國外湖泊治理經(jīng)驗介紹_湖泊環(huán)境治理與生

第四節(jié)　國外湖泊治理經(jīng)驗介紹

一、美國湖泊

20世紀六七十年代，美國許多湖泊富營養(yǎng)化問題日趨嚴重。從1975年開始，美國聯(lián)邦政府環(huán)境保護局（EPA）組織實施了全國性的湖泊清潔計劃。從1975年至1985年的10年間，Clean Lake Program（CLP）的313個研究項目得到政府資助，87%的資助直接用于湖泊退化的治理，并且相應(yīng)的州或地方政府也為這些項目提供資助，一些湖泊較多的州還制定了自己的恢復(fù)計劃。1989年水域生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)委員會（CRAE）開展了水域生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)情況和形勢的總體評價。到2002年，全美2/3的水資源達標，比1972年頒布《清潔水法案》時提高了1倍。目前，美國各主要湖泊都制定了較為完善的湖泊恢復(fù)、管理計劃。

北美五大湖（伊利湖、蘇比利爾湖、安大略湖、密歇根湖和休倫湖）分布在美國與加拿大之間，除了密歇根湖之外，其余四湖均為美加兩國的界湖，一些自然河流和人工開通的運河將5個湖泊連為一體。五大湖東西延伸1383 km，南北寬達1125 km，總面積為245000 km²，是世界上最大的淡水湖群。最西邊的蘇必利爾湖是世界上最大的淡水湖，面積在世界湖泊中僅次于里海，居世界第二位，儲存了全球20%、北美95%的淡水資源。五大湖湖水的平均深度近100 m，最深達406 m?？傂钏窟_24458 km³，占全世界淡水總量的1/5以上。流域總面積為753950 km²。早在20世紀50年代，五大湖湖區(qū)出現(xiàn)了富營養(yǎng)化現(xiàn)象，其中，伊利湖的中部和西部污染最為嚴重，湖水總磷濃度快速上升，缺氧區(qū)增大。很多湖灣區(qū)域內(nèi)微囊藻（Microcystis）、剛毛藻（Cladophora）、鞘絲藻（Lyngbya wollei）形成厚厚的藻毯。經(jīng)監(jiān)測發(fā)現(xiàn)入湖河流的溶解磷濃度迅速上升，增大了外源營養(yǎng)負荷，伊利湖淺水和缺乏擾動的環(huán)境有利于藍藻生長。另外，蝦虎魚和條紋貝數(shù)量變化，促使了剛毛藻附著增多，加速磷循環(huán)速度。

1. 具體控制目標和措施

美國、加拿大政府采取了一系列措施，對五大湖流域水環(huán)境實施綜合治理。1909年，美加簽署《1909年邊界水協(xié)定》，聯(lián)合成立五大湖的最高管理機構(gòu)——國際聯(lián)合委員會，負責統(tǒng)一管理協(xié)調(diào)工作。1955年，美國專門成立“大湖委員會（GLC）”，作為美國大湖環(huán)境管理的最高決策機構(gòu)，各州負責具體實施有關(guān)決策。1972年，美國簽署《大湖水質(zhì)量協(xié)議》，并通過《清潔水法》授權(quán)聯(lián)邦政府為各地城鎮(zhèn)污水處理廠建設(shè)和其他的水質(zhì)改善方案提供財政援助。1983年，美國五大湖區(qū)附近的8個州和加拿大的安大略和魁北克省聯(lián)合成立了大湖區(qū)州長委員會，負責大湖地區(qū)環(huán)境改善和經(jīng)濟社會可持續(xù)發(fā)展協(xié)調(diào)行動。1986年，美國頒布《緊急計劃和公眾知情權(quán)法》，規(guī)定某些行業(yè)的企業(yè)需要每年提供一份關(guān)于有害物質(zhì)排放總量的報告，利用公眾的監(jiān)督向違法排污企業(yè)施壓。從1987年起，美加政府在大湖地區(qū)聯(lián)合實施大湖監(jiān)管計劃、資源管理計劃、環(huán)境管理計劃、友好大湖行動等一系列治理項目。從1992年起，美加對大湖流域企業(yè)實施“大湖區(qū)認證”，并開展一系列自愿行動，動員公眾關(guān)注和愛護環(huán)境與生態(tài)。1996年，美國環(huán)保署制定《基于流域的交易草案框架》，開流域污染物（排污權(quán)）交易之先河。2007年，密爾瓦基市成立水理事會，推動建立政府、企業(yè)、高校、科研機構(gòu)之間的戰(zhàn)略聯(lián)盟，共同推進水環(huán)境產(chǎn)業(yè)發(fā)展。通過半個世紀堅持不懈的努力，五大湖流域基本恢復(fù)了流域生態(tài)的良性循環(huán)，其具體控制目標和措施如下：

① 消除持久性有毒污染物排放。

② 建設(shè)污染物處理設(shè)施。

③ 控制所有來源的污染。

美加在協(xié)議中提出的具體措施是減少磷和其他營養(yǎng)鹽輸入，具體內(nèi)容包括：

（1）控磷項目目的是減少富營養(yǎng)化問題及其帶來的水質(zhì)下降，具體包括：

① 恢復(fù)伊利湖中部湖區(qū)水底全年好氧條件。

② 大幅度降低伊利湖藻類濃度到無害水平。

③ 降低安大略湖藻類濃度到無害水平。

④ 維持蘇必利爾湖和休倫湖貧營養(yǎng)水平。

⑤ 消除湖灣或其他區(qū)域的藻類危害問題。

（2）通過建設(shè)以下項目，減少輸入到五大湖的磷。

① 升級污水處理廠規(guī)模（使其處理能力大于3780 m³/天），使蘇必利爾湖和休倫湖流域污水處理廠出水總磷低于1 mg/L，伊利湖和安大略湖流域污水處理廠出水低于0.5 mg/L。

② 要求工業(yè)污水處理達到最低標準。

③ 要求減少排入蘇必利爾湖、密歇根湖、休倫湖的面源污染，要求減少排入伊利湖和安大略湖面源污染中30%的磷負荷，從而達到協(xié)議規(guī)定的負荷治理目標。

④ 家用洗滌劑含磷量降低到0.5%以下。

⑤ 增加研究，提高控制磷的效率和有效性。

（3）五大湖流域水環(huán)境綜合治理成功的經(jīng)驗如下：

① 組成流域綜合管理機構(gòu)，注重流域綜合管理，建立統(tǒng)一高效的管理體系。

② 加大依法治理力度，建立健全具有高度權(quán)威的法律體系。

③ 重視湖泊流域和水源水質(zhì)的長期性規(guī)劃，制訂綜合治理長期綱領(lǐng)。

④ 實施環(huán)境信息公開，強調(diào)社會參與，加強社會監(jiān)督，建立有效的監(jiān)測和獎懲機制。

⑤ 增加政府資金投入，引入市場機制。

⑥ 加強水環(huán)境技術(shù)進步和水環(huán)境產(chǎn)業(yè)發(fā)展。

華盛頓湖（面積87.6 km²，流域盆地面積1274 km²，容量2.9 km³，平均水深32.9 m，最大水深65.2 m）在富營養(yǎng)化控制與水質(zhì)改善方面取得了明顯的效果，被視為湖泊生態(tài)修復(fù)的范例。華盛頓湖治理前平均水深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；華盛頓湖接近完全恢復(fù)是歸因于88%的外源磷被分流，換水周期短，水體較深，水體下層不缺氧，富營養(yǎng)化階段相對短，內(nèi)源污染負荷不嚴重。

威斯康星州的Madison 湖群也采取污水污染源控制（污水深度處理與分流），使TP降低至40~90 μg/L，SD增加，SRP和Chl a減少。非點源污染物河道處理、截流、污水隔離分流轉(zhuǎn)移至濕地被運用于湖泊保護目的，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）等化學(xué)藥劑處理、湖周邊構(gòu)建污染物滯留庫與溢流壩、恢復(fù)自然濕地并修建人工濕地等攔截系統(tǒng)來過濾和凈化非點源污染物。

康涅狄格州的Wonoscopomuc 湖利用下層水抽提技術(shù)將湖泊下層含高磷負荷水去除，實施兩年后，從沉積物釋放的79%的TP被移走，使TP含量從24~30 μg/L降低至10~14 μg/L，水體溶解氧也有大幅度提高。下層水抽提技術(shù)一般運用于溫度分層、內(nèi)源污染嚴重的深水湖泊。沉積物氧化法作為湖泊恢復(fù)技術(shù)之一被運用于內(nèi)源營養(yǎng)控制，主要是將Ca(NO₃)₂注射至沉積物氧化表層15~20 cm沉積物，通過提高pH和添加FeCl₃促使磷固化。

Apopka湖位于美國佛羅里達州中部（圖1-1），屬亞熱帶氣候，年平均水溫25℃，湖泊面積124 km²，平均水深1.7 m，主要水源是降雨，其次是農(nóng)業(yè)排水和地下泉水。2003年水體中平均總磷濃度為100 μg/L，平均葉綠素a濃度59μg/L，透明度為0.35 m。

圖1-1 美國Apopka湖和周邊區(qū)域

Apopka湖屬超富營養(yǎng)型，浮游藍藻和砂囊鰣是該湖動植物區(qū)系的優(yōu)勢種類。1947年Apopka湖首次發(fā)生藻類水華。由于水位降低，同時開墾種植和農(nóng)業(yè)水排放造成Apopka湖富營養(yǎng)化加劇。1985~1987年間，佛羅里達州通過了Apopka湖法案和地表水改善和管理法案，要求圣約翰斯河水資源管理局（St. Johns River Water Management District）負責Apopka湖的整治工作。從而開始了Apopka湖的長期恢復(fù)計劃，直至現(xiàn)在恢復(fù)計劃依然在繼續(xù)。據(jù)統(tǒng)計，到2004年美國聯(lián)邦政府、佛羅里達州政府、Apopka湖所在縣和圣約翰斯河水資源管理局總共為Apopka湖整治投入了1.46×10⁸美元。Apopka湖在湖邊修建構(gòu)造濕地，湖水從此處循環(huán)，30%的顆粒磷與大部分顆粒物被滯留，提高湖水的透明度并降低了營養(yǎng)水平，從而加速了恢復(fù)進程。

圣約翰斯河水資源管理局主要制定了5項Apopka湖恢復(fù)措施（圖1-2）。包括：① 降低外源磷輸入，如建造2 km 的試驗濕地；② 建造人工濕地，過濾湖水中的懸浮物；③ 捕獲砂囊鰣進行生物操縱，從湖中除去一部分有機磷；④選擇性種植水生植物；⑤ 提高水位變動幅度，鞏固沿岸帶沉積物。

圖1-2 Apopka湖生態(tài)修復(fù)區(qū)示意圖

比較1987~1995年（恢復(fù)前）和1995~2003年（恢復(fù)期）兩個階段，總磷、Chl a濃度、總懸浮物等指標改善明顯，魚類結(jié)構(gòu)趨向合理。另外，水生高等植物依然只在沿岸地帶出現(xiàn)，覆蓋量約占全湖的1%；蒲草是主要的水生高等植物，但有苦草出現(xiàn)，成為無脊椎動物和魚類棲息的重要場所，這使人們看到了生態(tài)修復(fù)有得以成功的希望。到2006年，與恢復(fù)前相比總磷下降62%，水體透明度提高68%，水質(zhì)得到持續(xù)性的改善。

在多年湖沼學(xué)基礎(chǔ)理論和應(yīng)用技術(shù)研究的基礎(chǔ)上，美國對伊利湖（Erie Lake）、密歇根湖（Michigan Lake）等五大湖及許多富營養(yǎng)湖泊的恢復(fù)與重建途徑進行探索，其中包括各種工程性措施、理化處理、生態(tài)性措施、土地利用與農(nóng)業(yè)耕作革新、行政管理措施等，取得了顯著的成果。湖泊恢復(fù)長期和大規(guī)模研究與實踐經(jīng)驗證明，控制污染源后，長期富營養(yǎng)過程中積累在湖泊沉積物中N、P營養(yǎng)物質(zhì)的持續(xù)釋放，能夠?qū)е潞春棉D(zhuǎn)響應(yīng)緩慢，所以采取內(nèi)源治理措施是必要的。生物方法適用于大規(guī)模湖泊恢復(fù)與管理，以生物群落結(jié)構(gòu)調(diào)整為手段的生物操縱及生物收獲在改善湖泊水質(zhì)方面是行之有效的；生態(tài)修復(fù)需要國家、政府部門與研究人員相互配合建立水質(zhì)預(yù)測模型，預(yù)測恢復(fù)效果是必要的，可以為進一步調(diào)整措施提供依據(jù)。

二、歐洲湖泊

歐洲國家眾多，湖泊治理歷程有所不同。但總的來說大致經(jīng)歷了三個階段：

① 20世紀50年代~70年代：“二戰(zhàn)”后，經(jīng)濟快速發(fā)展以及人口數(shù)量的膨脹帶來的湖泊生態(tài)問題也不斷加劇。此時，歐洲湖泊治理側(cè)重于污水治理及面源污染的控制。各國也紛紛出臺了相關(guān)政策，如1962年芬蘭第一部水法誕生，法國于1964年頒布了新水法，德國也在1969年頒布了水法。從法律上確定了水污染的治理目標。

② 20世紀70年代~2000年：歐洲一些國家相繼開展了大量水域生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)工作，湖泊的生態(tài)環(huán)境明顯好轉(zhuǎn)。例如瑞典的梅拉倫、哈馬倫、韋特恩和維納恩等四個大湖，荷蘭的Naardermeer湖、Veluwenmeetr湖、Wolderwijd湖，德國的康士坦茨湖等，丹麥20個淺水湖泊恢復(fù)計劃也基本獲得成功。歐洲各國在對湖泊、流域（特別是各國交界處的水體）的治理上也逐漸協(xié)調(diào)一致。

③ 2000年至今：歐盟水框架對各國水環(huán)境治理起到了重要的指導(dǎo)作用，它將河流和湖泊按照流域而不是行政界線進行管理，建立完整的“流域管理計劃”，促進了流域綜合管理向著科學(xué)化、規(guī)范化發(fā)展。

歐洲湖泊大多是一些深水湖泊，水域生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)研究工作主要是集中在對生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)的改變。最常用的恢復(fù)措施是：

① 改善肉食性魚類的生長條件，削減浮游動物食性魚類和底棲動物食性魚類，目的是為大型浮游動物、底棲藻類和大型沉水植物生長提供條件；放養(yǎng)兇猛肉食性魚類控制幼魚多度、抑制外來魚類生物量，也作為魚類去除的補充手段。

② 利用氧氣和硝酸鹽對分層湖泊底部氧化，減少湖內(nèi)污染沉積物磷釋放量。

③ 在一些生物操縱湖泊中移栽沉水植物，增加大型水生植物多度和覆蓋面積。歐洲湖泊恢復(fù)結(jié)果顯示，外源營養(yǎng)負荷必須削減至0.05~0.100 mg/L磷以下，才能對好的水質(zhì)獲得長期有效維持；至少要削減80%的魚類現(xiàn)存量，從而獲得對次營養(yǎng)級有影響的潛力，并且避免有過快的新生魚類增殖；分層湖泊底部氧化能夠有效降低內(nèi)源磷負荷。

康士坦茨湖（Constance Lake）是歐洲湖泊生態(tài)修復(fù)和湖泊管理方面的典型代表?？凳刻勾暮挥跉W洲中部，其流域橫跨德國、瑞士、奧地利以及列支敦士登等4個國家（圖1-3），流域總面積1148700 km²，其中水域面積571.50 km²，平均深度為85 m。

從20世紀50年代初開始，由于大量生產(chǎn)、生活廢棄物排入湖內(nèi)，康士坦茨湖生態(tài)環(huán)境逐漸惡化。至20世紀70年代中期，康士坦茨湖生態(tài)環(huán)境破壞最為嚴重，湖泊瀕臨消亡。政府逐漸意識到湖泊保護的重要性，開始湖泊生態(tài)重建，建立了一套成熟的湖泊管理模式，具體措施包括：

（1）制定湖泊管理法律法規(guī)，成立湖泊管理機構(gòu)，加強湖泊—流域綜合監(jiān)測以及湖泊—流域土地利用方式和湖岸帶管理。1961至2001年，先后制定了一些環(huán)境政策法案，這些政策法案為康士坦茨湖保護提供了有力的依據(jù)，促進了湖泊濕地以及湖岸帶的重建。此外，2000年出臺的歐盟水框架為康士坦茨湖流域管理提供了流域綜合管理的模式，促進了康士坦茨湖全流域生態(tài)環(huán)境管理和恢復(fù)。與此同時，還成立了許多管理機構(gòu)加強對湖泊流域的監(jiān)管，如由德國、奧地利和瑞士于1959年成立的保護康士坦茨湖國際委員會。

圖1-3 康士坦茨湖地理位置

（2）減少點源污染，控制非點源污染。建立污水處理機構(gòu)，減少了入湖污染物，確保了湖水的循環(huán)利用，其循環(huán)利用過程如圖1-4。控制非點源污染，主要有兩種途徑：一是通過禁止生活污水的隨意排放、限制含磷洗滌劑的使用、減少交通工具尾氣排放等措施有效控制城市非點源污染對湖泊的影響；二是通過限制含磷化肥的使用、改變農(nóng)田耕作方式和管理措施、制定合理的政策法規(guī)、鼓勵農(nóng)場主采用先進的管理方式來控制農(nóng)業(yè)非點源污染。

圖1-4 湖水循環(huán)利用圖

（3）加強國際間的合作，采用綜合的湖泊修復(fù)措施?？凳刻勾暮鷳B(tài)修復(fù)主要采用的方法有：物理法、化學(xué)法以及生物操縱法。物理和化學(xué)方法主要有：廢水除磷、磷沉降鈍化、底泥疏浚、機械打撈、更改營養(yǎng)元素循環(huán)、生物收割等；生物操縱法主要是利用大型沉水植物，建立有效的浮游動物種群，從而控制浮游植物的過量生長，凈化水體。

在21世紀初，康士坦茨湖恢復(fù)到了20世紀30年代的水平，即湖泊生態(tài)惡化前水平，湖泊磷濃度由87 mg/L（1979年）下降到12.26 mg/L（2003年）（圖1-5）。到2002年，湖泊生態(tài)修復(fù)工程共花費40億歐元。

圖1-5 康士坦茨湖磷含量變化（1950-2003年）

德國萊布尼茨科學(xué)聯(lián)合會下屬的水域生態(tài)學(xué)和內(nèi)河漁業(yè)研究所在德國北部的一個湖泊進行了研究，通過固定富營養(yǎng)化湖水中的磷來凈化湖泊。研究者在夏季借助一種深水通風裝置，將湖泊實驗區(qū)的水體多次混合，并投放高效的磷沉淀劑（這種沉淀劑是由鋁酸鹽和氫氧化鈣制成的，能與溶解于水中和泥漿中的磷發(fā)生化合反應(yīng)，把磷持久地凝固在湖泊沉積物里，使藻類不會因吸收過多的磷而過度生長）。4年時間里，湖水中90%的磷被固定，使湖水逐漸清澈，魚類的生活環(huán)境顯著改善。

瑞典的Trummen湖在20世紀80年代前接納大量生活和工業(yè)污水，造成嚴重藻華、魚類死亡。由于隨后通過生態(tài)工程的綜合治理，水質(zhì)得到很大改善。目前在歐洲酸化湖泊的恢復(fù)中灑生石灰的技術(shù)應(yīng)用十分普遍。近十年來，瑞典、挪威等國應(yīng)用這種方法進行大量的實驗研究，積累了豐富資料和成功的經(jīng)驗，同時也總結(jié)了尚待解決的問題。瑞典的Finjasjon湖（12 km²）在20世紀初水質(zhì)清澈，透明度2 m，后來大量城市污水輸入使水體渾濁。為了改善水質(zhì)，建立了污水處理廠，經(jīng)過處理后，外源磷負荷從5.9 g/m²?y下降至0.45 g/m²?y，接近可接受水平。隨后實施了底泥疏浚計劃，去除25%的污染底泥；隨后加大對磷負荷的控制，以降低由于疏浚而產(chǎn)生的內(nèi)源磷釋放量，進一步削減營養(yǎng)負荷。沿湖岸帶建立5 m的緩沖區(qū)；去除430 t草食性魚類（大約總量的80%），使磷濃度從0.200 mg/L下降至0.050 mg/L，Chl a也從100 μg/L下降至20~30μg/L，透明度（SD）從0.4 m上升到1.5~2 m，沉水植物覆蓋面積從1%上升至20%；一些肉食性魚類又回到湖中，從8%上升至50%；浮游動物與浮游植物的比值也上升了，表明浮游動物對浮游植物產(chǎn)生抑制作用。但是3年后，觀測到鯉魚數(shù)量增加，營養(yǎng)濃度和藻類生物量明顯上升。

Finjasj?n湖是瑞典南部的一個富營養(yǎng)化淺水湖泊，面積1100 hm²，平均水深3 m，最大水深13 m。在20世紀20年代，湖水清澈，夏季可見深度達2 m。而到30年代水體開始出現(xiàn)富營養(yǎng)化特征，到40年代藍藻開始在夏季占據(jù)優(yōu)勢。1949年，為減緩營養(yǎng)的輸入，F(xiàn)injasj?n湖附近建立了第一家城市污水處理廠，但是Finjasj?n湖的藍藻水華并沒有因此而受到抑制，因為依然有大量的外源營養(yǎng)輸入，使藍藻水華出現(xiàn)更加頻繁，藍藻水華開始造成游泳者皮疹和皮膚過敏。Finjasj?n湖的入湖總磷含量隨著H?ssleholm城市人口的增加而增加，到1965年達到每年65 t的歷史最大值。1977年污水處理廠重建，加入化學(xué)絮凝工藝，使得總磷入湖量降低到每年5 t，但依然沒有改善湖泊水體的藍藻水華狀況。后來經(jīng)研究發(fā)現(xiàn)這個湖泊大約60%的湖區(qū)被厚約3 m的底泥所覆蓋，內(nèi)源磷的釋放是造成外源截留沒有起到作用的重要原因，因此1987年實施了大規(guī)模的底泥疏浚工程，5年后，25%的底泥被清除，但是磷依然從剩余的底泥中釋放出來，疏浚工程被迫停止。1992年，一個新的湖泊治理方案實施，即外源營養(yǎng)輸入的控制和食物網(wǎng)調(diào)控相結(jié)合的措施。首先，為降低入湖的氮磷量，在湖泊沿岸與城市污水處理廠之間建立大約30 hm²的濕地，在入湖的湖口區(qū)域形成一個生態(tài)防護帶，減緩了營養(yǎng)的流入，水體磷濃度明顯降低，浮游植物數(shù)量也明顯下降。其次，由于1992年初Finjasj?n湖水體魚類組成90%~95%為鯉科魚類，為調(diào)整魚類組成于1992~1994年實施拖網(wǎng)捕魚，到1994年底，水體中肉食性魚類和草食性魚類比例基本達到1:1，浮游動物的組成也因此發(fā)生明顯變化，在7月份出現(xiàn)了攝食藻類的浮游動物的高峰，并導(dǎo)致浮游植物種群結(jié)構(gòu)的變化，微囊藻優(yōu)勢的水華狀態(tài)被硅藻、綠藻、藍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結(jié)構(gòu)的根本性改變，湖泊水體透明度開始增加，另外由于浮游植物沉積量的降低，也使得內(nèi)源營養(yǎng)的釋放量開始降低，促進了伊樂藻、狐尾藻和菹草等沉水植物的生長，同時湖面鳥類數(shù)量開始增加，有利于湖泊生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)和向著健康的方向發(fā)展。

荷蘭湖泊以提供野生動物保護、旅游娛樂功能為主，由于水體營養(yǎng)負荷增加、水生植物消失以及魚類結(jié)構(gòu)的不合理，藍藻大量繁殖，降低了湖泊利用價值。荷蘭湖泊恢復(fù)初期階段的主要措施是削減外源污染輸入和引水沖釋，但是，僅僅控制外部磷負荷不能獲得理想的水質(zhì)。Hosper提出湖泊是一類較完整的生態(tài)系統(tǒng)，湖泊的恢復(fù)要以生態(tài)系統(tǒng)觀點，考慮各種相關(guān)因素，理解藻類動力學(xué)和系統(tǒng)修復(fù)所產(chǎn)生的阻滯力，并用生態(tài)系統(tǒng)方法來實現(xiàn)。Hosper和Meijer研究了以調(diào)控魚類為主要手段的食物鏈控制，生物調(diào)控后，沉水植物對保持長期穩(wěn)定清水狀態(tài)有重要作用。同時也要考慮娛樂便利，許多湖泊恢復(fù)穩(wěn)定的、地被型沉水植物的清水狀態(tài)。荷蘭的許多淺水湖泊，如Loosdrecht、Nieuwkoop和Reeuwijk湖以藍藻占優(yōu)勢，藍藻水華阻礙了湖泊修復(fù)。因此，需要降低外源磷輸入量，改善水體光照條件，冬季用含磷量低的水沖釋以去除藍藻種源。對于風浪引起的底泥再懸浮和非藻類產(chǎn)生的濁度則需要適當改變湖泊形態(tài)，如建造小島、大壩等。

Naardermeer湖是荷蘭生物多樣性保護的重要湖泊，面積約700 hm²，湖底大部分是沙質(zhì)土，水深約1 m，水位比周圍高，大量水通過滲漏損失。生物多樣性喪失和富營養(yǎng)化后，采用各種措施以減少外源和內(nèi)源營養(yǎng)負荷，削減污水排入量，對部分區(qū)域疏浚，建立污水處理廠除磷，用含磷量很低的水輸入沖釋，恢復(fù)一個沉水植物占優(yōu)勢的生態(tài)系統(tǒng)。

荷蘭湖泊的外部污染控制是成功的，在1985~1995年由于污水脫磷設(shè)備的使用，荷蘭境內(nèi)點源排放的磷減少了65%，但是由于內(nèi)部營養(yǎng)負荷高，外部負荷減少的量被內(nèi)部釋放抵消了。湖泊生物失衡，大量濾食性魚類和底棲生物食性魚類以及沉水植物的缺乏，是湖泊難以恢復(fù)的重要原因。因此，除了控制外源污染，換水、疏浚、生物操縱等也是重要措施。

VeluWenmeetr湖面積為3356 hm²，平均深度1.25 m，容積為42×10⁶ m³。20世紀60年代后期，富營養(yǎng)化導(dǎo)致湖水水質(zhì)急劇惡化。1971年以后，發(fā)生了大規(guī)模的顫藻（Oscillatoria agardhii）水華。1979年2月，湖中磷的外部負荷從2.7 g/(m²·a)降到了1.5 g/(m²·a)，但仍未解決問題。主要原因是藻類生長消耗CO₂，水體pH升高，增加了沉積物中磷酸鹽（主要形式為磷酸鐵）溶解度，促進藻類的不斷繁殖，藻類光合作用結(jié)果使pH更高，磷繼續(xù)釋放，藻類進一步生長。此外，夏季極高的藻類生物，以及與此有關(guān)的沉積物需氧量增加，導(dǎo)致湖水和沉積物界面呈現(xiàn)厭氧條件（低氧化還原潛力）。換水打破了這個內(nèi)部自我增強阻滯力的循環(huán)，限制了藻類的生長，pH也相應(yīng)降低，使底質(zhì)釋放的磷減少。清洗水中含有大量的鈣離子和重碳酸根離子，形成碳酸鈣沉淀，降低pH，并且提高透明度，改善了光照條件，促進了生態(tài)修復(fù)。

Wolderwijd湖是位于荷蘭中部的一個淺水湖，面積達2650 hm²，水深為0.5~2.5 m，平均深度為1.5 m，水體渾濁，沉水植物稀少，有幾條小河從農(nóng)業(yè)區(qū)流入湖中，20世紀70年代早期，該湖就以持續(xù)的藍藻水華為特征。在1988~1989年和1991~1992年采用低磷高鈣水進行周期性換水，換水強度分別為1×10⁶ m³/月和7×10⁶ m³/月，雖然TP和葉綠素a的濃度下降了50%，但是夏季的平均SD只是從0.2 m上升到0.3 m。1990~1991年大規(guī)模的生物操縱在這個湖展開，去除了75%的雜食性鳊魚和鯉魚，魚類生物量從205 kg/hm²下降至45 kg/hm²，隨后又放養(yǎng)了肉食性的梭子魚（217尾/hm²），提高了浮游動物的牧食，水體SD上升至1.8 m，沉水植物覆蓋從28 hm²增加到438 hm²。

1）荷蘭湖泊的恢復(fù)和生物操控主要有以下經(jīng)驗：

① 生物操縱主要是降低雜食性魚類數(shù)量或放養(yǎng)肉食性魚類，是提高湖水透明度的非常有效的方法。在荷蘭，90%用于湖泊生態(tài)修復(fù)采取的生物操縱技術(shù)都使得湖水的透明度有所提高。

② 實行生物操縱的湖泊，其透明度和葉綠素a濃度得到改善的程度，遠大于僅僅削減磷負荷的湖泊。

③ 大型蚤（Daphnia）在開敞水域的攝食導(dǎo)致了湖水在春季的清潔狀態(tài)，并且由于低的藻類生物量，大型水生植物覆蓋了25%以上的湖底。

④ 雖然營養(yǎng)物水平還很高，但其透明度比采取措施前高，為沉水植物提供良好的生長條件。

2）除了生物操縱外，主要采取的措施還包括：

① 污水深度處理（Advanced wastewater treatment）最大限度削減外源營養(yǎng)鹽。

② 沉積物疏浚+營養(yǎng)物化學(xué)固定，但疏浚只在為數(shù)不多的湖泊采用過。

③ 水力調(diào)控、換水及稀釋湖內(nèi)高濃度營養(yǎng)鹽。

④ FeCl₃、明礬、石灰（針對酸性湖泊）等抑制沉積物磷釋放。

⑤ 針對較深、分層湖泊進行動力混合。

⑥ 通過水位管理促進沿岸帶沉水植被恢復(fù)。

Alte Donau湖是奧地利維也納的一個淺水城市湖泊，平均水深2.3 m，最大水深6.8 m，湖面面積1.59 km²，換水周期150~210天。1992年該湖藍藻顯著增加，透明度下降，同時沉水植物也逐漸減少，湖泊轉(zhuǎn)變成“藻型濁水狀態(tài)”。導(dǎo)致湖泊狀態(tài)變化的主要原因是：

① 營養(yǎng)鹽輸入量大；

② 水位變化；

③ 水禽數(shù)量過大；

④ 大量的底棲魚類和濾食性魚類；

⑤ 休閑娛樂強度過大。

自1992年開始對Alte Donau湖綜合治理，目標是恢復(fù)到原來的“草性清水狀態(tài)”。恢復(fù)措施包括：

① 污染負荷和環(huán)境容量以及其他背景狀況調(diào)查；

② 實施外源截污工程，包括點源、非點源及地下水控制；

③ 1993年開始人工曝氣，消除湖泊分層，降低沉積物磷釋放，抑制藻類生長；

④ 1994年進行換水，降低湖內(nèi)污染負荷；

⑤ 人工種植岸邊水生植物，恢復(fù)岸帶水生植被；

⑥ 1995年又進行了大規(guī)模的沉水植物人工移栽；

⑦ 引入肉食性魚類；

⑧ 對沉積物采取化學(xué)氧化和化學(xué)絮凝，以實現(xiàn)沉積物磷鈍化，而沒有進行疏浚。

由于采取上述措施，結(jié)果顯示磷濃度（降至TP=27.3 μg/L）和葉綠素a大幅度減少（降至12 μg/L），藻類由絲狀藍藻轉(zhuǎn)變成以硅藻和綠藻為主，透明度有較大提高，沉水植物得以恢復(fù)。目前，研究人員和湖泊管理部門正在努力將高體型的眼子菜科沉水植物占優(yōu)勢的狀態(tài)轉(zhuǎn)變成低植被型輪藻占優(yōu)勢的狀態(tài)，原因是當?shù)鼐用窦奥糜喂芾聿块T認為高體型的沉水植物太多影響帆船和游泳運動，并且影響湖面景觀。

（4）歐洲湖泊管理經(jīng)驗總結(jié)。

1）湖泊管理的4個階段。

湖泊富營養(yǎng)化既可以是一個自然演化的過程，也可以是人類活動影響下的快速發(fā)展過程。湖泊管理主要是以人與自然和諧為目標的全流域綜合管理。歐洲湖泊管理大致經(jīng)歷了4個階段，即湖泊管理松懈階段、發(fā)展階段、成熟階段和流域綜合管理階段。

① 第一階段：20世紀50年代之前，湖泊管理松懈階段。該階段歐洲大部分湖泊還處于貧營養(yǎng)和中營養(yǎng)狀態(tài)，湖水清澈，水生植被生長良好。此時的歐洲湖泊管理只有防洪、供水、航運等內(nèi)容，使用的技術(shù)手段也只是簡單的物理器械。

② 第二階段：20世紀50年代~70年代，湖泊管理的發(fā)展階段。20世紀50年代開始世界經(jīng)濟從“二戰(zhàn)”后的萎靡逐漸走向繁榮，經(jīng)濟快速發(fā)展以及人口數(shù)量的膨脹帶來的湖泊生態(tài)問題也不斷加劇，富營養(yǎng)化日趨嚴重。此時，歐洲湖泊管理側(cè)重于污水控制和治理，開始逐漸重視湖泊富營養(yǎng)化和飲用水質(zhì)量等生態(tài)問題。

③ 第三階段：20世紀80年代~2000年，湖泊管理的成熟階段。隨著科學(xué)技術(shù)的不斷發(fā)展和人類對生態(tài)環(huán)境保護認識的不斷深化，湖泊管理進入以流域水土資源綜合利用為主的多目標管理階段。

④ 第四階段：2000年至今，流域綜合管理階段。這期間，歐盟水框架（The EU Water Framework Directive）對歐洲國家湖泊管理起到了重要的指導(dǎo)作用，進入全流域綜合調(diào)控防治階段，管理水平更全面、更系統(tǒng)、更科學(xué)。

2）湖泊管理原則。

歐洲湖泊管理遵循的原則主要有以下3個方面：警惕和預(yù)防原則、整體性和協(xié)調(diào)性原則以及價格補償原則。這3個原則貫穿整個湖泊管理的全過程，在世界上也得到了公認。

3）湖泊管理模式。

社會經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展需要有良好的環(huán)境支撐，因此，每一個政府決策都必須考慮到其對環(huán)境的影響，將生態(tài)環(huán)境管理作為一項重要的工作提上日程。湖泊作為生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，它的健康與否直接影響到一個地區(qū)或國家的發(fā)展。與傳統(tǒng)的集中控制幾類污染物質(zhì)和污染源的“點狀”湖泊管理模式不同，歐洲湖泊管理趨向于綜合的湖泊—流域“面狀”管理模式，其管理內(nèi)容主要包括湖泊—流域綜合監(jiān)測、湖泊—流域土地利用方式管理以及湖泊—流域生態(tài)交錯區(qū)管理。

4）湖泊管理的法律支撐。

實施流域綜合管理的有效手段是加強立法，歐洲現(xiàn)存水資源管理法案中比較重要的有ECE環(huán)境法律導(dǎo)則和歐盟水框架。

① ECE環(huán)境法律導(dǎo)則：ECE環(huán)境法律導(dǎo)則包括兩個協(xié)定，即水資源協(xié)定和奧爾古斯協(xié)定。水資源協(xié)定于1992年3月17日由26個國家共同簽署，旨在探索一個保護跨邊界水道和國際湖泊的有效方式，著重強調(diào)水資源以及相關(guān)生態(tài)系統(tǒng)的綜合管理，提倡流域協(xié)調(diào)有序的發(fā)展。奧爾古斯協(xié)定于1998年正式生效實施，由41個國家共同簽署。它確定了三個基本的權(quán)利，即每一個簽署國都必須保障其公民對生態(tài)環(huán)境的知情權(quán)、參與制定決策權(quán)以及參與審判權(quán)。

② 歐盟水框架：歐盟水框架于2000年12月正式宣布實施，是歐盟制定的水資源保護共同行動綱領(lǐng)。它對之前歐盟水法進行補充和完善，且提出了如何保護和持續(xù)利用歐洲范圍內(nèi)水資源的清晰理論框架和以生態(tài)為導(dǎo)向的流域管理模式。歐盟水框架還提供了更為明確和全面的水環(huán)境保護和管理目標。

此外，歐洲各國也十分重視與湖泊流域綜合管理有關(guān)的立法工作，并針對具體湖泊流域管理制定相關(guān)的法律法規(guī)以及成立相關(guān)的組織機構(gòu)，如針對萊茵河的保護和治理（圖1-6），專門設(shè)立了萊茵河防治污染國際委員會，并制訂了萊茵河國際委員會框架性協(xié)議、2000年萊茵河行動計劃和新萊茵河公約等。

圖1-6 萊茵河（德國段）

三、日本湖泊

“二戰(zhàn)”后，由于經(jīng)濟的快速發(fā)展，工廠排出的污水給漁業(yè)和公眾的身體健康帶來了影響，日本于1958年制定了《水質(zhì)保護法》和《工廠排水水質(zhì)管理法》。1970年又制定了《水質(zhì)污染防治法》，強調(diào)制定并實施全國統(tǒng)一的環(huán)境水質(zhì)標準和廢水排放控制標準來防治水污染。為了解決湖泊水質(zhì)污染問題，1984年制定了《湖泊水質(zhì)保護特別措施法》；1989年對《水質(zhì)污染防治法》進行了修改并增加了有關(guān)有害物質(zhì)引起地下水污染及有關(guān)生活污水對策制度方面的內(nèi)容。與此同時，政府也開始了大規(guī)模的湖泊生態(tài)環(huán)境修復(fù)工程，最具有代表性的是琵琶湖和霞浦湖，目前已獲得較為明顯的成效。

1. 琵琶湖

琵琶湖是日本最大的淡水湖，位于本州島中西部地區(qū)，流域面積3848 km²，水域面積674 km²，最大水深103.6 m，平均年來水量275億 m³（圖1-7）。琵琶湖位于Yodo河系，承納多條河流，但是只有Seta一條出湖河流最后注入大阪灣。

琵琶湖提供的水源供東京、大阪地區(qū)的1400多萬人使用。對于東京都的居民，有一條管道通向該湖的南面取水，因此琵琶湖被稱為“東京水瓶”的原因。琵琶湖流域工業(yè)產(chǎn)值從1965年的2000億日元增加到1991年的66000億日元，數(shù)據(jù)表明：流域人口的增長和經(jīng)濟的發(fā)展必然導(dǎo)致用水需求的增加，如果環(huán)保措施不到位，很容易造成對湖水的污染。

1-7 琵琶湖位置圖

（1）琵琶湖水質(zhì)狀況

日本琵琶湖管理署定期監(jiān)測琵琶湖的水質(zhì)，根據(jù)日本“環(huán)境質(zhì)量標準”和從發(fā)展變化的趨勢評估水質(zhì)的時空數(shù)據(jù)，琵琶湖所執(zhí)行的水質(zhì)標準為：AA類、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。生活環(huán)境的富營養(yǎng)指標（2類）：含磷量小于0.01 mg/L、含氮量小于0.2 mg/L。

1979~1984年琵琶湖化學(xué)需氧量呈減少的趨勢，然后又開始緩慢回升，到1999年琵琶湖的北區(qū)和南區(qū)分別達到2.6 mg/L和3.2 mg/L。水中含氮量的變化模式與COD相似，1999年琵琶湖北區(qū)和南區(qū)的總氮分別達到0.33 mg/L和0.39 mg/L。琵琶湖水中的含磷量一直是下降的趨勢，到1999年湖區(qū)的北邊和南邊含磷分別達到0.008 mg/L和0.018 mg/L。經(jīng)過治理，只有北區(qū)含磷量達到了日本的“環(huán)境質(zhì)量標準”。

（2）琵琶湖面臨的問題

1）異味：來自琵琶湖的飲用水有異味的事件最先發(fā)生于1969年，包括東京都在內(nèi)的1400萬居民深受其害，這主要是由于存生2—甲基異茨醇（MIB），當MIB濃度超過20~30 ng/L時，異味就會產(chǎn)生。

2）難降解污染物：難降解污染物主要包括一些殺蟲劑（如BHC和CNP），即使殺蟲劑停止使用很多年，這些難降解的污染物濃度依然會很高。

3）酸雨：酸雨對湖水的影響主要是降低湖水的pH，增加水中陽離子的濃度。陽離子主要來自土壤的侵蝕，一般最初是鎂離子和鈣離子，之后是鋁離子。此外，pH降低增加了重金屬離子的釋放風險。

（3）治理措施

日本自1972年開始進行了“琵琶湖綜合發(fā)展工程”項目，該項目包括促進用水的有效性、控制洪水和干旱、建造宜人的湖濱水域等。項目的主要目標是琵琶湖環(huán)境的保護和恢復(fù)，包括Yodo河的防洪以及促進水資源的有效利用?！芭煤C合發(fā)展工程”項目是在《琵琶湖區(qū)發(fā)展特別法》的約束下運作，這個特別法為項目從國家政府、地方政府獲得資金提供了法律保證。項目由22個不同類別組成，工程計劃投資約18630億日元，實際投資19050億日元。

除了琵琶湖綜合治理項目，在環(huán)境保護和琵琶湖水質(zhì)改善方面，日本也采取了一些特殊措施，包括：

1）市政污水處理：為了阻止琵琶湖的富營養(yǎng)化，釋伽直轄縣所有的污水處理廠都裝配了先進的污水處理系統(tǒng)，這對有效去除污水中的氮和磷很有作用，現(xiàn)在這些污水處理廠正準備引進先進的紫外線除污系統(tǒng)，將會更有效地除去有機污染物。

2）農(nóng)村水污染處理系統(tǒng)：為了保持農(nóng)村水質(zhì)和改善農(nóng)村地區(qū)的生活環(huán)境，在農(nóng)村社區(qū)建造了各種設(shè)施，包括污水處理設(shè)施、雨水處理設(shè)施和防止污泥形成的設(shè)施等。日本的釋伽直轄縣在沒有建造污水排放系統(tǒng)的地方安裝家庭污水處理系統(tǒng)，該系統(tǒng)能夠處理各種從廁所出來的“黑水”和從廚房出來的“灰水”。其功能與污水處理廠相同，但是安裝簡單、操作方便、節(jié)約占地。

3）森林保護：琵琶湖治理措施包括創(chuàng)建災(zāi)害區(qū)的森林防護和完善森林的功能等。Yasu河是琵琶湖最大的入流，目前正在進行著河兩岸的防護林種植項目，河兩岸的防護林除了可以保持自然生態(tài)，還可以有效增強河岸的防洪能力，1997年《河流法》引入了河岸森林帶系統(tǒng)概念，保持和種植防護林以提高防洪強度和更有效地利用河水。

4）改善雨水的下滲狀況，提高農(nóng)田持水能力：為了提高雨水的下滲能力和農(nóng)田的持水能力，釋伽直轄縣的農(nóng)村社區(qū)引進新型農(nóng)業(yè)水灌溉系統(tǒng)，使灌溉水在農(nóng)田間循環(huán)流動，提高灌溉水的利用率，降低農(nóng)業(yè)面源污染。

5）河流和湖岸的恢復(fù)：以前琵琶湖湖岸主要由沙灘和蘆葦叢組成，現(xiàn)在湖岸的很多地段修建了混凝土湖堤，降低了湖濱帶凈化能力，1992年，釋伽直轄縣頒布法令保護湖濱帶蘆葦，有效地保護鳥類和魚類的生存，減少湖岸侵蝕，實現(xiàn)生態(tài)修復(fù)、防洪的綜合效應(yīng)。

2. 霞浦湖

霞浦湖位于利根川河下游河段的左岸，位于日本茨城縣東南部到千葉縣東北部之間（距離東京60 km，圖1-8），由沙丘、沙洲與外海隔開而形成的淡水湖。它由數(shù)個湖所組成，總面積達220 km²，流域面積約為湖面面積的10倍。霞浦湖水域面積大約220 km²，與我國的滇池相當，是日本的第二大湖。根據(jù)日本國土交通省的定義，霞浦是由西浦、北浦、外浪逆浦、北利根川、鱷川、常陸利根川等所構(gòu)成的水域總稱，其中西浦是其中最大的湖泊，面積為172 km²，所以有時候霞浦也專指西浦。

圖1-8 霞浦湖的地理位置

霞浦湖從20世紀50年代后受到污染，到70年代初，霞浦湖水質(zhì)污染達到極值，每年都暴發(fā)水華。為了治理霞浦湖，日本從20世紀70年代開始，停止了霞浦湖的對外開放，隨即開展了對霞浦湖長達30多年的治理工作。日本在1984年通過了《湖泊水質(zhì)保護特別措施法》，并納入了《水污染控制法》，實施了專門的水保護計劃。根據(jù)2000年日本霞浦湖建設(shè)署統(tǒng)計，自1975年來的25年間，霞浦湖已疏浚出800萬m³的底泥，平均疏浚深度0.3 m（圖1-9）。數(shù)據(jù)分析表明，疏浚對底泥內(nèi)源磷的控制效果非常明顯。日本的湖濱帶修復(fù)也非常有特點，不但著眼于人類利用的親水設(shè)施的復(fù)原，還注重湖岸原生的景觀和生物相的復(fù)原。有的地方不僅完善湖岸的地形和景觀，還嘗試著恢復(fù)自然的水位。生物修復(fù)方面也不僅僅停留在植株上，有的地方通過利用恢復(fù)種子庫（Seed bank）等，最大限度地提高再生力。霞浦湖30多年的治理，先后投資約合人民幣1300多億元，相當于每平方千米水面投資5.8億元人民幣，目前治理工作仍在繼續(xù)。

圖1-9 霞浦湖底泥疏浚計劃（1995年）和生態(tài)修復(fù)示意圖

霞浦湖水質(zhì)保護計劃中的措施（圖1-9）主要包括：

（1）生活污水措施：普及下水道系統(tǒng)，改善排水系統(tǒng)，建設(shè)蓄水池綜合處理系統(tǒng)（圖1-10）。

圖1-10 霞浦湖的農(nóng)村排水系統(tǒng)及農(nóng)田管理

（2）湖內(nèi)凈化措施：通過湖底疏浚（在西浦挖泥265萬m³）、湖濱帶改造工程（圖、1-11，1-12）、濕地重建（大円寺川和園部川）、沼澤恢復(fù)（土浦市田村地區(qū)）、湖內(nèi)漁業(yè)資源管理、推進霞浦湖輸水工程等，減少湖泊內(nèi)源污染。

圖1-11 霞浦湖（永田地區(qū)）的湖濱帶生態(tài)修復(fù)

左：施工中的照片，以前是直線混凝土堤壩，水邊也是垂直的堤壩，沒有連續(xù)性。右：施工后3個月。

短期內(nèi)實現(xiàn)了綠色的復(fù)原，恢復(fù)了原來沿岸地帶的開闊景色

圖1-12 霞浦湖的人工內(nèi)湖和人工浮島

（3）直接凈化措施：包括通過匯入河流直接凈化、并行河道直接凈化、農(nóng)業(yè)水道直接凈化、生活污水水道的直接凈化。

（4）其他措施包括：① 工廠和商業(yè)污水排放管理；② 推進污染源的調(diào)查和研究：有效利用合作研究網(wǎng)并促進研究成果的現(xiàn)實應(yīng)用；③ 建立霞浦湖環(huán)境科學(xué)中心作為水質(zhì)改善研究和應(yīng)用綜合基地等。

經(jīng)過多年的治理，霞浦湖水的環(huán)境質(zhì)量有所改善，特別是總氮濃度下降較為明顯。但近10年來，水質(zhì)幾乎維持在一定的水平，僅恢復(fù)到相當于我國IV類水體的水平，沒有達到更高標準。主要的原因是非點源污染和生活污水的負荷在COD、總氮和總磷中占了很大的比例。

四、我國湖泊管理存在的問題和展望

1. 我國湖泊的特點與現(xiàn)狀

自20世紀50年代以來，在自然和人為活動的雙重作用下，我國湖泊大面積萎縮乃至消失，貯水量相應(yīng)驟減，湖泊水質(zhì)不斷惡化，湖泊生態(tài)系統(tǒng)嚴重退化。主要表現(xiàn)在：

（1）湖泊萎縮與干涸，水域面積銳減。例如，長江中游地區(qū)湖泊面積由20世紀50年代初期的17198 km²，減少到目前的6600 km²，2/3以上的湖泊面積消亡。

（2）污染嚴重，湖泊富營養(yǎng)化加劇。對近10多年我國67個主要湖泊的水質(zhì)和富營養(yǎng)化污染狀況的評價表明：大約有80%以上的湖泊受到污染（IV類及劣V類）。從湖泊數(shù)量上看，有近3/4的湖泊已達富營養(yǎng)程度。

（3）湖泊圍網(wǎng)養(yǎng)殖過度，生態(tài)系統(tǒng)受損。隨著湖泊圍網(wǎng)養(yǎng)殖泛濫，面積不斷擴大，許多湖泊的圍網(wǎng)養(yǎng)殖已遠遠超出湖泊本身所能容納的能力，湖泊水生態(tài)系統(tǒng)被破壞，人工大量投放餌料又加速了湖泊的富營養(yǎng)化過程。

（4）流域水土流失加劇，湖泊淤塞嚴重。我國東部平原和云貴高原等地區(qū)的淡水湖泊普遍存在著泥沙淤積的問題，其中以長江中游地區(qū)湖泊的泥沙淤積問題最突出，洞庭湖湖盆因泥沙淤積已高出江漢平原地面5~7 m。

（5）湖泊水生態(tài)系統(tǒng)退化，生物多樣性受損。20世紀80年代以來，由于人為干擾，水體逐漸富營養(yǎng)化，湖水的自凈能力下降，導(dǎo)致原有的水生植被群落成片死亡，其他水生動物、底棲生物的種類也隨之減少，取而代之的是浮游植物，形成“藻型濁態(tài)”湖泊。

2. 我國湖泊管理存在的問題

我國十幾年的湖泊治理未能取得預(yù)期效果，在很大程度上與基礎(chǔ)理論研究不足有關(guān)。加強湖泊生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部變化的驅(qū)動因素、生態(tài)修復(fù)機理等方面的研究有助于認識湖泊規(guī)律、正確制定湖泊恢復(fù)計劃與措施。我國湖泊富營養(yǎng)化治理大多主要采取外源截污、疏挖污泥、引水沖釋等工程性措施，實際上，這些措施均未能取得理想的效果。另一方面也沒有大規(guī)模、長期的湖泊恢復(fù)實踐經(jīng)驗與恢復(fù)過程、恢復(fù)后生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性科學(xué)數(shù)據(jù)的積累，很難形成我國湖泊恢復(fù)的實用關(guān)鍵技術(shù)，也很難對恢復(fù)效果做出評價。以往的湖泊外源污染控制主要側(cè)重工程方面，而生態(tài)修復(fù)在我國起步較晚，政府管理部門對其認識有一定局限性，因而常常造成外源污染控制不能滿足生態(tài)修復(fù)要求，并在時間銜接上也存在一定問題，這也是一些湖泊恢復(fù)難以獲得成功的因素之一。

國外的湖泊恢復(fù)是在控制營養(yǎng)鹽的基礎(chǔ)上重視系統(tǒng)內(nèi)部的食物網(wǎng)調(diào)控，以獲得良好的環(huán)境條件與生態(tài)結(jié)構(gòu)，改善水質(zhì)，實現(xiàn)沉水植物的恢復(fù)和發(fā)展。而我國則是在重富營養(yǎng)的水體中首先通過重建沉水植被來改善水質(zhì)，再進行一系列生物多樣性恢復(fù)、系統(tǒng)穩(wěn)定化調(diào)整。眾所周知，在環(huán)境條件沒有改善的情況下，沉水植物是很難生長的。而且，即使借助保護設(shè)施而建立起一定面積的沉水植被，由于系統(tǒng)穩(wěn)定性差，保護設(shè)施一旦拆除，系統(tǒng)難以維持。

我國當前外源污染控制力度仍然不夠，盡管開展了“零點行動”、禁用含磷洗滌劑等水環(huán)境改善措施，但流域內(nèi)河湖水質(zhì)仍然未得到根本改善。受入湖污染物增加的影響，太湖水體中的TP、TN含量繼續(xù)呈上升趨勢。此外，在湖濱濕地建設(shè)、農(nóng)業(yè)面源污染控制、生態(tài)農(nóng)業(yè)等方面的技術(shù)研究已獲得大量成果，但運用與推廣力度不夠；城鎮(zhèn)污水處理嚴重滯后于生態(tài)修復(fù)的要求，并且要提高群眾環(huán)保意識和公眾參與力度。

3. 我國湖泊管理展望

從國內(nèi)外管理經(jīng)驗可以看出，湖泊管理和治理是一個長期的過程，需要多方面協(xié)同努力，如相關(guān)法律法規(guī)的制定，新技術(shù)和新方法在改善和修復(fù)湖泊生態(tài)環(huán)境以及湖泊管理中的應(yīng)用，湖泊保護意識的提高和相關(guān)利益團體的共同參與等。我國在對那些污染比較嚴重的湖泊進行管理時，不能急于求成，要尊重自然規(guī)律，從人與湖泊和諧共存的角度出發(fā)，全面恢復(fù)湖泊的生態(tài)環(huán)境。同時，應(yīng)該不斷完善湖泊管理的法律法規(guī)。同時加強跨邊界湖泊管理法律法規(guī)的制定，因為我國許多湖泊橫跨多個省市，易造成管理職責的混亂。近年來，湖泊環(huán)境問題與生態(tài)修復(fù)受到國家的高度重視，開展了大量課題研究與大規(guī)模示范工程，經(jīng)過科技人員與當?shù)卣跋嚓P(guān)管理部門艱苦不懈的努力，獲得了一大批湖泊恢復(fù)專利技術(shù)和重大研究成果，也鍛煉和培養(yǎng)一批湖泊富營養(yǎng)化治理與生態(tài)修復(fù)專業(yè)隊伍。

2004年，水利部下發(fā)《關(guān)于水生態(tài)系統(tǒng)保護與修復(fù)的若干意見》，提出了科學(xué)治水的新思路，要求各地通過水資源的合理配置和水生態(tài)系統(tǒng)的有效保護，維護河流、湖泊等水生態(tài)系統(tǒng)的健康，積極開展水生態(tài)系統(tǒng)的修復(fù)工作，逐步實現(xiàn)水功能區(qū)的保護目標和水生態(tài)系統(tǒng)的良性循環(huán)。從2005年到2008年，水利部在充分考慮河流、城市水網(wǎng)、湖泊、地下水、濕地等多種生態(tài)系統(tǒng)類型的基礎(chǔ)上，先后確定了江蘇無錫、湖北武漢、廣西桂林、山東萊州、浙江麗水、遼寧新賓、湖南鳳凰、吉林松原、河北邢臺、陜西西安等10個縣市作為全國水生態(tài)系統(tǒng)保護和修復(fù)的試點。目前，隨著一些城市試點工作的順利推進和一系列以新標準、新要求制定防污治污的法規(guī)和政策措施的出臺，中國以城市湖泊為主題的水生態(tài)系統(tǒng)保護與修復(fù)初步形成了自己的特色，得到了海內(nèi)外社會的高度評價?！白尳雍葱蒺B(yǎng)生息，恢復(fù)生機”，給予江河湖泊以人文關(guān)懷，不僅得到了中國高層的重點關(guān)注，也受到一些地方政府官員的普遍關(guān)注。合肥、哈爾濱等很多城市紛紛要求加入試點行列，并積極主動地開展生態(tài)系統(tǒng)保護與修復(fù)工作，努力通過水生態(tài)系統(tǒng)的水文學(xué)、水化學(xué)、水生態(tài)、水景觀、水文化等方面的全面治理，提升城市品位，改善人居環(huán)境，促進人水和諧。