理，以生物群落结构调整为手段的生物操纵及生物收获在改善湖泊水质方面是行之有效的；生态修复需要国家、政府部门与研究人员相互配合建立水质预测模型，预测恢复效果是必要的，可以为进一步调整措施提供依据。
二、欧洲湖泊
欧洲国家众多，湖泊治理历程有所不同。但总的来说大致经历了三个阶段：
① 20世纪50年代~70年代：“二战”后，经济快速发展以及人口数量的膨胀带来的湖泊生态问题也不断加剧。此时，欧洲湖泊治理侧重于污水治理及面源污染的控制。各国也纷纷出台了相关政策，如1962年芬兰第一部水法诞生，法国于1964年颁布了新水法，德国也在1969年颁布了水法。从法律上确定了水污染的治理目标。
② 20世纪70年代~2000年：欧洲一些国家相继开展了大量水域生态系统恢复工作，湖泊的生态环境明显好转。例如瑞典的梅拉伦、哈马伦、韦特恩和维纳恩等四个大湖，荷兰的Naardermeer湖、Veluwenmeetr湖、Wolderwijd湖，德国的康士坦茨湖等，丹麦20个浅水湖泊恢复计划也基本获得成功。欧洲各国在对湖泊、流域（特别是各国交界处的水体）的治理上也逐渐协调一致。
③ 2000年至今：欧盟水框架对各国水环境治理起到了重要的指导作用，它将河流和湖泊按照流域而不是行政界线进行管理，建立完整的“流域管理计划”，促进了流域综合管理向着科学化、规范化发展。
欧洲湖泊大多是一些深水湖泊，水域生态系统恢复研究工作主要是集中在对生态系统结构的改变。最常用的恢复措施是：
① 改善肉食性鱼类的生长条件，削减浮游动物食性鱼类和底栖动物食性鱼类，目的是为大型浮游动物、底栖藻类和大型沉水植物生长提供条件；放养凶猛肉食性鱼类控制幼鱼多度、抑制外来鱼类生物量，也作为鱼类去除的补充手段。
② 利用氧气和硝酸盐对分层湖泊底部氧化，减少湖内污染沉积物磷释放量。
③ 在一些生物操纵湖泊中移栽沉水植物，增加大型水生植物多度和覆盖面积。欧洲湖泊恢复结果显示，外源营养负荷必须削减至0.05~0.100 mg/L磷以下，才能对好的水质获得长期有效维持；至少要削减80%的鱼类现存量，从而获得对次营养级有影响的潜力，并且避免有过快的新生鱼类增殖；分层湖泊底部氧化能够有效降低内源磷负荷。
康士坦茨湖（Constance Lake）是欧洲湖泊生态修复和湖泊管理方面的典型代表。康士坦茨湖位于欧洲中部，其流域横跨德国、瑞士、奥地利以及列支敦士登等4个国家（图1-3），流域总面积1148700 km2，其中水域面积571.50 km2，平均深度为85 m。
从20世纪50年代初开始，由于大量生产、生活废弃物排入湖内，康士坦茨湖生态环境逐渐恶化。至20世纪70年代中期，康士坦茨湖生态环境破坏最为严重，湖泊濒临消亡。政府逐渐意识到湖泊保护的重要性，开始湖泊生态重建，建立了一套成熟的湖泊管理模式，具体措施包括：
（1）制定湖泊管理法律法规，成立湖泊管理机构，加强湖泊—流域综合监测以及湖泊—流域土地利用方式和湖岸带管理。1961至2001年，先后制定了一些环境政策法案，这些政策法案为康士坦茨湖保护提供了有力的依据，促进了湖泊湿地以及湖岸带的重建。此外，2000年出台的欧盟水框架为康士坦茨湖流域管理提供了流域综合管理的模式，促进了康士坦茨湖全流域生态环境管理和恢复。与此同时，还成立了许多管理机构加强对湖泊流域的监管，如由德国、奥地利和瑞士于1959年成立的保护康士坦茨湖国际委员会。
图1-3 康士坦茨湖地理位置
（2）减少点源污染，控制非点源污染。建立污水处理机构，减少了入湖污染物，确保了湖水的循环利用，其循环利用过程如图1-4。控制非点源污染，主要有两种途径：一是通过禁止生活污水的随意排放、限制含磷洗涤剂的使用、减少交通工具尾气排放等措施有效控制城市非点源污染对湖泊的影响；二是通过限制含磷化肥的使用、改变农田耕作方式和管理措施、制定合理的政策法规、鼓励农场主采用先进的管理方式来控制农业非点源污染。
图1-4 湖水循环利用图
（3）加强国际间的合作，采用综合的湖泊修复措施。康士坦茨湖生态修复主要采用的方法有：物理法、化学法以及生物操纵法。物理和化学方法主要有：废水除磷、磷沉降钝化、底泥疏浚、机械打捞、更改营养元素循环、生物收割等；生物操纵法主要是利用大型沉水植物，建立有效的浮游动物种群，从而控制浮游植物的过量生长，净化水体。
在21世纪初，康士坦茨湖恢复到了20世纪30年代的水平，即湖泊生态恶化前水平，湖泊磷浓度由87 mg/L（1979年）下降到12.26 mg/L（2003年）（图1-5）。到2002年，湖泊生态修复工程共花费40亿欧元。
图1-5 康士坦茨湖磷含量变化（1950-2003年）
德国莱布尼茨科学联合会下属的水域生态学和内河渔业研究所在德国北部的一个湖泊进行了研究，通过固定富营养化湖水中的磷来净化湖泊。研究者在夏季借助一种深水通风装置，将湖泊实验区的水体多次混合，并投放高效的磷沉淀剂（这种沉淀剂是由铝酸盐和氢氧化钙制成的，能与溶解于水中和泥浆中的磷发生化合反应，把磷持久地凝固在湖泊沉积物里，使藻类不会因吸收过多的磷而过度生长）。4年时间里，湖水中90%的磷被固定，使湖水逐渐清澈，鱼类的生活环境显著改善。
瑞典的Trummen湖在20世纪80年代前接纳大量生活和工业污水，造成严重藻华、鱼类死亡。由于随后通过生态工程的综合治理，水质得到很大改善。目前在欧洲酸化湖泊的恢复中洒生石灰的技术应用十分普遍。近十年来，瑞典、挪威等国应用这种方法进行大量的实验研究，积累了丰富资料和成功的经验，同时也总结了尚待解决的问题。瑞典的Finjasjon湖（12 km2）在20世纪初水质清澈，透明度2 m，后来大量城市污水输入使水体浑浊。为了改善水质，建立了污水处理厂，经过处理后，外源磷负荷从5.9 g/m2•y下降至0.45 g/m2•y，接近可接受水平。随后实施了底泥疏浚计划，去除25%的污染底泥；随后加大对磷负荷的控制，以降低由于疏浚而产生的内源磷释放量，进一步削减营养负荷。沿湖岸带建立5 m的缓冲区；去除430 t草食性鱼类（大约总量的80%），使磷浓度从0.200 mg/L下降至0.050 mg/L，Chl a也从100 μg/L下降至20~30μg/L，透明度（SD）从0.4 m上升到1.5~2 m，沉水植物覆盖面积从1%上升至20%；一些肉食性鱼类又回到湖中，从8%上升至50%；浮游动物与浮游植物的比值也上升了，表明浮游动物对浮游植物产生抑制作用。但是3年后，观测到鲤鱼数量增加，营养浓度和藻类生物量明显上升。
Finjasjön湖是瑞典南部的一个富营养化浅水湖泊，面积1100 hm2，平均水深3 m，最大水深13 m。在20世纪20年代，湖水清澈，夏季可见深度达2 m。而到30年代水体开始出现富营养化特征，到40年代蓝藻开始在夏季占据优势。1949年，为减缓营养的输入，Finjasjön湖附近建立了第一家城市污水处理厂，但是Finjasjön湖的蓝藻水华并没有因此而受到抑制，因为依然有大量的外源营养输入，使蓝藻水华出现更加频繁，蓝藻水华开始造成游泳者皮疹和皮肤过敏。Finjasjön湖的入湖总磷含量随着Hässleholm城市人口的增加而增加，到1965年达到每年65 t的历史最大值。1977年污水处理厂重建，加入化学絮凝工艺，使得总磷入湖量降低到每年5 t，但依然没有改善湖泊水体的蓝藻水华状况。后来经研究发现这个湖泊大约60%的湖区被厚约3 m的底泥所覆盖，内源磷的释放是造成外源截留没有起到作用的重要原因，因此1987年实施了大规模的底泥疏浚工程，5年后，25%的底泥被清除，但是磷依然从剩余的底泥中释放出来，疏浚工程被迫停止。1992年，一个新的湖泊治理方案实施，即外源营养输入的控制和食物网调控相结合的措施。首先，为降低入湖的氮磷量，在湖泊沿岸与城市污水处理厂之间建立大约30 hm2的湿地，在入湖的湖口区域形成一个生态防护带，减缓了营养的流入，水体磷浓度明显降低，浮游植物数量也明显下降。其次，由于1992年初Finjasjön湖水体鱼类组成90%~95%为鲤科鱼类，为调整鱼类组成于1992~1994年实施拖网捕鱼，到1994年底，水体中肉食性鱼类和草食性鱼类比例基本达到1:1，浮游动物的组成也因此发生明显变化，在7月份出现了摄食藻类的浮游动物的高峰，并导致浮游植物种群结构的变化，微囊藻优势的水华状态被硅藻、绿藻、蓝藻和甲藻共存的形式所取代。1995年由于浮游植物生物量的大量降低以及浮游植物群落结构的根本性改变，湖泊水体透明度开始增加，另外由于浮游植物沉积量的降低，也使得内源营养的释放量开始降低，促进了伊乐藻、狐尾藻和菹草等沉水植物的生长，同时湖面鸟类数量开始增加，有利于湖泊生态系统恢复和向着健康的方向发展。
荷兰湖泊以提供野生动物保护、旅游娱乐功能为主，由于水体营养负荷增加、水生植物消失以及鱼类结构的不合理，蓝藻大量繁殖，降低了湖泊利用价值。荷兰湖泊恢复初期阶段的主要措施是削减外源污染输入和引水冲释，但是，仅仅控制外部磷负荷不能获得理想的水质。Hosper提出湖泊是一类较完整的生态系统，湖泊的恢复要以生态系统观点，考虑各种相关因素，理解藻类动力学和系统修复所产生的阻滞力，并用生态系统方法来实现。Hosper和Meijer研究了以调控鱼类为主要手段的食物链控制，生物调控后，沉水植物对保持长期稳定清水状态有重要作用。同时也要考虑娱乐便利，许多湖泊恢复稳定的、地被型沉水植物的清水状态。荷兰的许多浅水湖泊，如Loosdrecht、Nieuwkoop和Reeuwijk湖以蓝藻占优势，蓝藻水华阻碍了湖泊修复。因此，需要降低外源磷输入量，改善水体光照条件，冬季用含磷量低的水冲释以去除蓝藻种源。对于风浪引起的底泥再悬浮和非藻类产生的浊度则需要适当改变湖泊形态，如建造小岛、大坝等。
Naardermeer湖是荷兰生物多样性保护的重要湖泊，面积约700 hm2，湖底大部分是沙质土，水深约1 m，水位比周围高，大量水通过渗漏损失。生物多样性丧失和富营养化后，采用各种措施以减少外源和内源营养负荷，削减污水排入量，对部分区域疏浚，建立污水处理厂除磷，用含磷量很低的水输入冲释，恢复一个沉水植物占优势的生态系统。
荷兰湖泊的外部污染控制是成功的，在1985~1995年由于污水脱磷设备的使用，荷兰境内点源排放的磷减少了65%，但是由于内部营养负荷高，外部负荷减少的量被内部释放抵消了。湖泊生物失衡，大量滤食性鱼类和底栖生物食性鱼类以及沉水植物的缺乏，是湖泊难以恢复的重要原因。因此，除了控制外源污染，换水、疏浚、生物操纵等也是重要措施。
VeluWenmeetr湖面积为3356 hm2，平均深度1.25 m，容积为42×106 m3。20世纪60年代后期，富营养化导致湖水水质急剧恶化。1971年以后，发生了大规模的颤藻（Oscillatoria agardhii）水华。1979年2月，湖中磷的外部负荷从2.7 g/(m2·a)降到了1.5 g/(m2·a)，但仍未解决问题。主要原因是藻类生长消耗CO2，水体pH升高，增加了沉积物中磷酸盐（主要形式为磷酸铁）溶解度，促进藻类的不断繁殖，藻类光合作用结果使pH更高，磷继续释放，藻类进一步生长。此外，夏季极高的藻类生物，以及与此有关的沉积物需氧量增加，导致湖水和沉积物界面呈现厌氧条件（低氧化还原潜力）。换水打破了这个内部自我增强阻滞力的循环，限制了藻类的生长，pH也相应降低，使底质释放的磷减少。清洗水中含有大量的钙离子和重碳酸根离子，形成碳酸钙沉淀，降低pH，并且提高透明度，改善了光照条件，促进了生态修复。
Wolderwijd湖是位于荷兰中部的一个浅水湖，面积达2650 hm2，水深为0.5~2.5 m，平均深度为1.5 m，水体浑浊，沉水植物稀少，有几条小河从农业区流入湖中，20世纪70年代早期，该湖就以持续的蓝藻水华为特征。在1988~1989年和1991~1992年采用低磷高钙水进行周期性换水，换水强度分别为1×106 m3/月和7×106 m3/月，虽然TP和叶绿素a的浓度下降了50%，但是夏季的平均SD只是从0.2 m上升到0.3 m。1990~1991年大规模的生物操纵在这个湖展开，去除了75%的杂食性鳊鱼和鲤鱼，鱼类生物量从205 kg/hm2下降至45 kg/hm2，随后又放养了肉食性的梭子鱼（217尾/hm2），提高了浮游动物的牧食，水体SD上升至1.8 m，沉水植物覆盖从28 hm2增加到438 hm2。
1）荷兰湖泊的恢复和生物操控主要有以下经验：
① 生物操纵主要是降低杂食性鱼类数量或放养肉食性鱼类，是提高湖水透明度的非常有效的方法。在荷兰，90%用于湖泊生态修复采取的生物操纵技术都使得湖水的透明度有所提高。
② 实行生物操纵的湖泊，其透明度和叶绿素a浓度得到改善的程度，远大于仅仅削减磷负荷的湖泊。
③ 大型蚤（Daphnia）在开敞水域的摄食导致了湖水在春季的清洁状态，并且由于低的藻类生物量，大型水生植物覆盖了25%以上的湖底。
④ 虽然营养物水平还很高，但其透明度比采取措施前高，为沉水植物提供良好的生长条件。
2）除了生物操纵外，主要采取的措施还包括：
① 污水深度处理（Advanced wastewater treatment）最大限度削减外源营养盐。
② 沉积物疏浚+营养物化学固定，但疏浚只在为数不多的湖泊采用过。
③ 水力调控、换水及稀释湖内高浓度营养盐。
④ FeCl3、明矾、石灰（针对酸性湖泊）等抑制沉积物磷释放。
⑤ 针对较深、分层湖泊进行动力混合。
⑥ 通过水位管理促进沿岸带沉水植被恢复。
Alte Donau湖是奥地利维也纳的一个浅水城市湖泊，平均水深2.3 m，最大水深6.8 m，湖面面积1.59 km2，换水周期150~210天。1992年该湖蓝藻显著增加，透明度下降，同时沉水植物也逐渐减少，湖泊转变成“藻型浊水状态”。导致湖泊状态变化的主要原因是：
① 营养盐输入量大；
② 水位变化；
③ 水禽数量过大；
④ 大量的底栖鱼类和滤食性鱼类；
⑤ 休闲娱乐强度过大。
自1992年开始对Alte Donau湖综合治理，目标是恢复到原来的“草性清水状态”。恢复措施包括：
① 污染负荷和环境容量以及其他背景状况调查；
② 实施外源截污工程，包括点源、非点源及地下水控制；
③ 1993年开始人工曝气，消除湖泊分层，降低沉积物磷释放，抑制藻类生长；
④ 1994年进行换水，降低湖内污染负荷；
⑤ 人工种植岸边水生植物，恢复岸带水生植被；
⑥ 1995年又进行了大规模的沉水植物人工移栽；
⑦ 引入肉食性鱼类；
⑧ 对沉积物采取化学氧化和化学絮凝，以实现沉积物磷钝化，而没有进行疏浚。
由于采取上述措施，结果显示磷浓度（降至TP=27.3 μg/L）和叶绿素a大幅度减少（降至12 μg/L），藻类由丝状蓝藻转变成以硅藻和绿藻为主，透明度有较大提高，沉水植物得以恢复。目前，研究人员和湖泊管理部门正在努力将高体型的眼子菜科沉水植物占优势的状态转变成低植被型轮藻占优势的状态，原因是当地居民及旅游管理部门认为高体型的沉水植物太多影响帆船和游泳运动，并且影响湖面景观。
（4）欧洲湖泊管理经验总结。
1）湖泊管理的4个阶段。
湖泊富营养化既可以是一个自然演化的过程，也可以是人类活动影响下的快速发展过程。湖泊管理主要是以人与自然和谐为目标的全流域综合管理。欧洲湖泊管理大致经历了4个阶段，即湖泊管理松懈阶段、发展阶段、成熟阶段和流域综合管理阶段。
① 第一阶段：20世纪50年代之前，湖泊管理松懈阶段。该阶段欧洲大部分湖泊还处于贫营养和中营养状态，湖水清澈，水生植被生长良好。此时的欧洲湖泊管理只有防洪、供水、航运等内容，使用的技术手段也只是简单的物理器械。
② 第二阶段：20世纪50年代~70年代，湖泊管理的发展阶段。20世纪50年代开始世界经济从“二战”后的萎靡逐渐走向繁荣，经济快速发展以及人口数量的膨胀带来的湖泊生态问题也不断加剧，富营养化日趋严重。此时，欧洲湖泊管理侧重于污水控制和治理，开始逐渐重视湖泊富营养化和饮用水质量等生态问题。
③ 第三阶段：20世纪80年代~2000年，湖泊管理的成熟阶段。随着科学技术的不断发展和人类对生态环境保护认识的不断深化，湖泊管理进入以流域水土资源综合利用为主的多目标管理阶段。
④ 第四阶段：2000年至今，流域综合管理阶段。这期间，欧盟水框架（The EU Water Framework Directive）对欧洲国家湖泊管理起到了重要的指导作用，进入全流域综合调控防治阶段，管理水平更全面、更系统、更科学。
2）湖泊管理原则。
欧洲湖泊管理遵循的原则主要有以下3个方面：警惕和预防原则、整体性和协调性原则以及价格补偿原则。这3个原则贯穿整个湖泊管理的全过程，在世界上也得到了公认。
3）湖泊管理模式。
社会经济的可持续发展需要有良好的环境支撑，因此，每一个政府决策都必须考虑到其对环境的影响，将生态环境管理作为一项重要的工作提上日程。湖泊作为生态系统的重要组成部分，它的健康与否直接影响到一个地区或国家的发展。与传统的集中控制几类污染物质和污染源的“点状”湖泊管理模式不同，欧洲湖泊管理趋向于综合的湖泊—流域“面状”管理模式，其管理内容主要包括湖泊—流域综合监测、湖泊—流域土地利用方式管理以及湖泊—流域生态交错区管理。
4）湖泊管理的法律支撑。
实施流域综合管理的有效手段是加强立法，欧洲现存水资源管理法案中比较重要的有ECE环境法律导则和欧盟水框架。
① ECE环境法律导则：ECE环境法律导则包括两个协定，即水资源协定和奥尔古斯协定。水资源协定于1992年3月17日由26个国家共同签署，旨在探索一个保护跨边界水道和国际湖泊的有效方式，着重强调水资源以及相关生态系统的综合管理，提倡流域协调有序的发展。奥尔古斯协定于1998年正式生效实施，由41个国家共同签署。它确定了三个基本的权利，即每一个签署国都必须保障其公民对生态环境的知情权、参与制定决策权以及参与审判权。
② 欧盟水框架：欧盟水框架于2000年12月正式宣布实施，是欧盟制定的水资源保护共同行动纲领。它对之前欧盟水法进行补充和完善，且提出了如何保护和持续利用欧洲范围内水资源的清晰理论框架和以生态为导向的流域管理模式。欧盟水框架还提供了更为明确和全面的水环境保护和管理目标。
此外，欧洲各国也十分重视与湖泊流域综合管理有关的立法工作，并针对具体湖泊流域管理制定相关的法律法规以及成立相关的组织机构，如针对莱茵河的保护和治理（图1-6），专门设立了莱茵河防治污染国际委员会，并制订了莱茵河国际委员会框架性协议、2000年莱茵河行动计划和新莱茵河公约等。
图1-6 莱茵河（德国段）
三、日本湖泊
“二战”后，由于经济的快速发展，工厂排出的污水给渔业和公众的身体健康带来了影响，日本于1958年制定了《水质保护法》和《工厂排水水质管理法》。1970年又制定了《水质污染防治法》，强调制定并实施全国统一的环境水质标准和废水排放控制标准来防治水污染。为了解决湖泊水质污染问题，1984年制定了《湖泊水质保护特别措施法》；1989年对《水质污染防治法》进行了修改并增加了有关有害物质引起地下水污染及有关生活污水对策制度方面的内容。与此同时，政府也开始了大规模的湖泊生态环境修复工程，最具有代表性的是琵琶湖和霞浦湖，目前已获得较为明显的成效。
1. 琵琶湖
琵琶湖是日本最大的淡水湖，位于本州岛中西部地区，流域面积3848 km2，水域面积674 km2，最大水深103.6 m，平均年来水量275亿 m3（图1-7）。琵琶湖位于Yodo河系，承纳多条河流，但是只有Seta一条出湖河流最后注入大阪湾。
琵琶湖提供的水源供东京、大阪地区的1400多万人使用。对于东京都的居民，有一条管道通向该湖的南面取水，因此琵琶湖被称为“东京水瓶”的原因。琵琶湖流域工业产值从1965年的2000亿日元增加到1991年的66000亿日元，数据表明：流域人口的增长和经济的发展必然导致用水需求的增加，如果环保措施不到位，很容易造成对湖水的污染。
1-7 琵琶湖位置图
（1）琵琶湖水质状况
日本琵琶湖管理署定期监测琵琶湖的水质，根据日本“环境质量标准”和从发展变化的趋势评估水质的时空数据，琵琶湖所执行的水质标准为：AA类、pH 6.5~8.5、COD少于或者等于1 mg/L、SS少于1 mg/L、DO不少于7.5 mg/L。生活环境的富营养指标（2类）：含磷量小于0.01 mg/L、含氮量小于0.2 mg/L。
1979~1984年琵琶湖化学需氧量呈减少的趋势，然后又开始缓慢回升，到1999年琵琶湖的北区和南区分别达到2.6 mg/L和3.2 mg/L。水中含氮量的变化模式与COD相似，1999年琵琶湖北区和南区的总氮分别达到0.33 mg/L和0.39 mg/L。琵琶湖水中的含磷量一直是下降的趋势，到1999年湖区的北边和南边含磷分别达到0.008 mg/L和0.018 mg/L。经过治理，只有北区含磷量达到了日本的“环境质量标准”。
（2）琵琶湖面临的问题
1）异味：来自琵琶湖的饮用水有异味的事件最先发生于1969年，包括东京都在内的1400万居民深受其害，这主要是由于存生2—甲基异茨醇（MIB），当MIB浓度超过20~30 ng/L时，异味就会产生。
2）难降解污染物：难降解污染物主要包括一些杀虫剂（如BHC和CNP），即使杀虫剂停止使用很多年，这些难降解的污染物浓度依然会很高。
3）酸雨：酸雨对湖水的影响主要是降低湖水的pH，增加水中阳离子的浓度。阳离子主要来自土壤的侵蚀，一般最初是镁离子和钙离子，之后是铝离子。此外，pH降低增加了重金属离子的释放风险。
（3）治理措施
日本自1972年开始进行了“琵琶湖综合发展工程”项目，该项目包括促进用水的有效性、控制洪水和干旱、建造宜人的湖滨水域等。项目的主要目标是琵琶湖环境的保护和恢复，包括Yodo河的防洪以及促进水资源的有效利用。“琵琶湖综合发展工程”项目是在《琵琶湖区发展特别法》的约束下运作，这个特别法为项目从国家政府、地方政府获得资金提供了法律保证。项目由22个不同类别组成，工程计划投资约18630亿日元，实际投资19050亿日元。
除了琵琶湖综合治理项目，在环境保护和琵琶湖水质改善方面，日本也采取了一些特殊措施，包括：
1）市政污水处理：为了阻止琵琶湖的富营养化，释伽直辖县所有的污水处理厂都装配了先进的污水处理系统，这对有效去除污水中的氮和磷很有作用，现在这些污水处理厂正准备引进先进的紫外线除污系统，将会更有效地除去有机污染物。
2）农村水污染处理系统：为了保持农村水质和改善农村地区的生活环境，在农村社区建造了各种设施，包括污水处理设施、雨水处理设施和防止污泥形成的设施等。日本的释伽直辖县在没有建造污水排放系统的地方安装家庭污水处理系统，该系统能够处理各种从厕所出来的“黑水”和从厨房出来的“灰水”。其功能与污水处理厂相同，但是安装简单、操作方便、节约占地。
3）森林保护：琵琶湖治理措施包括创建灾害区的森林防护和完善森林的功能等。Yasu河是琵琶湖最大的入流，目前正在进行着河两岸的防护林种植项目，河两岸的防护林除了可以保持自然生态，还可以有效增强河岸的防洪能力，1997年《河流法》引入了河岸森林带系统概念，保持和种植防护林以提高防洪强度和更有效地利用河水。
4）改善雨水的下渗状况，提高农田持水能力：为了提高雨水的下渗能力和农田的持水能力，释伽直辖县的农村社区引进新型农业水灌溉系统，使灌溉水在农田间循环流动，提高灌溉水的利用率，降低农业面源污染。
5）河流和湖岸的恢复：以前琵琶湖湖岸主要由沙滩和芦苇丛组成，现在湖岸的很多地段修建了混凝土湖堤，降低了湖滨带净化能力，1992年，释伽直辖县颁布法令保护湖滨带芦苇，有效地保护鸟类和鱼类的生存，减少湖岸侵蚀，实现生态修复、防洪的综合效应。
2. 霞浦湖
霞浦湖位于利根川河下游河段的左岸，位于日本茨城县东南部到千叶县东北部之间（距离东京60 km，图1-8），由沙丘、沙洲与外海隔开而形成的淡水湖。它由数个湖所组成，总面积达220 km2，流域面积约为湖面面积的10倍。霞浦湖水域面积大约220 km2，与我国的滇池相当，是日本的第二大湖。根据日本国土交通省的定义，霞浦是由西浦、北浦、外浪逆浦、北利根川、鳄川、常陆利根川等所构成的水域总称，其中西浦是其中最大的湖泊，面积为172 km2，所以有时候霞浦也专指西浦。
图1-8 霞浦湖的地理位置
霞浦湖从20世纪50年代后受到污染，到70年代初，霞浦湖水质污染达到极值，每年都暴发水华。为了治理霞浦湖，日本从20世纪70年代开始，停止了霞浦湖的对外开放，随即开展了对霞浦湖长达30多年的治理工作。日本在1984年通过了《湖泊水质保护特别措施法》，并纳入了《水污染控制法》，实施了专门的水保护计划。根据2000年日本霞浦湖建设署统计，自1975年来的25年间，霞浦湖已疏浚出800万m3的底泥，平均疏浚深度0.3 m（图1-9）。数据分析表明，疏浚对底泥内源磷的控制效果非常明显。日本的湖滨带修复也非常有特点，不但着眼于人类利用的亲水设施的复原，还注重湖岸原生的景观和生物相的复原。有的地方不仅完善湖岸的地形和景观，还尝试着恢复自然的水位。生物修复方面也不仅仅停留在植株上，有的地方通过利用恢复种子库（Seed bank）等，最大限度地提高再生力。霞浦湖30多年的治理，先后投资约合人民币1300多亿元，相当于每平方千米水面投资5.8亿元人民币，目前治理工作仍在继续。
图1-9 霞浦湖底泥疏浚计划（1995年）和生态修复示意图
霞浦湖水质保护计划中的措施（图1-9）主要包括：
（1）生活污水措施：普及下水道系统，改善排水系统，建设蓄水池综合处理系统（图1-10）。
图1-10 霞浦湖的农村排水系统及农田管理
（2）湖内净化措施：通过湖底疏浚（在西浦挖泥265万m3）、湖滨带改造工程（图、1-11，1-12）、湿地重建（大円寺川和园部川）、沼泽恢复（土浦市田村地区）、湖内渔业资源管理、推进霞浦湖输水工程等，减少湖泊内源污染。
图1-11 霞浦湖（永田地区）的湖滨带生态修复
左：施工中的照片，以前是直线混凝土堤坝，水边也是垂直的堤坝，没有连续性。右：施工后3个月。
短期内实现了绿色的复原，恢复了原来沿岸地带的开阔景色
图1-12 霞浦湖的人工内湖和人工浮岛
（3）直接净化措施：包括通过汇入河流直接净化、并行河道直接净化、农业水道直接净化、生活污水水道的直接净化。
（4）其他措施包括：① 工厂和商业污水排放管理；② 推进污染源的调查和研究：有效利用合作研究网并促进研究成果的现实应用；③ 建立霞浦湖环境科学中心作为水质改善研究和应用综合基地等。
经过多年的治理，霞浦湖水的环境质量有所改善，特别是总氮浓度下降较为明显。但近10年来，水质几乎维持在一定的水平，仅恢复到相当于我国IV类水体的水平，没有达到更高标准。主要的原因是非点源污染和生活污水的负荷在COD、总氮和总磷中占了很大的比例。
四、我国湖泊管理存在的问题和展望
1. 我国湖泊的特点与现状
自20世纪50年代以来，在自然和人为活动的双重作用下，我国湖泊大面积萎缩乃至消失，贮水量相应骤减，湖泊水质不断恶化，湖泊生态系统严重退化。主要表现在：
（1）湖泊萎缩与干涸，水域面积锐减。例如，长江中游地区湖泊面积由20世纪50年代初期的17198 km2，减少到目前的6600 km2，2/3以上的湖泊面积消亡。
（2）污染严重，湖泊富营养化加剧。对近10多年我国67个主要湖泊的水质和富营养化污染状况的评价表明：大约有80%以上的湖泊受到污染（IV类及劣V类）。从湖泊数量上看，有近3/4的湖泊已达富营养程度。
（3）湖泊围网养殖过度，生态系统受损。随着湖泊围网养殖泛滥，面积不断扩大，许多湖泊的围网养殖已远远超出湖泊本身所能容纳的能力，湖泊水生态系统被破坏，人工大量投放饵料又加速了湖泊的富营养化过程。
（4）流域水土流失加剧，湖泊淤塞严重。我国东部平原和云贵高原等地区的淡水湖泊普遍存在着泥沙淤积的问题，其中以长江中游地区湖泊的泥沙淤积问题最突出，洞庭湖湖盆因泥沙淤积已高出江汉平原地面5~7 m。
（5）湖泊水生态系统退化，生物多样性受损。20世纪80年代以来，由于人为干扰，水体逐渐富营养化，湖水的自净能力下降，导致原有的水生植被群落成片死亡，其他水生动物、底栖生物的种类也随之减少，取而代之的是浮游植物，形成“藻型浊态”湖泊。
2. 我国湖泊管理存在的问题
我国十几年的湖泊治理未能取得预期效果，在很大程度上与基础理论研究不足有关。加强湖泊生态系统内部变化的驱动因素、生态修复机理等方面的研究有助于认识湖泊规律、正确制定湖泊恢复计划与措施。我国湖泊富营养化治理大多主要采取外源截污、疏挖污泥、引水冲释等工程性措施，实际上，这些措施均未能取得理想的效果。另一方面也没有大规模、长期的湖泊恢复实践经验与恢复过程、恢复后生态系统稳定性科学数据的积累，很难形成我国湖泊恢复的实用关键技术，也很难对恢复效果做出评价。以往的湖泊外源污染控制主要侧重工程方面，而生态修复在我国起步较晚，政府管理部门对其认识有一定局限性，因而常常造成外源污染控制不能满足生态修复要求，并在时间衔接上也存在一定问题，这也是一些湖泊恢复难以获得成功的因素之一。
国外的湖泊恢复是在控制营养盐的基础上重视系统内部的食物网调控，以获得良好的环境条件与生态结构，改善水质，实现沉水植物的恢复和发展。而我国则是在重富营养的水体中首先通过重建沉水植被来改善水质，再进行一系列生物多样性恢复、系统稳定化调整。众所周知，在环境条件没有改善的情况下，沉水植物是很难生长的。而且，即使借助保护设施而建立起一定面积的沉水植被，由于系统稳定性差，保护设施一旦拆除，系统难以维持。
我国当前外源污染控制力度仍然不够，尽管开展了“零点行动”、禁用含磷洗涤剂等水环境改善措施，但流域内河湖水质仍然未得到根本改善。受入湖污染物增加的影响，太湖水体中的TP、TN含量继续呈上升趋势。此外，在湖滨湿地建设、农业面源污染控制、生态农业等方面的技术研究已获得大量成果，但运用与推广力度不够；城镇污水处理严重滞后于生态修复的要求，并且要提高群众环保意识和公众参与力度。
3. 我国湖泊管理展望
从国内外管理经验可以看出，湖泊管理和治理是一个长期的过程，需要多方面协同努力，如相关法律法规的制定，新技术和新方法在改善和修复湖泊生态环境以及湖泊管理中的应用，湖泊保护意识的提高和相关利益团体的共同参与等。我国在对那些污染比较严重的湖泊进行管理时，不能急于求成，要尊重自然规律，从人与湖泊和谐共存的角度出发，全面恢复湖泊的生态环境。同时，应该不断完善湖泊管理的法律法规。同时加强跨边界湖泊管理法律法规的制定，因为我国许多湖泊横跨多个省市，易造成管理职责的混乱。近年来，湖泊环境问题与生态修复受到国家的高度重视，开展了大量课题研究与大规模示范工程，经过科技人员与当地政府及相关管理部门艰苦不懈的努力，获得了一大批湖泊恢复专利技术和重大研究成果，也锻炼和培养一批湖泊富营养化治理与生态修复专业队伍。
2004年，水利部下发《关于水生态系统保护与修复的若干意见》，提出了科学治水的新思路，要求各地通过水资源的合理配置和水生态系统的有效保护，维护河流、湖泊等水生态系统的健康，积极开展水生态系统的修复工作，逐步实现水功能区的保护目标和水生态系统的良性循环。从2005年到2008年，水利部在充分考虑河流、城市水网、湖泊、地下水、湿地等多种生态系统类型的基础上，先后确定了江苏无锡、湖北武汉、广西桂林、山东莱州、浙江丽水、辽宁新宾、湖南凤凰、吉林松原、河北邢台、陕西西安等10个县市作为全国水生态系统保护和修复的试点。目前，随着一些城市试点工作的顺利推进和一系列以新标准、新要求制定防污治污的法规和政策措施的出台，中国以城市湖泊为主题的水生态系统保护与修复初步形成了自己的特色，得到了海内外社会的高度评价。“让江河湖泊休养生息，恢复生机”，给予江河湖泊以人文关怀，不仅得到了中国高层的重点关注，也受到一些地方政府官员的普遍关注。合肥、哈尔滨等很多城市纷纷要求加入试点行列，并积极主动地开展生态系统保护与修复工作，努力通过水生态系统的水文学、水化学、水生态、水景观、水文化等方面的全面治理，提升城市品位，改善人居环境，促进人水和谐。
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