城市湖泊生态修复及水生植物群落构建研究进展

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(河南师范大学 生命科学学院，河南 新乡 453007)

1 研究背景

人们喜欢逐水而居，许多城市都在河畔或湖边形成，这些水体成为城市的一张名片。伴随着经济发展及城市化进程的不断加剧，许多没有湖泊的城市也在市区及近郊地区改道、引河入市或人工挖掘兴建城市内湖，以适应城市发展多方面的需求。但由于城市的特殊环境，城市湖泊往往更易受到污染。虽然城市湖泊的主要修复机理与自然湖泊相似，但与远离城区的自然湖泊相比，具有污染出现早、程度重、治理难度大等特点，同时也更受关注。引进水生植物有利于重建水生生态系统并对湖泊的生态修复起着非常重要的作用，但水生生态环境的恢复以及非生物环境的改变往往需要数年甚至更长时间，如国际上治理最成功的华盛顿湖就历时近17 a，耗资1.3亿美元[1]。因此，通过降低富营养化水平恢复水生植物群落，实现对湖泊的生态修复也是一个长期的过程，但目前许多生态修复工程常希望能在短期内取得成效，且过度依赖水生植物群落在净化水质方面的作用，这也是湖泊修复工程鲜有成效的原因。

文章旨在介绍经典的生态修复理论近年来在国内外的应用及发展现状，有针对性地讨论了这些理论指导下城市湖泊生态修复过程中出现的问题，并提出相应的解决方案，对其他的城市湖泊生态修复工程有着一定的借鉴指导作用。

2 城市湖泊污染现状及其修复的主要理论依据

2.1 城市湖泊的功能及特点

从城市湖泊的功能来分类，大致可将城市湖泊分为：①汇水蓄洪式城市湖泊；②区域水源式城市湖泊；③休闲游娱式城市湖泊；④生态栖息地式城市湖泊[2]。人工或半人工修建的城市湖泊，与自然湖泊相比，除去在维护生物多样性、调节局部小气候、涵养净化水质、调节径流，防洪减灾等生态方面的作用，其在美化城市、休闲娱乐、文化运动等人文景观等方面的作用也很突出。

2.2 城市湖泊污染现状及其背景

根据国家环保部官网数据，2006年至2010年环保部所监测的5个典型城市湖泊中，西湖、大明湖、玄武湖均为劣V类或V类水质；武汉东湖在2006年至2008年3年间呈劣V类水质，2009年至2011年为Ⅳ类水质；昆明湖在2006、2007年为Ⅲ类水质，2009至2011年为Ⅳ类水质。且所有监测的城市湖泊均呈现出不同程度的富营养化。可见城市湖泊水质状况不容乐观。总体而言，国外主要是通过严格截污、强化湖泊流域的管理，然后以自然恢复为主，辅以人工强化的湖泊生态修复措施控制水体富营养化[3]；在国内，自从“十五”国家设立重大水专项以来，也陆续在各地开展了湖泊生态修复方面的研究和工程示范，因为湖泊污染控制的复杂性和艰巨性，所以极少有在大面积湖泊的整个水域取得明显成效的案例，但在较小湖泊中有成功的案例，如武汉的月湖和莲花湖[4-5]。

2.3 湖泊生态修复的主要理论

目前公认的湖泊生态修复的理论主要有3个：多稳态理论、营养盐浓度限制理论和生物操纵理论。

2.3.1 多稳态理论及其应用

多稳态理论是在20世纪80年代由欧洲的湖泊学家提出的，即在相同的外部条件下，湖泊既可以处在浮游植物占优势的藻型浊水态，也可以处于沉水植物占优势的草型清水态，两者之间存在着一个临界阈值。国内学者秦伯强提出的阈值理论[6]，即多稳态理论的体现。除此之外，R.J.Hobbs和D.A.Norton[7]共同提出的退化生态系统恢复的临界阈值理论也是多稳态理论的体现。即在胁迫下未退化的状态1能转化为部分退化的状态2，3，但需胁迫越过一个临界阈值状态2，3才能过渡到完全退化的状态4。李文朝[8]在太湖各湖区的状态演变过程中提出保护东太湖生态环境和治理浮游生物的策略及技术路线，并通过一系列试验证明了利用多稳态理论指导湖泊修复的可行性。

2.3.2 营养盐浓度限制理论及其应用

营养盐浓度限制理论强调营养盐对生物群落的限制与驱动是湖泊多稳态保持和转化的动力，即当营养盐浓度在一定范围内波动时，浅水湖泊会出现清水和浊水2种不同的平衡状态并且随着波动在两者之间转换[9]。对21个欧美湖泊和1个北美湖泊生态恢复过程中的长时间序列分析表明，降低外源营养负荷是迄今为止湖泊恢复最直接的途径[10]。与此同时，对欧洲35个通过削减外源负荷而发生贫营养化湖泊进行的长期研究发现，外源磷负荷的下降导致大部分湖泊中湖内总磷浓度下降、叶绿素a浓度下降和透明度升高[11]。另外，丹麦围隔试验也发现，中等高浓度磷水平下，1.2mg/L以上的总氮可导致沉水植物消失，并获得与此一致的湖泊水生植物消失的范围证据[12]。

2.3.3 生物操纵理论及其应用

生物操纵包含经典和非经典2种实现方式，基本原理都是通过对湖泊中生物及其所处环境的操纵，改善湖泊生态系统，使得藻类尤其是蓝藻类生物量下降。近年来，生态系统响应的复杂性、上行效应以及滤食性鱼类对浮游生物群落结构的营养调节作用也被涵盖为生物操纵的一部分。与欧美地区通过增加肉食性鱼类来减少食浮游动物鱼类数量，以达到用浮游动物控制藻类的经典生物操纵方法所不同，国内学者谢平等[13-14]采用直接放养滤食性鱼类的方法来控制藻类。在武汉东湖历时3年多的实验成功验证了滤食性鱼类如鲢鱼、鳙鱼等在蓝藻水华的控制过程中起了决定性作用且能通过牧食直接消除水华；与此同时，云南滇池、江苏太湖等地也验证了类似的生物操纵理论能有效抑制蓝藻水华的爆发。该技术对于不能有效控制外源性营养盐输入以及浮游动物不能有效控制藻类生产力的湖泊富营养化治理有着重要的创新思路及可实践性。

3 构建水生植物群落的主要胁迫因子及其应对策略

3.1 外源性污染

随着城市化进程加快、城市人口数量增长，大量点源污染源如工业废水、生活污水及其他固定排放源排出的未经处理的污水和街道、地表的雨水径流等面源污染源带着大量的营养盐流入城市内湖。一方面造成湖泊水体的富营养化，使水生植物群落大量消失造成水生生态系统失衡，湖泊原本能起到的调节局部小气候、净化水质等功能丧失；另一方面，流入湖泊中的氮、磷等元素以及有机物、植物残体等伴随着循环最终被湖泊底泥所吸收，形成内源性污染。

当前，我国的大部分浅水湖泊都是由于外源性营养盐负荷过高使得水生植物群落的生长受到胁迫直至消失。滇池、巢湖、太湖等重点治理区域均属于此种情况。根据2005年对丹麦200多个湖泊的总氮、总磷浓度与水生植物覆盖度的调查结果，当总磷浓度达到0.1 mg/L以上，总氮浓度达到2 mg/L以上时，水生植物的覆盖度几乎趋于零[15]。国外许多试验也表明，对于受大面积、长时间污染的水体，仅减少外源营养盐的输入根本无法有效控制湖泊富营养化和水质恶化，如荷兰的Vesijarvi湖将水体磷负荷由0.15 mg/L降到0.05 mg/L后，蓝藻水华仍持续了10多年[16]，这是由营养盐在湖内的沉积和湖泊生态系统的转化利用功能导致的。湖内营养盐浓度和生态系统结构对外源营养负荷下降产生完全响应需要相当长时间，统计表明，温带湖泊在削减外源磷负荷后的新平衡一般需要10～15 a，而消减外源氮后达到平衡大约需5～10 a[10]。康斯坦茨大学在2011年的一项研究表明，在高富营养条件下，部分沉水植物群落丰富度会降低，因为底泥-间隙水-上覆水三者间营养盐的物质交换对湖泊水体的营养盐负荷及富营养化状态的高低有着重要的影响[17]。由此可见，内源性污染也是湖泊修复的一个重要影响因素。因此，如何有效控制内、外源性营养盐含量，形成一个有利于水生植物群落恢复的水质条件对城市湖泊的生态修复有着重要的意义。

对于外源性点源污染，许多国家及地区采取不断完善城市污水管网系统，收集污水并运送到污水处理厂集中处理的措施。处理后的污水可达到灌溉及市政用水的标准，实现了资源再利用。但部分污染源较为分散，排量小，不利于市政管网的布设，所造成的污染往往难以得到有效控制，是当前需要解决的问题之一。

对于外源性面源污染，较为成熟的应对措施主要包括修建人工湿地、构筑湖滨生态带等。有关人工湿地净化效果的实验表明，表面流人工湿地在引入水生植物后，不仅显著降低了水体蒸发量，而且显著降低了CODCr、总氮(TN)、NH4+-N的含量，与初始状态相比CODCr和TN的含量分别下降了58.91%和76.67%[18]；美国加州桑迪的实验发现，人工湿地在水力停留时间达到5.5 d时，重金属污染物铜、锌、镉的去除率分别达到了99%，97%，99%，表明人工湿地在适当的条件下能有效地起到净化水体的作用。但人工湿地也存在占地面积大、有机物富集、冬季处理效果差等不利因素，随着该领域研究的不断深入，新工艺的开发(如污水前处理技术、潜流式人工湿地、垂直流人工湿地等)有效缓解了这些问题[19]，近年来，吴振斌等在北京奥林匹克公园等重大工程中应用复合垂直流人工湿地均取得了良好效果。许多城市都加强了湖滨生态带的建设，湖滨生态带是健全的湖泊生态系统重要的组成部分，在截污、过滤、控制沉积和侵蚀等方面起着重要的作用。湖滨生态带的建设可以有效缓解面源污染带来的危害，对改善湖泊水质起到了重要的作用。

3.2 内源性污染

内源性营养盐对湖泊营养等级有着重要的影响，而底泥是内源性营养盐的主要来源之一。国内外长期的生态调查结果表明，底泥的理化性质如氧化还原电位、营养状况、物理性状等变化对沉水植物的衰退起着重要的作用[20]。

帕尔马大学在2012年的一项实验研究表明，在相同的培养周期内，种植有沉水植物的底泥氧化还原电位一直高于0 mV，未种植植物的贫营养底泥氧化还原电位从最开始的+57 mV下降到-57 mV，而富营养底泥则降到了-133 mV[21]。当氧化电位较高，底泥处于好养状态时，底泥中的磷大多以沉积物的形式沉淀在底泥当中，但当氧化还原电位下降，底泥处于厌氧状态时，沉积物中主要与Ca2+、Fe3+、Al3+离子结合的磷均会受到不同程度的影响；如Fe3+被还原为Fe2+，磷酸铁盐变成可溶的磷酸亚铁盐，这一过程使得沉积物中的磷释放到水体中去，并影响水生植物及浮游植物的生长分布,对湖泊的生态修复有着严重的影响[22]。

沉水植物在富营养底质及水体中具有过量吸收同化营养盐的特性，会造成其根系减少、植株矮小、生物量及生长速率明显下降等不利影响[23]。中国科学院水生生物研究所2008年在武汉东湖开展的中等规模实验表明，高营养环境影响苦草的碳氮代谢水平并抑制苦草(Vallisneria natans)生长，因为植物组织中大量积累氨氮导致氮代谢水平改变，产生大量的游离氨基酸，植物组织中积累过量的氨并产生生理毒害，与此同时，植物叶片中大量积累可溶性糖应对胁迫又导致根部可溶性糖减少，导致根部生长及新芽的产生收到影响。此外，底泥中有机物质的大量积累、分解，会导致植物根系缺氧。加上有机物分解产生的有毒物质如硫化物等[24]，使植物根系、茎叶的生长明显受到抑制，严重阻碍水生植物的生长、分布进程。

底泥的物理性状与沉水植物根系的生长以及扎根深度有着密切的关联，底泥质地疏松的湖泊由于易受外界扰动发生再悬浮，且单位体积营养含量低导致根系无法正常生长分布并向植物组织输送营养物质[25-26]，所以不利于水生植物的生长。国外也有试验表明，篦齿眼子菜在不同质地的底泥条件下其总生物量、地下茎长度和根冠比也有明显的不同[27]；荷兰的Breukeleveen湖和杭州西湖在恢复水生植物群落的过程中，都遇到过由于底质过于松软(炉灰土质)水生植物难以存活的现象[28]。

目前污染底泥的控制技术主要有2种：①原位处理技术，即采取措施将无污染的清洁材料铺到底泥上阻止底泥污染物进入水体。研究表明，原位覆盖能有效防止底泥中PCBs、PAH及重金属进入水体，对水质有明显的改善作用[29]。但采用原位覆盖技术也应考虑该水域外源污染物是否得到了有效控制，防止覆盖物上形成新的污染底泥、底泥污染物毒性和迁移性高低、水体是否受到水力、风力等扰动等因素的影响[30]；②异位处理技术，即对污染底泥进行挖掘、疏浚后在别处进行后续处理。西湖底泥疏浚工程的研究表明，疏浚工程明显降低了表层10 cm沉积物中有机质、TN和有机磷的含量，主要的富营养化相关指标均得到了改善，且浮游植物密度、生物量均有不同程度下降，浮游动物群落种类有所增加[31]。中国科学院南京地理与湖泊研究所的研究结果表明，底泥疏浚改善水质的效果与疏浚方法有关。适当的疏浚虽能在短期内改善水质，但如果不能有效控制外源性输入，优化水生生态系统结构，从月以及季以上时段来看，仅仅疏浚底泥来控制湖泊富营养化所能起到的作用是有限的[32]。另外，疏浚过深使湖泊水位上升，湖泊深处的有效光照减弱，对部分沉水植物的生长有不利影响，对底栖生物也有一定的危害，同时使微生物胞外酶活性降低影响沉积物代谢功能。因而，选择合理的疏浚方式、疏浚深度与疏浚时令是展开疏浚工程时应着重考虑的问题[33]。

3.3 生物因子的影响

马剑敏在武汉莲花湖利用狐尾藻(Myriophyllumverticillatum)、伊乐藻(Elodea canadensis)等修复水生生态系统的过程中，就曾遇到过由于湖泊管理者私放鱼苗致使水生植物群落遭到破坏，湖泊原本受到控制的水质再次恶化的情况[5]。由此可见食草性鱼类及其他水生动物通过直接牧食或者游动对水生植物茎叶造成机械性损伤并扰动水体使能见度降低、有效光合辐射下降，影响水生植物的生长。因此，合理控制湖泊中的生物种类及数量也是湖泊生态修复工程中需要加以考虑的因素[34]；由于城市湖泊水体的高富营养化，一方面导致了沉水植物对浮游藻类的营养竞争作用减弱，使浮游藻类能大量生长。试验表明在总氮为0.4～2.5 mg/L的中低营养盐浓度下，苦草能促进附着藻类生长而抑制浮游藻类，但在总氮浓度为4.5～6.5 mg/L的高营养盐浓度下，虽然苦草对附着藻类的抑制率近80%，但对浮游藻类的抑制却减弱甚至消失了[35]。另一方面，这些附着藻类以及浮游藻类又通过物理遮光以及散射作用极大的削弱了到达沉水植物表面的有效光照，抑制了沉水植物叶绿素a的合成，并通过化感作用以及可利用溶解无机碳的竞争优势进一步影响沉水植物的光合作用[36]。国内针对梅梁湾附着生物与水生植物的试验也表明，附着生物对水生植物初级生产力的抑制高达60%～90%[6]。

目前控制浮游植物的方法，主要有3种:①物理方法,包括机械除藻、曝气法、活性炭吸附、膜分离技术、超声波除藻等技术，以上这些措施均能在短时间内改善水质，但因其只是暂时减少了藻类数量，并未改变藻类的生长环境，在条件适宜的情况下藻类会再次大量繁殖，反而给水环境带来更多的负面影响，所以并未大面积推广；②化学方法，向水体中直接投放氧化性灭藻剂及非氧化性灭藻剂，或者采用化学混凝方法降低水体浊度，去除藻类。虽然化学控藻成本较低，且见效较快，也能较为有效的控制藻类，兰智文等[37]在围隔试验中使用铁盐、铝盐做增效剂，提高了硫酸铜的除藻效果，Cu2+在0.2～0.3 mg/L的浓度下就能有效控制微囊藻水华。但使用杀藻剂也存在藻类产生抗药性、危害水生动物、重金属离子富集等问题。如硫酸铜在杀死藻类的同时也使得藻类释放的藻毒素进入水体，对水生动物以及鱼类产生危害。另外，通过杀藻剂来控制藻类也受到湖泊面积等多方面的影响，大面积的自然湖泊使用杀藻剂耗费大量人力、物力，且杀藻剂易被稀释及分解，效果也难以得到保障，所以中小面积的城市湖泊较适宜此方法。目前，由于杀藻剂在水生生物体内富集及其造成的短期危害性不显著，所以少有关于杀藻剂及其降解产物对水质状况及水生生物毒理方面的中长期研究，但从长远来看，这方面的研究也是有着重要意义[38]；③生物-生态学方法，主要是指利用水生动、植物及微生物、菌类多方面的生态功能起到控藻、抑藻的作用。水生植物通过营养竞争及化感作用影响藻类生长，同时食藻性鱼类通过滤食也能大量减少藻类数量[13]。此外，溶藻细菌在控制藻类生物量方面也有非常好的作用，彭超等[39]分离出的三株分属葡萄球菌属、芽孢菌属、节杆菌属的溶藻细菌能很好的溶解鲍氏织浅藻、念珠藻、鱼腥藻、坑形席藻、铜绿微囊藻、鞘丝藻等多种蓝藻，并且3株溶藻细菌的培养液的过滤溶液也有一定的溶藻效应。国外研究也认为，水华的突然消亡可能与溶藻细菌的感染有关[40]，但目前国内外关于溶藻细菌的研究都尚处于实验室阶段，还未将溶藻病毒、菌类等成功的应用于天然水体中。可以预见，关于溶藻细菌的研究会成为生态-生态控藻技术的热点之一。

3.4 主要生态因子的影响

光照水平是影响水生植物生长的重要因素，如苦草种子发芽和生长，因其对光照强度变化的响应不同，不同光强下种子的萌发率和生物量明显不同，只有在一定光强范围内，苦草种子的发芽和生长才能到最佳状态。城市湖泊中也会出现因为水生植物的叶片大量生长并漂浮于水面，造成的遮光及其它效应对生态位在深水处的沉水植物造成胁迫，使水生植物群落丰富度降低的现象。

另外，在对牧野湖长约1年半的监测表明，由于城市湖泊较少收纳工厂排出的酸碱废水，所以pH并不会产生剧烈的波动。但在pH变化较大的湖泊，pH对底泥氮、磷及其它营养盐的释放也是有相当重要的影响[41]。

水生植物的生长、繁殖都有其适宜的温度范围，如菹草(Potamogeton crispus)生长的最适宜温度为15℃～25℃，在20℃附近光合产氧量最高。低温胁迫对水生植物的光合作用以及正常的代谢活动均有极明显的抑制作用。试验表明，只有当温度在适宜的范围内，部分沉水植物的石芽才能正常发芽[42]，而植物繁殖体对温度的适应性也直接影响具有相似生活史的水生植物种群的种间竞争结果。因而在构建水生植物群落时，需考虑到不同种群对温度的适应性，合理搭配水生植物群落。

3.5 水文因子的影响

水位波动对水生植被的恢复也有着显著的影响[5]，在对Okeechobee湖28 a的观测资料显示，沉水植物现存量与高水位呈负相关关系，连续稳定的高水位将延缓水生植被的恢复[43-44]，尤其是在夏季多雨期及换水时，需注意调控城市湖泊水位避免因水位剧烈波动带来的不利影响。C.E.Korschgen等[45]也认为，当浊度小于20 mg/L,光照深度为1～1.5 m，才能使水生植物能正常生长和繁殖。

本人所在实验室参与的“国家水体污染控制与治理专项-典型南方城市景观湖泊水质改善与水生植物构建技术专题”在西湖茅家埠景区观察到，因该区域设有游船码头，主航道以及码头附近水域由于行船带来的扰动，使附近水域水生植物的生长状况明显弱于未受扰动的区域。针对游船行驶等人类活动形成的扰动，目前可以采取的措施主要是：在码头附近种植芦苇、香蒲等挺水植物，减少游船数量，放慢船速，必要时可在部分区域增设水下光源以弥补沉水植物因扰动引起的光照不足。

此外水流速度对水生植物的分布及生长也有着影响[46]。以牧野湖为例，该湖泊会定期从黄河引水来补充并改善湖泊水质，另外到雨季时由于泄洪需要，牧野湖的水位及水流速度都会发生巨大的变化。过快的水流速会影响水体中氧气、二氧化碳等的交换，由于水流造成的拉伸、拖拽等作用会直接影响水生植物的生长，并且部分水生植物的种子、石芽、冬芽等也被水流冲走，从而影响水生植物群落的分布。

综上所述，在湖泊生态修复进程中影响水生植物生长、分布的生态因子间有着密切的关联，如部分水生植物在夏季缺乏有效光合辐射以及pH较高的环境下会衰败、死亡；同时pH较高，OH-会与PO43-发生配体交换反应而造成Fe-P/Al-P的释放[47]，使得更多的内源磷伴随着其它营养盐大量进入水体，引起水体的富营养化；加上人类干扰、鱼类及其他水生动物、浮游植物等综合作用下共同影响水生植物生长、分布。所以，在利用水生植物修复湖泊水体的时候，必须综合考虑多方面生态因子会对其所造成的影响。

4 结 语

据2011年环保部最新数据显示，西湖以及大明湖水质已由连续多年的V类水质转为Ⅲ类水质，玄武湖也由V类水质变为Ⅳ类水质，昆明湖也保持从2009年至今的Ⅳ水质。这也从一个侧面反映出城市管理者逐步认识到城市湖泊在人文、经济以及生态多方面的重要作用，并且在受污染城市湖泊的修复方面也做出努力并取得了一定的成果。

国内外湖泊生态修复成功的实例表明，河流湖泊等水生生态系统的保护需要法律法规的制定、环保理念的宣传普及；水体的修复需要长期、合理地规划，以及大量资金的支持，例如瑞典面积仅1 km2的Frumman湖，费时22 a耗资90万美元才治理完毕；日本在2011年仅用于健康湖泊流域水循环一项的预算就达1.52亿日元[1]。相信伴随着城市化进程的不断加快，如何更加合理地规划、管理、保护城市湖泊，并在其能承载的范围内更加有效地利用其多方面的功能，将会是今后有关于城市湖泊研究方面的热点问题之一。

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