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(河南師范大學 生命科學學院，河南 新鄉(xiāng) 453007)

1 研究背景

人們喜歡逐水而居，許多城市都在河畔或湖邊形成，這些水體成為城市的一張名片。伴隨著經濟發(fā)展及城市化進程的不斷加劇，許多沒有湖泊的城市也在市區(qū)及近郊地區(qū)改道、引河入市或人工挖掘興建城市內湖，以適應城市發(fā)展多方面的需求。但由于城市的特殊環(huán)境，城市湖泊往往更易受到污染。雖然城市湖泊的主要修復機理與自然湖泊相似，但與遠離城區(qū)的自然湖泊相比，具有污染出現(xiàn)早、程度重、治理難度大等特點，同時也更受關注。引進水生植物有利于重建水生生態(tài)系統(tǒng)并對湖泊的生態(tài)修復起著非常重要的作用，但水生生態(tài)環(huán)境的恢復以及非生物環(huán)境的改變往往需要數(shù)年甚至更長時間，如國際上治理最成功的華盛頓湖就歷時近17 a，耗資1.3億美元[1]。因此，通過降低富營養(yǎng)化水平恢復水生植物群落，實現(xiàn)對湖泊的生態(tài)修復也是一個長期的過程，但目前許多生態(tài)修復工程常希望能在短期內取得成效，且過度依賴水生植物群落在凈化水質方面的作用，這也是湖泊修復工程鮮有成效的原因。

文章旨在介紹經典的生態(tài)修復理論近年來在國內外的應用及發(fā)展現(xiàn)狀，有針對性地討論了這些理論指導下城市湖泊生態(tài)修復過程中出現(xiàn)的問題，并提出相應的解決方案，對其他的城市湖泊生態(tài)修復工程有著一定的借鑒指導作用。

2 城市湖泊污染現(xiàn)狀及其修復的主要理論依據(jù)

2.1 城市湖泊的功能及特點

從城市湖泊的功能來分類，大致可將城市湖泊分為：①匯水蓄洪式城市湖泊；②區(qū)域水源式城市湖泊；③休閑游娛式城市湖泊；④生態(tài)棲息地式城市湖泊[2]。人工或半人工修建的城市湖泊，與自然湖泊相比，除去在維護生物多樣性、調節(jié)局部小氣候、涵養(yǎng)凈化水質、調節(jié)徑流，防洪減災等生態(tài)方面的作用，其在美化城市、休閑娛樂、文化運動等人文景觀等方面的作用也很突出。

2.2 城市湖泊污染現(xiàn)狀及其背景

根據(jù)國家環(huán)保部官網(wǎng)數(shù)據(jù)，2006年至2010年環(huán)保部所監(jiān)測的5個典型城市湖泊中，西湖、大明湖、玄武湖均為劣V類或V類水質；武漢東湖在2006年至2008年3年間呈劣V類水質，2009年至2011年為Ⅳ類水質；昆明湖在2006、2007年為Ⅲ類水質，2009至2011年為Ⅳ類水質。且所有監(jiān)測的城市湖泊均呈現(xiàn)出不同程度的富營養(yǎng)化。可見城市湖泊水質狀況不容樂觀?？傮w而言，國外主要是通過嚴格截污、強化湖泊流域的管理，然后以自然恢復為主，輔以人工強化的湖泊生態(tài)修復措施控制水體富營養(yǎng)化[3]；在國內，自從“十五”國家設立重大水專項以來，也陸續(xù)在各地開展了湖泊生態(tài)修復方面的研究和工程示范，因為湖泊污染控制的復雜性和艱巨性，所以極少有在大面積湖泊的整個水域取得明顯成效的案例，但在較小湖泊中有成功的案例，如武漢的月湖和蓮花湖[4-5]。

2.3 湖泊生態(tài)修復的主要理論

目前公認的湖泊生態(tài)修復的理論主要有3個：多穩(wěn)態(tài)理論、營養(yǎng)鹽濃度限制理論和生物操縱理論。

2.3.1 多穩(wěn)態(tài)理論及其應用

多穩(wěn)態(tài)理論是在20世紀80年代由歐洲的湖泊學家提出的，即在相同的外部條件下，湖泊既可以處在浮游植物占優(yōu)勢的藻型濁水態(tài)，也可以處于沉水植物占優(yōu)勢的草型清水態(tài)，兩者之間存在著一個臨界閾值。國內學者秦伯強提出的閾值理論[6]，即多穩(wěn)態(tài)理論的體現(xiàn)。除此之外，R.J.Hobbs和D.A.Norton[7]共同提出的退化生態(tài)系統(tǒng)恢復的臨界閾值理論也是多穩(wěn)態(tài)理論的體現(xiàn)。即在脅迫下未退化的狀態(tài)1能轉化為部分退化的狀態(tài)2，3，但需脅迫越過一個臨界閾值狀態(tài)2，3才能過渡到完全退化的狀態(tài)4。李文朝[8]在太湖各湖區(qū)的狀態(tài)演變過程中提出保護東太湖生態(tài)環(huán)境和治理浮游生物的策略及技術路線，并通過一系列試驗證明了利用多穩(wěn)態(tài)理論指導湖泊修復的可行性。

2.3.2 營養(yǎng)鹽濃度限制理論及其應用

營養(yǎng)鹽濃度限制理論強調營養(yǎng)鹽對生物群落的限制與驅動是湖泊多穩(wěn)態(tài)保持和轉化的動力，即當營養(yǎng)鹽濃度在一定范圍內波動時，淺水湖泊會出現(xiàn)清水和濁水2種不同的平衡狀態(tài)并且隨著波動在兩者之間轉換[9]。對21個歐美湖泊和1個北美湖泊生態(tài)恢復過程中的長時間序列分析表明，降低外源營養(yǎng)負荷是迄今為止湖泊恢復最直接的途徑[10]。與此同時，對歐洲35個通過削減外源負荷而發(fā)生貧營養(yǎng)化湖泊進行的長期研究發(fā)現(xiàn)，外源磷負荷的下降導致大部分湖泊中湖內總磷濃度下降、葉綠素a濃度下降和透明度升高[11]。另外，丹麥圍隔試驗也發(fā)現(xiàn)，中等高濃度磷水平下，1.2mg/L以上的總氮可導致沉水植物消失，并獲得與此一致的湖泊水生植物消失的范圍證據(jù)[12]。

2.3.3 生物操縱理論及其應用

生物操縱包含經典和非經典2種實現(xiàn)方式，基本原理都是通過對湖泊中生物及其所處環(huán)境的操縱，改善湖泊生態(tài)系統(tǒng)，使得藻類尤其是藍藻類生物量下降。近年來，生態(tài)系統(tǒng)響應的復雜性、上行效應以及濾食性魚類對浮游生物群落結構的營養(yǎng)調節(jié)作用也被涵蓋為生物操縱的一部分。與歐美地區(qū)通過增加肉食性魚類來減少食浮游動物魚類數(shù)量，以達到用浮游動物控制藻類的經典生物操縱方法所不同，國內學者謝平等[13-14]采用直接放養(yǎng)濾食性魚類的方法來控制藻類。在武漢東湖歷時3年多的實驗成功驗證了濾食性魚類如鰱魚、鳙魚等在藍藻水華的控制過程中起了決定性作用且能通過牧食直接消除水華；與此同時，云南滇池、江蘇太湖等地也驗證了類似的生物操縱理論能有效抑制藍藻水華的爆發(fā)。該技術對于不能有效控制外源性營養(yǎng)鹽輸入以及浮游動物不能有效控制藻類生產力的湖泊富營養(yǎng)化治理有著重要的創(chuàng)新思路及可實踐性。

3 構建水生植物群落的主要脅迫因子及其應對策略

3.1 外源性污染

隨著城市化進程加快、城市人口數(shù)量增長，大量點源污染源如工業(yè)廢水、生活污水及其他固定排放源排出的未經處理的污水和街道、地表的雨水徑流等面源污染源帶著大量的營養(yǎng)鹽流入城市內湖。一方面造成湖泊水體的富營養(yǎng)化，使水生植物群落大量消失造成水生生態(tài)系統(tǒng)失衡，湖泊原本能起到的調節(jié)局部小氣候、凈化水質等功能喪失；另一方面，流入湖泊中的氮、磷等元素以及有機物、植物殘體等伴隨著循環(huán)最終被湖泊底泥所吸收，形成內源性污染。

當前，我國的大部分淺水湖泊都是由于外源性營養(yǎng)鹽負荷過高使得水生植物群落的生長受到脅迫直至消失。滇池、巢湖、太湖等重點治理區(qū)域均屬于此種情況。根據(jù)2005年對丹麥200多個湖泊的總氮、總磷濃度與水生植物覆蓋度的調查結果，當總磷濃度達到0.1 mg/L以上，總氮濃度達到2 mg/L以上時，水生植物的覆蓋度幾乎趨于零[15]。國外許多試驗也表明，對于受大面積、長時間污染的水體，僅減少外源營養(yǎng)鹽的輸入根本無法有效控制湖泊富營養(yǎng)化和水質惡化，如荷蘭的Vesijarvi湖將水體磷負荷由0.15 mg/L降到0.05 mg/L后，藍藻水華仍持續(xù)了10多年[16]，這是由營養(yǎng)鹽在湖內的沉積和湖泊生態(tài)系統(tǒng)的轉化利用功能導致的。湖內營養(yǎng)鹽濃度和生態(tài)系統(tǒng)結構對外源營養(yǎng)負荷下降產生完全響應需要相當長時間，統(tǒng)計表明，溫帶湖泊在削減外源磷負荷后的新平衡一般需要10～15 a，而消減外源氮后達到平衡大約需5～10 a[10]?？邓固勾拇髮W在2011年的一項研究表明，在高富營養(yǎng)條件下，部分沉水植物群落豐富度會降低，因為底泥-間隙水-上覆水三者間營養(yǎng)鹽的物質交換對湖泊水體的營養(yǎng)鹽負荷及富營養(yǎng)化狀態(tài)的高低有著重要的影響[17]。由此可見，內源性污染也是湖泊修復的一個重要影響因素。因此，如何有效控制內、外源性營養(yǎng)鹽含量，形成一個有利于水生植物群落恢復的水質條件對城市湖泊的生態(tài)修復有著重要的意義。

對于外源性點源污染，許多國家及地區(qū)采取不斷完善城市污水管網(wǎng)系統(tǒng)，收集污水并運送到污水處理廠集中處理的措施。處理后的污水可達到灌溉及市政用水的標準，實現(xiàn)了資源再利用。但部分污染源較為分散，排量小，不利于市政管網(wǎng)的布設，所造成的污染往往難以得到有效控制，是當前需要解決的問題之一。

對于外源性面源污染，較為成熟的應對措施主要包括修建人工濕地、構筑湖濱生態(tài)帶等。有關人工濕地凈化效果的實驗表明，表面流人工濕地在引入水生植物后，不僅顯著降低了水體蒸發(fā)量，而且顯著降低了CODCr、總氮(TN)、NH4+-N的含量，與初始狀態(tài)相比CODCr和TN的含量分別下降了58.91%和76.67%[18]；美國加州桑迪的實驗發(fā)現(xiàn)，人工濕地在水力停留時間達到5.5 d時，重金屬污染物銅、鋅、鎘的去除率分別達到了99%，97%，99%，表明人工濕地在適當?shù)臈l件下能有效地起到凈化水體的作用。但人工濕地也存在占地面積大、有機物富集、冬季處理效果差等不利因素，隨著該領域研究的不斷深入，新工藝的開發(fā)(如污水前處理技術、潛流式人工濕地、垂直流人工濕地等)有效緩解了這些問題[19]，近年來，吳振斌等在北京奧林匹克公園等重大工程中應用復合垂直流人工濕地均取得了良好效果。許多城市都加強了湖濱生態(tài)帶的建設，湖濱生態(tài)帶是健全的湖泊生態(tài)系統(tǒng)重要的組成部分，在截污、過濾、控制沉積和侵蝕等方面起著重要的作用。湖濱生態(tài)帶的建設可以有效緩解面源污染帶來的危害，對改善湖泊水質起到了重要的作用。

3.2 內源性污染

內源性營養(yǎng)鹽對湖泊營養(yǎng)等級有著重要的影響，而底泥是內源性營養(yǎng)鹽的主要來源之一。國內外長期的生態(tài)調查結果表明，底泥的理化性質如氧化還原電位、營養(yǎng)狀況、物理性狀等變化對沉水植物的衰退起著重要的作用[20]。

帕爾馬大學在2012年的一項實驗研究表明，在相同的培養(yǎng)周期內，種植有沉水植物的底泥氧化還原電位一直高于0 mV，未種植植物的貧營養(yǎng)底泥氧化還原電位從最開始的+57 mV下降到-57 mV，而富營養(yǎng)底泥則降到了-133 mV[21]。當氧化電位較高，底泥處于好養(yǎng)狀態(tài)時，底泥中的磷大多以沉積物的形式沉淀在底泥當中，但當氧化還原電位下降，底泥處于厭氧狀態(tài)時，沉積物中主要與Ca2+、Fe3+、Al3+離子結合的磷均會受到不同程度的影響；如Fe3+被還原為Fe2+，磷酸鐵鹽變成可溶的磷酸亞鐵鹽，這一過程使得沉積物中的磷釋放到水體中去，并影響水生植物及浮游植物的生長分布,對湖泊的生態(tài)修復有著嚴重的影響[22]。

沉水植物在富營養(yǎng)底質及水體中具有過量吸收同化營養(yǎng)鹽的特性，會造成其根系減少、植株矮小、生物量及生長速率明顯下降等不利影響[23]。中國科學院水生生物研究所2008年在武漢東湖開展的中等規(guī)模實驗表明，高營養(yǎng)環(huán)境影響苦草的碳氮代謝水平并抑制苦草(Vallisneria natans)生長，因為植物組織中大量積累氨氮導致氮代謝水平改變，產生大量的游離氨基酸，植物組織中積累過量的氨并產生生理毒害，與此同時，植物葉片中大量積累可溶性糖應對脅迫又導致根部可溶性糖減少，導致根部生長及新芽的產生收到影響。此外，底泥中有機物質的大量積累、分解，會導致植物根系缺氧。加上有機物分解產生的有毒物質如硫化物等[24]，使植物根系、莖葉的生長明顯受到抑制，嚴重阻礙水生植物的生長、分布進程。

底泥的物理性狀與沉水植物根系的生長以及扎根深度有著密切的關聯(lián)，底泥質地疏松的湖泊由于易受外界擾動發(fā)生再懸浮，且單位體積營養(yǎng)含量低導致根系無法正常生長分布并向植物組織輸送營養(yǎng)物質[25-26]，所以不利于水生植物的生長。國外也有試驗表明，篦齒眼子菜在不同質地的底泥條件下其總生物量、地下莖長度和根冠比也有明顯的不同[27]；荷蘭的Breukeleveen湖和杭州西湖在恢復水生植物群落的過程中，都遇到過由于底質過于松軟(爐灰土質)水生植物難以存活的現(xiàn)象[28]。

目前污染底泥的控制技術主要有2種：①原位處理技術，即采取措施將無污染的清潔材料鋪到底泥上阻止底泥污染物進入水體。研究表明，原位覆蓋能有效防止底泥中PCBs、PAH及重金屬進入水體，對水質有明顯的改善作用[29]。但采用原位覆蓋技術也應考慮該水域外源污染物是否得到了有效控制，防止覆蓋物上形成新的污染底泥、底泥污染物毒性和遷移性高低、水體是否受到水力、風力等擾動等因素的影響[30]；②異位處理技術，即對污染底泥進行挖掘、疏浚后在別處進行后續(xù)處理。西湖底泥疏浚工程的研究表明，疏浚工程明顯降低了表層10 cm沉積物中有機質、TN和有機磷的含量，主要的富營養(yǎng)化相關指標均得到了改善，且浮游植物密度、生物量均有不同程度下降，浮游動物群落種類有所增加[31]。中國科學院南京地理與湖泊研究所的研究結果表明，底泥疏浚改善水質的效果與疏浚方法有關。適當?shù)氖杩ｋm能在短期內改善水質，但如果不能有效控制外源性輸入，優(yōu)化水生生態(tài)系統(tǒng)結構，從月以及季以上時段來看，僅僅疏浚底泥來控制湖泊富營養(yǎng)化所能起到的作用是有限的[32]。另外，疏浚過深使湖泊水位上升，湖泊深處的有效光照減弱，對部分沉水植物的生長有不利影響，對底棲生物也有一定的危害，同時使微生物胞外酶活性降低影響沉積物代謝功能。因而，選擇合理的疏浚方式、疏浚深度與疏浚時令是展開疏浚工程時應著重考慮的問題[33]。

3.3 生物因子的影響

馬劍敏在武漢蓮花湖利用狐尾藻(Myriophyllumverticillatum)、伊樂藻(Elodea canadensis)等修復水生生態(tài)系統(tǒng)的過程中，就曾遇到過由于湖泊管理者私放魚苗致使水生植物群落遭到破壞，湖泊原本受到控制的水質再次惡化的情況[5]。由此可見食草性魚類及其他水生動物通過直接牧食或者游動對水生植物莖葉造成機械性損傷并擾動水體使能見度降低、有效光合輻射下降，影響水生植物的生長。因此，合理控制湖泊中的生物種類及數(shù)量也是湖泊生態(tài)修復工程中需要加以考慮的因素[34]；由于城市湖泊水體的高富營養(yǎng)化，一方面導致了沉水植物對浮游藻類的營養(yǎng)競爭作用減弱，使浮游藻類能大量生長。試驗表明在總氮為0.4～2.5 mg/L的中低營養(yǎng)鹽濃度下，苦草能促進附著藻類生長而抑制浮游藻類，但在總氮濃度為4.5～6.5 mg/L的高營養(yǎng)鹽濃度下，雖然苦草對附著藻類的抑制率近80%，但對浮游藻類的抑制卻減弱甚至消失了[35]。另一方面，這些附著藻類以及浮游藻類又通過物理遮光以及散射作用極大的削弱了到達沉水植物表面的有效光照，抑制了沉水植物葉綠素a的合成，并通過化感作用以及可利用溶解無機碳的競爭優(yōu)勢進一步影響沉水植物的光合作用[36]。國內針對梅梁灣附著生物與水生植物的試驗也表明，附著生物對水生植物初級生產力的抑制高達60%～90%[6]。

目前控制浮游植物的方法，主要有3種:①物理方法,包括機械除藻、曝氣法、活性炭吸附、膜分離技術、超聲波除藻等技術，以上這些措施均能在短時間內改善水質，但因其只是暫時減少了藻類數(shù)量，并未改變藻類的生長環(huán)境，在條件適宜的情況下藻類會再次大量繁殖，反而給水環(huán)境帶來更多的負面影響，所以并未大面積推廣；②化學方法，向水體中直接投放氧化性滅藻劑及非氧化性滅藻劑，或者采用化學混凝方法降低水體濁度，去除藻類。雖然化學控藻成本較低，且見效較快，也能較為有效的控制藻類，蘭智文等[37]在圍隔試驗中使用鐵鹽、鋁鹽做增效劑，提高了硫酸銅的除藻效果，Cu2+在0.2～0.3 mg/L的濃度下就能有效控制微囊藻水華。但使用殺藻劑也存在藻類產生抗藥性、危害水生動物、重金屬離子富集等問題。如硫酸銅在殺死藻類的同時也使得藻類釋放的藻毒素進入水體，對水生動物以及魚類產生危害。另外，通過殺藻劑來控制藻類也受到湖泊面積等多方面的影響，大面積的自然湖泊使用殺藻劑耗費大量人力、物力，且殺藻劑易被稀釋及分解，效果也難以得到保障，所以中小面積的城市湖泊較適宜此方法。目前，由于殺藻劑在水生生物體內富集及其造成的短期危害性不顯著，所以少有關于殺藻劑及其降解產物對水質狀況及水生生物毒理方面的中長期研究，但從長遠來看，這方面的研究也是有著重要意義[38]；③生物-生態(tài)學方法，主要是指利用水生動、植物及微生物、菌類多方面的生態(tài)功能起到控藻、抑藻的作用。水生植物通過營養(yǎng)競爭及化感作用影響藻類生長，同時食藻性魚類通過濾食也能大量減少藻類數(shù)量[13]。此外，溶藻細菌在控制藻類生物量方面也有非常好的作用，彭超等[39]分離出的三株分屬葡萄球菌屬、芽孢菌屬、節(jié)桿菌屬的溶藻細菌能很好的溶解鮑氏織淺藻、念珠藻、魚腥藻、坑形席藻、銅綠微囊藻、鞘絲藻等多種藍藻，并且3株溶藻細菌的培養(yǎng)液的過濾溶液也有一定的溶藻效應。國外研究也認為，水華的突然消亡可能與溶藻細菌的感染有關[40]，但目前國內外關于溶藻細菌的研究都尚處于實驗室階段，還未將溶藻病毒、菌類等成功的應用于天然水體中?？梢灶A見，關于溶藻細菌的研究會成為生態(tài)-生態(tài)控藻技術的熱點之一。

3.4 主要生態(tài)因子的影響

光照水平是影響水生植物生長的重要因素，如苦草種子發(fā)芽和生長，因其對光照強度變化的響應不同，不同光強下種子的萌發(fā)率和生物量明顯不同，只有在一定光強范圍內，苦草種子的發(fā)芽和生長才能到最佳狀態(tài)。城市湖泊中也會出現(xiàn)因為水生植物的葉片大量生長并漂浮于水面，造成的遮光及其它效應對生態(tài)位在深水處的沉水植物造成脅迫，使水生植物群落豐富度降低的現(xiàn)象。

另外，在對牧野湖長約1年半的監(jiān)測表明，由于城市湖泊較少收納工廠排出的酸堿廢水，所以pH并不會產生劇烈的波動。但在pH變化較大的湖泊，pH對底泥氮、磷及其它營養(yǎng)鹽的釋放也是有相當重要的影響[41]。

水生植物的生長、繁殖都有其適宜的溫度范圍，如菹草(Potamogeton crispus)生長的最適宜溫度為15℃～25℃，在20℃附近光合產氧量最高。低溫脅迫對水生植物的光合作用以及正常的代謝活動均有極明顯的抑制作用。試驗表明，只有當溫度在適宜的范圍內，部分沉水植物的石芽才能正常發(fā)芽[42]，而植物繁殖體對溫度的適應性也直接影響具有相似生活史的水生植物種群的種間競爭結果。因而在構建水生植物群落時，需考慮到不同種群對溫度的適應性，合理搭配水生植物群落。

3.5 水文因子的影響

水位波動對水生植被的恢復也有著顯著的影響[5]，在對Okeechobee湖28 a的觀測資料顯示，沉水植物現(xiàn)存量與高水位呈負相關關系，連續(xù)穩(wěn)定的高水位將延緩水生植被的恢復[43-44]，尤其是在夏季多雨期及換水時，需注意調控城市湖泊水位避免因水位劇烈波動帶來的不利影響。C.E.Korschgen等[45]也認為，當濁度小于20 mg/L,光照深度為1～1.5 m，才能使水生植物能正常生長和繁殖。

本人所在實驗室參與的“國家水體污染控制與治理專項-典型南方城市景觀湖泊水質改善與水生植物構建技術專題”在西湖茅家埠景區(qū)觀察到，因該區(qū)域設有游船碼頭，主航道以及碼頭附近水域由于行船帶來的擾動，使附近水域水生植物的生長狀況明顯弱于未受擾動的區(qū)域。針對游船行駛等人類活動形成的擾動，目前可以采取的措施主要是：在碼頭附近種植蘆葦、香蒲等挺水植物，減少游船數(shù)量，放慢船速，必要時可在部分區(qū)域增設水下光源以彌補沉水植物因擾動引起的光照不足。

此外水流速度對水生植物的分布及生長也有著影響[46]。以牧野湖為例，該湖泊會定期從黃河引水來補充并改善湖泊水質，另外到雨季時由于泄洪需要，牧野湖的水位及水流速度都會發(fā)生巨大的變化。過快的水流速會影響水體中氧氣、二氧化碳等的交換，由于水流造成的拉伸、拖拽等作用會直接影響水生植物的生長，并且部分水生植物的種子、石芽、冬芽等也被水流沖走，從而影響水生植物群落的分布。

綜上所述，在湖泊生態(tài)修復進程中影響水生植物生長、分布的生態(tài)因子間有著密切的關聯(lián)，如部分水生植物在夏季缺乏有效光合輻射以及pH較高的環(huán)境下會衰敗、死亡；同時pH較高，OH-會與PO43-發(fā)生配體交換反應而造成Fe-P/Al-P的釋放[47]，使得更多的內源磷伴隨著其它營養(yǎng)鹽大量進入水體，引起水體的富營養(yǎng)化；加上人類干擾、魚類及其他水生動物、浮游植物等綜合作用下共同影響水生植物生長、分布。所以，在利用水生植物修復湖泊水體的時候，必須綜合考慮多方面生態(tài)因子會對其所造成的影響。

4 結 語

據(jù)2011年環(huán)保部最新數(shù)據(jù)顯示，西湖以及大明湖水質已由連續(xù)多年的V類水質轉為Ⅲ類水質，玄武湖也由V類水質變?yōu)棰纛愃|，昆明湖也保持從2009年至今的Ⅳ水質。這也從一個側面反映出城市管理者逐步認識到城市湖泊在人文、經濟以及生態(tài)多方面的重要作用，并且在受污染城市湖泊的修復方面也做出努力并取得了一定的成果。

國內外湖泊生態(tài)修復成功的實例表明，河流湖泊等水生生態(tài)系統(tǒng)的保護需要法律法規(guī)的制定、環(huán)保理念的宣傳普及；水體的修復需要長期、合理地規(guī)劃，以及大量資金的支持，例如瑞典面積僅1 km2的Frumman湖，費時22 a耗資90萬美元才治理完畢；日本在2011年僅用于健康湖泊流域水循環(huán)一項的預算就達1.52億日元[1]。相信伴隨著城市化進程的不斷加快，如何更加合理地規(guī)劃、管理、保護城市湖泊，并在其能承載的范圍內更加有效地利用其多方面的功能，將會是今后有關于城市湖泊研究方面的熱點問題之一。

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