江和龍，王昌輝，白雷雷，韓 超，陳曉芳，王春柳

(中國科學院南京地理與湖泊研究所，南京 210008)

湖泊作為一類重要的地表水環(huán)境資源，是“山水林田湖草”生命共同體的有機組成部分，在社會與環(huán)境發(fā)展過程中起著關鍵的作用，可以有效地調節(jié)地表徑流，為灌溉、生活生產等提供水源，且能夠起到運輸作用，改善區(qū)域的生態(tài)環(huán)境[1]. 隨著社會經濟的發(fā)展和人類生產活動的增加，部分湖泊系統(tǒng)所承納的污染已遠超其能承受的容量，對湖泊生態(tài)環(huán)境狀態(tài)產生了明顯的不良影響.

目前中國湖泊的生態(tài)環(huán)境問題包括水量減少[2]、水體富營養(yǎng)化[3]、底泥淤積[4]、西北湖泊鹽化[5]、湖濱帶濕地系統(tǒng)退化[6]、物種多樣性減退[7]等幾大類. 自1980s以來，國內外學者對我國湖泊污染問題展開了大量研究，主要涉及國內較大湖泊，如太湖[8]、巢湖[9]、鄱陽湖[10]、洞庭湖[11]、白洋淀[12]、滇池[13]、西北干旱半干旱地區(qū)湖泊[14]以及青藏高原湖泊[15]等. 根據《2019年中國生態(tài)環(huán)境狀況公告》，我國重要湖泊(水庫)水質逐漸好轉，Ⅰ～Ⅲ類湖泊(水庫)占69.1%，比2018年上升2.4%，但仍面臨著以富營養(yǎng)化為主的環(huán)境問題. 其中，國家重點治理的“三湖”(太湖、滇池、巢湖)營養(yǎng)鹽濃度偏高/反彈、底質內源污染嚴重，藍藻水華暴發(fā)問題尤為嚴重.

近年來，我國湖泊水體中復合污染的健康和生態(tài)風險不斷增大，持久性有機/新興污染物的毒理和健康風險已經成為亟待解決的重大環(huán)境安全問題. 通過對長江中下游淺水湖泊水生態(tài)和水環(huán)境的調查，發(fā)現35個典型湖泊沉積物中多環(huán)芳烴(PAHs)和有機氯農藥(OCPs)濃度分別達20.76～231.89 ng/g (DW)和8.14～85.31 ng/g (DW)[16]. 此外，重金屬和抗生素、內分泌干擾物、藻毒素等新興污染物也日益顯現[17-19]. 有研究表明，藍藻水華暴發(fā)時期，太湖水體中微囊藻毒素濃度為0.654 μg/L，藻細胞內甚至可達40.35 μg/L[20]，并且在藻毒素與多環(huán)芳烴菲復合暴露下，水生生物對污染物的解毒能力降低，其復合毒性效應也更加明顯[21]. 然而，對于湖泊區(qū)域性的復合污染防控與治理目前仍缺乏有效的控制方法和技術體系.

不斷凸顯的環(huán)境污染問題，特別是2007年6月突發(fā)無錫太湖的“水危機”事件，促使湖泊生態(tài)環(huán)境治理修復成為社會關注的熱點問題，客觀上推進了我國湖泊環(huán)境與工程學科的發(fā)展. 湖泊環(huán)境與工程學科是研究變化條件下湖泊及流域水環(huán)境和水生態(tài)質量演變規(guī)律、互動機制、保護治理及和諧發(fā)展的一門交叉性的基礎研究和應用研究學科. 其主要研究水體中各類污染物的賦存形態(tài)、遷移轉化、環(huán)境歸趨和生態(tài)效應，建立污染物輸移轉化的數學模擬模型，研發(fā)控制污染和修復受污染水體的理論和方法等. 通過運用環(huán)境科學、工程技術和有關學科的原理，整合污染治理、生態(tài)修復、功能恢復等技術方法，保護并合理利用湖泊自然資源，防治湖泊環(huán)境污染，實現湖泊環(huán)境質量改善的目的.

湖泊環(huán)境與工程學科具有突出的學科交叉特點，綜合運用了湖沼學、環(huán)境化學、環(huán)境工程、生態(tài)工程、水利工程、環(huán)境水力學、水文學、地理學、毒理學、物質科學、材料科學、健康科學等多學科的基本理論和技術方法，形成了工程科學、生命科學、環(huán)境科學等相互融合的科學體系. 例如，水環(huán)境中污染物輸移轉化過程和規(guī)律研究需要觀測大量基礎數據信息，不僅包括水質資料(污染物種類、濃度、特征等)、水文資料(流量、流速、水溫等)、水生態(tài)資料(物種、群落結構、種群豐度等)及地形資料(地貌、地質、地形等)，還包括各類數據的分析方法、觀測方法、系統(tǒng)模擬方法及受損環(huán)境的修復技術等.

通過國家水體污染控制與治理科技重大專項等科研項目的支持，我國已經形成具有一定規(guī)模的專業(yè)化湖泊環(huán)境治理修復研究隊伍，分布在中國科學院、部省屬大學、生態(tài)環(huán)境和水利等行業(yè)研究機構. 目前，對于小型湖泊治理修復已有不少成功案例，但對于中型和大型湖泊污染治理還面臨許多技術挑戰(zhàn). 本文主要依據“湖泊污染-湖泊災害-污染監(jiān)測-治理恢復”的主線，對近10年來在污染物環(huán)境行為、湖泛災害過程、湖泊監(jiān)測、湖泊環(huán)境修復方面的國內外研究進展進行綜述，從而為我國湖泊環(huán)境與工程學科發(fā)展提供參考.

1 污染物在湖泊中的環(huán)境行為

湖泊環(huán)境中的污染物包括無機污染物和有機污染物，其中無機污染物主要為營養(yǎng)鹽、重金屬、納米材料等，而有機污染物則包含持久有機污染物、新興有機污染物等. 湖泊污染物來源包括外源和內源. 外源污染從點源和面源輸入，而內源污染則指湖泊環(huán)境內部產生、和/或蓄積在沉積物中的氮磷營養(yǎng)鹽、重金屬、有機物等物質釋放進入上覆水的現象. 無機和有機污染物在湖泊環(huán)境中均經歷復雜的物理、化學和生物過程，包括吸附、沉降、絡合、氧化還原、降解、光解、吸收等，進而影響其遷移轉化、自然消減及最終歸趨. 由于地理位置、區(qū)域氣候、地質背景、湖盆形態(tài)、水文、水質、生物組成等自然因素的差異以及人為干擾的不同，湖泊呈現出差異性生態(tài)系統(tǒng)特征，其污染物的環(huán)境行為各不相同. 同時，污染物本身生物化學特征的差異性也決定其在湖泊中的環(huán)境行為. 以下就營養(yǎng)鹽、重金屬、有機污染物分別展開論述.

1.1 營養(yǎng)鹽的循環(huán)過程

磷作為湖泊藍藻生長的重要營養(yǎng)元素，被認為是浮游植物生長和水華發(fā)生的重要限制因子. 水體中磷濃度的增加通常會導致湖泊中浮游植物的種群組成向藍藻演替. 湖泊系統(tǒng)中顆粒態(tài)磷占總磷的比例高，部分呈懸浮顆粒態(tài)，還有部分顆粒態(tài)磷和泥沙顆粒吸附后磷沉降到沉積物中. 風浪引起沉積物再懸浮后，沉積物的磷會再次釋放. 研究表明，在淡水湖泊系統(tǒng)，鐵氧化物控制著沉積物中固態(tài)磷和間隙水中磷的含量并驅動沉積物的磷循環(huán)，由此計算表層沉積物中鐵/磷(重量比)能夠預測沉積物對磷吸附能力的強弱. 沉積物氧化還原電位(Eh)及微生物還原過程對沉積物磷形態(tài)和釋放有顯著影響. 藍藻水華衰亡沉降后，其生物質分解增強沉積物中的鐵還原過程，而且會導致沉積物中的硫氧化轉變?yōu)榱蜻€原作用，使得與鐵吸附的磷釋放，同時引起沉積物中的鐵磷和殘渣磷向鋁磷、鈣磷和有機磷轉化[22]；藍藻生物分解初期，沉積物二價鐵和溶解態(tài)磷濃度呈現每日波動，且有較高的一致性[23]. 另外，通過調查巢湖磷形態(tài)時空變化，發(fā)現懸浮顆粒態(tài)磷在化學和生物作用下可以活化為生物可利用性磷，從而供藻類生長，藍藻衰亡后磷又可循環(huán)利用[24].

生物可利用氮是湖泊初級生產的重要營養(yǎng)來源，與磷共同加劇了有害藍藻水華暴發(fā)[25]. 氮循環(huán)作為湖泊生態(tài)系統(tǒng)中最基本的元素循環(huán)之一，包括反硝化作用、硝化作用、生物固氮等過程[26-27]. 其中，反硝化與生物固氮是調節(jié)氮庫平衡的重要過程，生物固氮一定程度上緩解了湖泊生態(tài)系統(tǒng)的氮損失[28]. 在藍藻水華多發(fā)的富營養(yǎng)湖泊中，溫度和硝酸鹽共同調控泥-水界面處活躍的反硝化作用，促使反硝化速率呈現明顯的季節(jié)變化[29]. 同時，藍藻水華又強烈影響湖泊中的氮循環(huán)過程，藍藻的降解以及硫還原過程也對硝酸鹽還原過程(反硝化與硝酸鹽異化成銨)具有重要作用[30]. 湖泊內生物固氮過程主要包括上覆水體透光層中的自養(yǎng)固氮過程和沉積物中的異養(yǎng)固氮過程，非固氮藍藻(如微囊藻)的大量增殖顯著壓縮了固氮藍藻及浮游植物的生態(tài)位[31]. 藍藻水華向沉積物輸送的大量生物量為異養(yǎng)固氮提供了有利條件，促使沉積物具有更高的生物固氮潛力[32]. 此外，富營養(yǎng)湖泊沉積物的生物固氮作用表現出與海洋環(huán)境完全不同的季節(jié)變化模式，與藍藻水華的季節(jié)性發(fā)生密切相關[32-33]. 需要指出，雖然氮、磷濃度升高會增加水華發(fā)生的風險，但氮、磷濃度過高或過低并不利于藍藻形成優(yōu)勢[34]. 較低的氮磷比曾被認為是藍藻水華形成的條件，但也可能是藍藻水華產生的結果[35].

1.2 重金屬的環(huán)境行為

湖泊系統(tǒng)中重金屬主要儲存在沉積物中[36]，絕大部分以殘渣態(tài)存在，成為威脅湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康的主要因子. 湖泊系統(tǒng)較長的水體停留時間、水位波動、季節(jié)性分層及含氧量變化等特征使沉積物中的重金屬離子極易解吸再度進入水體. 對三峽庫區(qū)消落帶汞形態(tài)的擴散研究發(fā)現，好氧環(huán)境有利于沉積物釋放無機汞，而厭氧和深水環(huán)境有利于甲基汞釋放[37]. 沉積物中重金屬形態(tài)的轉化可歸納為4個主要物理化學過程：溶解-沉淀、離子交換與吸附、絡合-離解和氧化還原作用. 這些過程主要受沉積物理化性質(如粒徑、有機碳含量和鐵錳氧化物等)、上覆水環(huán)境(pH值和Eh)以及生物因素(底棲動物和微生物等)影響[38]. 特別地，有機質作用下微生物對汞的甲基化過程得到大量研究[39-40]. 此外，采用吸收/熒光差分光譜分解模型解析底泥中藻源、草源有機質與重金屬的界面作用特征，發(fā)現草源有機質絡合重金屬的能力強于藻源有機質[41].

重金屬在沉積物-水界面的遷移是產生二次污染的關鍵過程. 除了間隙水和上覆水中重金屬的濃度梯度，沉積物-水界面重金屬的擴散速率還與競爭吸附、酸度效應、氧化還原條件、溫度效應及有機絡合劑密切相關[42]. 氧化還原電位對重金屬遷移存在雙向影響[43]. 厭氧條件下：(1)淹水環(huán)境引發(fā)反硝化反應、鐵錳氧化物和硫酸鹽還原，使pH值趨于中性，間接導致酸性沉積物中游離態(tài)重金屬沉淀或堿性沉積物中吸附態(tài)重金屬釋放；(2)厭氧條件會引起鐵錳氧化物、有機質、硫化物的形態(tài)或含量發(fā)生改變，影響其與重金屬離子的結合程度，但厭氧條件也可以使重金屬離子和硫化物產生沉淀，且還原Cr、Hg等元素. 氧化條件下，硫化物氧化形成硫酸鹽促進了重金屬釋放；但鐵錳離子沉淀及其氧化物形態(tài)變化形成的具有強吸附力的無定形鐵錳氧化物可重新吸附游離態(tài)金屬離子. 然而，目前湖泊中關于重金屬污染的研究大多仍集中在總量特征、形態(tài)組成、生物有效性方法等方面，而物理、化學、生物頻繁相互作用使得各過程對重金屬環(huán)境行為的影響極其復雜，特別是微生物在復雜多相之間的作用機制(如鐵氧化物-有機質-微生物聯合)仍需采用更先進的手段進行研究.

重金屬一旦進入湖泊生物體內，不易被代謝、分解、排出體外. 水生生物富集重金屬的機制包括被動吸收和主動吸收，前者是重金屬吸附到細胞表面，與生物體活性和新陳代謝無關，后者主要通過新陳代謝進入生物活體內[44]. 相較而言，被動吸收屬于可逆吸附，而主動吸收主要依靠共價鍵結合、表面沉淀、氧化還原反應等，過程緩慢，且不可逆. 重金屬的生物吸收與pH值、溫度、離子強度及有機質密切相關. 特別地，溶解態(tài)有機質(DOM)可與藻類直接相互作用，增加重金屬的吸附位點，并且DOM可影響細胞膜的通透性、離子運輸通道和電化學性質. 目前，普遍認為分子量小于3.5 kDa的DOM容易穿透生物細胞膜，影響生物體對重金屬的吸收[45]. 此外，重金屬價態(tài)也影響其生物吸收過程，有研究發(fā)現貝類對三價砷的吸收強于五價砷[46]. 總體上，目前大多數研究關注重金屬的生物吸收機制，而關于生物吸收對重金屬在湖泊系統(tǒng)中的遷移及模擬研究有限.

1.3 有機污染物的環(huán)境行為

由于傳統(tǒng)的污水處理工藝效果有限，多環(huán)芳烴、農藥等持久性有機污染物和內分泌干擾物、藥物等新興污染物隨氮、磷一同排入湖泊，雖然這類污染物在湖泊水體中濃度一般不高，但其生態(tài)環(huán)境風險受到廣泛關注[47]. 特別是淡水湖泊作為重要的水源地，其水體中的污染物很容易通過食物網和環(huán)境介質再次進入人和動物體內. 這些痕量的持久性有機污染物和新興污染物(以下統(tǒng)稱為痕量有機污染物，TOCs)在湖泊中的生消行為包括沉降、揮發(fā)、水解、絡合、吸附、生物降解、光解、生物富集以及生物攝取等多個非線性過程. 除了陸源排放，大氣沉降對湖泊系統(tǒng)中揮發(fā)性TOCs的輸入已逐漸被證實. 有學者指出印度半島大氣長距離傳送及孟加拉灣海洋暖流是青藏高原湖泊中DDTs的主要來源[48]，也有研究發(fā)現大氣中PM10顆粒附載有相當濃度的內分泌干擾物[49]. 在湖泊水體中，TOCs也主要以懸浮顆粒結合態(tài)或沉積物吸附態(tài)存在[50]，固相濃度可達水相的5～20倍[51]. 流速是限制污染物與顆粒物接觸的主要因素，流速過高不利于TOCs與懸浮顆粒的結合. 與溶解態(tài)相比，結合態(tài)TOCs的遷移性更強，但生物降解和光解潛力可能降低[52]. DOM是湖泊水體中普遍存在的有機混合物，表面積更大，碳結構更密集，對污染物的親和力也更強. 湖泊生源DOM能夠通過氫鍵、π-π共軛鍵及電子作用力與內分泌干擾物發(fā)生絡合，但結合力弱于陸源有機質[53]. DOM的絡合作用改變了TOCs在沉積物界面的吸附分離，吸附架橋和競爭吸附可能造成相反的趨勢[54-55].

沉積物是TOCs在湖泊中的主要蓄積場所，固存特征取決于沉積物中腐殖質含量及分子大小[56]. 此外，底棲動物的生物引灌可改變親水性污染物的遷移，而疏水性污染物的分布與底棲動物對顆粒物的移動搬運有關. 生物擾動加快了沉積物中TOCs向生物體內的遷移和富集[57]. 再懸浮是沉積物中污染物向上覆水擴散的重要過程[58]. 也有研究發(fā)現水力擾動下再懸浮促進了沉積物中四溴雙酚A的釋放[59]，而沉積態(tài)向懸浮顆粒態(tài)的轉變進一步加快了TOCs的遷移.

TOCs在湖泊沉積物中可能發(fā)生非生物轉化，與金屬元素發(fā)生絡合-氧化還原反應，其間產生活性氧自由基，從而降解TOCs[60]. 更重要的是，沉積物中豐富、功能各異的微生物群落能通過水解、氧化、還原和完全礦化將污染物轉化為無機碳、氧、氮或氫，實現生物降解. 天然生物膜不同菌群之間存在密集的種間作用，對污染物具有很強的自適應和自組裝特征[61]，而微生物群落的生長和活性與溫度、營養(yǎng)、pH值、流速等因素有關. 高溫季節(jié)，微生物和生物膜活性升高，具有更強的TOCs降解能力[51]. 作為藍藻水華暴發(fā)的直接后果，湖泊底層溶解氧含量降低，導致微生物電子受體匱乏，TOCs的厭氧降解速率普遍低于好氧降解[62]. 硝酸根、硫酸根、三價鐵等非氧電子受體對于TOCs的厭氧降解極其重要[63]. 生物分解也與內生有機質激發(fā)效應和微生物代謝過程直接相關[64]，并具有酶依賴性. TOCs分子需要以生物有效手段傳輸到微生物，通過細胞壁與酶反應點位結合，由共存因子和輔酶調控酶促反應并釋放轉化產物[51]. 有必要指出，湖泊環(huán)境中的TOCs濃度通常難以誘導生成酶和維持酶活性，更多是作為非生長基質以共代謝的方式降解，特別是高分子TOCs的降解[65].

DOM是湖泊水體中異養(yǎng)微生物群落最重要、最易利用的碳源. 與陸源DOM相比，生源DOM富含生物活性分子，容易被微生物利用[66]，不僅能夠提高微生物生產力[67]，也可以增強天然生物膜的胞外聚合物(EPS)分泌、自適應性和代謝效率[68]. 特別地，生源和陸源DOM對TOCs生物降解具有強烈的介導作用. 一方面，活性分子為微生物提供碳源和能量，促進TOCs的共代謝過程；另一方面，難降解分子對微生物體內的降解酶具有一定的激發(fā)作用，該機制在貧營養(yǎng)環(huán)境下更為顯著[69]. 除了代謝活性，微生物群落的種間作用及功能基因也與DOM有關. 有機質濃度較高時，復雜、多樣的種間作用更有利于難降解污染物的分解[61]. 厭氧條件下，DOM自身的醌結構具有一定的氧化還原潛力，可作為電子穿梭體(氧化還原媒介)，與三價鐵(電子受體)共同調控TOCs的生物降解[70]. 另外，DOM也可以作為末端電子受體，協作微生物生長，促進污染物的氧化[71]. 相較而言，陸源DOM的醌結構含量往往高于生源DOM，在厭氧降解過程中媒介作用更強. 湖泊環(huán)境中生源和陸源DOM組成不斷變化，需繼續(xù)深入探究湖泊DOM的分子組成與微生物群落TOCs降解功能基因表達的耦合關系.

生物富集是TOCs對湖泊生態(tài)系統(tǒng)和人體健康構成危害的重要過程. 由于生物稀釋作用，夏季太湖水體中TOCs含量與藻類生物量呈顯著負相關[76]. 在吸收TOCs的同時，浮游藻類可能會代謝部分，并產生更多的EPS來抵抗TOCs的生物毒性[77]. 同時，胞外聚合物富含有機官能團，可加快藻聚集體對TOCs的生物吸收速率[78]. 低分子量、蛋白結合態(tài)的TOCs也更容易被水生生物攝取[79]. TOCs在湖泊生物體內的富集與其所處的營養(yǎng)級、脂肪含量、年齡和食物鏈長度呈正相關，而生活在湖泊底層或沉積物的生物體內TOCs含量往往高于表層生物[48]. 作為特殊的污染物，抗性基因在湖泊生物網間的傳播具有更大的危害潛力[80]，由于水體停留時間較長，抗性基因更容易儲存和富集，濃度更高[81]. 未來需要關注湖泊環(huán)境中高頻傳播的抗性基因類型，認知不同抗性基因傳播的共性和個性，以及湖泊環(huán)境條件對抗性基因傳播的影響規(guī)律.

微塑料等人工納米材料具有特殊的化學特性、環(huán)境行為及毒理效應，也可作為TOCs的載體，促進后者的長距離遷移及生物富集[51]. 一方面，微塑料自身會在一定條件下(如光照、老化)釋放溴化阻燃劑等污染物[82]；另一方面，微塑料對其他污染物有明顯的載體作用，吸附能力與粒徑、老化程度有關[83]. 特別地，微塑料作為生物膜的載體，對水體中污染物的遷移、轉化具有直接作用. 有研究發(fā)現沉積物內微塑料表面附載的微生物對DDTs和PAHs具有很強的降解能力[84]. 同時，微塑料也是湖泊食物網中污染物轉移的重要載體，可加劇污染物在蠕蟲體內的生物富集[85]. 總體上，湖泊作為多種水體重要的“匯”單元，往往同時承納了多種污染物，未來需重點研究不同污染物之間的相互作用、復合效應及綜合管控.

2 “湖泛”次生災害發(fā)生成因

由于人類活動，我國長江中下游的淺水湖泊經歷了從健康到富營養(yǎng)化的轉變. 1980s以前，長江中下游的淺水湖泊水體質量普遍良好，而1980s至今，大部分湖泊呈現中營養(yǎng)以及富營養(yǎng)型，部分湖泊甚至達到超重富營養(yǎng)型(如巢湖、武漢東湖)，一些原本處于中營養(yǎng)型的湖泊(如固城湖)，2000年的指標檢測顯示已經達到中富營養(yǎng)型[86]. 湖泊富營養(yǎng)化帶來的突出生態(tài)環(huán)境問題就是藍藻水華暴發(fā)，造成水體透明度下降，溶解氧變化劇烈，藻毒素釋放，從而使水生生態(tài)系統(tǒng)和水體功能受到影響和破壞. 此外，藍藻水華引發(fā)的次生災害同樣受到廣泛關注. “湖泛”通常是指淺水湖泊水體中(包括沉積物)富含有機物質，在微生物的分解作用下，大量消耗氧氣，進而發(fā)生厭氧分解，在還原的條件下快速地釋放出大量致黑(或者其他顏色)致臭物質，導致水質惡化、湖泊生態(tài)系統(tǒng)結構和功能破壞乃至引發(fā)環(huán)境或者生態(tài)災難的現象[87-88]. 目前，已經在國內外多個湖泊發(fā)現湖泛現象，如意大利的Garda湖[89]、印度尼西亞蘇門答臘的Siak河[90]、日本的霞浦湖以及美國的Lower Mystic Big Pit湖[91]. 近10年，我國太湖西北部水域湖泛現象頻發(fā)，這和藍藻水華暴發(fā)有密切關系[92]；另外，河北的白洋淀、安徽的巢湖、云南的滇池、湖北武漢的南湖等嚴重富營養(yǎng)化湖泊[93-94]，以及部分河流和城市河道，均出現過類似的“黑水”事件，這些事件是我國湖泊生態(tài)環(huán)境進一步惡化的標志之一.

通過室內試驗分離截留“湖泛”水體顯黑顆粒物質，發(fā)現它以生物質殘體和懸浮沉積物顆粒為主[95]，還原態(tài)鐵、硫形式(FeS)是“湖泛”顆粒的主要組成. 同時，“湖泛”過程中持續(xù)釋放的致臭性物質與揮發(fā)性有機硫化物(VOSCs)有關[96].

湖泛的生消過程大致可分為4個階段，即：生物量聚積階段、(水體)耗氧缺氧階段、(湖泛)暴發(fā)成災階段和(水體)復氧消退階段[88]. 湖泛發(fā)生的物質基礎主要包括外源和內源的耗氧性有機質. 對于太湖不同階段的藍藻與湖泛的關系而言，發(fā)生湖泛的鮮藻聚積程度約在0.526～0.790 g/m2之間[97]，而可發(fā)生湖泛的死藻聚積量僅需0.250 g/m2[98]，藻體聚積量越大，湖泛形成所需的聚積時間越短. 同時，適宜的氣象水文條件(光照、溫度、風速、水體垂直熱分層等)是湖泛的觸發(fā)因素，經觀測發(fā)現，湖泛多發(fā)生于盛夏持續(xù)的高溫、悶熱、晴好天氣，尤其是降雨前期，降雨前氣壓較低，風速較小或微風，有利于藍藻堆積[99].

另外，近期研究發(fā)現微生物在沉積物中厭氧消耗有機質生成的大量氣體會導致沉積物膨脹現象的發(fā)生，而沉積物膨脹與“湖泛”現象有著密切的相關性. 堆積在沉積物中的藍藻中含有大量的淀粉、脂肪以及小分子蛋白質，可刺激微生物的厭氧消化作用，造成沉積物發(fā)生膨脹現象[100]，其間快速產生的氣體改變了沉積物結構，最后大量氣體混合著蛋白質和油脂快速釋放出來，從而引起沉積物上涌. 同時，沉積物膨脹以及氣體的快速釋放會造成再懸浮現象發(fā)生，導致湖泊水體透明度降低和光的透射度下降，不利于水生植被生長，提高底層沉積物的侵蝕速率[101].

目前，對于淺水湖泊中湖泛發(fā)生的機理性認識還有待完善，其發(fā)生通常具有隨機性和突然性，這對監(jiān)測和預警“湖泛”的發(fā)生造成了困難. 結合衛(wèi)星遙感技術[102]和傳感器[103]，可為“湖泛”發(fā)生提供預警信息. 同時，聯合沉積物疏浚技術對淺水湖泊“湖泛”進行治理[104]，可在一定程度上預防“湖泛”的發(fā)生. 另外，范成新[105]通過沉積物疏浚技術對湖泊內源污染物釋放治理進行研究，發(fā)現雖然疏?？梢远唐诳刂瞥练e物污染物釋放，然而隨后內源釋放還是會增加，進而造成湖泊富營養(yǎng)化現象. 進一步對湖泊疏浚技術進行優(yōu)化研究發(fā)現，合理的疏?？梢杂行У貙Α昂骸爆F象進行提前控制[106].

3 湖泊環(huán)境監(jiān)測技術與設備

湖泊環(huán)境監(jiān)測作為水生態(tài)系統(tǒng)管理和污染防治的主要手段，具有不可替代的作用. 目前，針對常規(guī)的湖泊水質參數監(jiān)測已有較成熟和完善的技術方法和儀器設備. 為滿足湖泊環(huán)境所需的原位、實時、快速、宏觀監(jiān)測要求，遙感技術已逐漸應用于湖泊水體污染和生態(tài)環(huán)境的長期、大范圍動態(tài)監(jiān)測，特別是針對葉綠素、透明度、溫室氣體等生態(tài)環(huán)境指標的監(jiān)測，在大數據技術、信息化技術、水生態(tài)環(huán)境管理方面發(fā)揮著重要作用. 不過，對于湖泊系統(tǒng)關鍵環(huán)境過程及特異性重要參數的實時遠程監(jiān)測還很缺乏；相對而言，近年來關于湖泊沉積物的監(jiān)測研究取得了較明顯的進展.

沉積物是構成湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成單元. 沉積物內部發(fā)生的諸如有機質降解、成巖、氧化還原、生物擾動等各種強烈的生物地球化學過程，終將顯著影響水體生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)變化，乃至其結構與功能響應[107]. 對沉積物有關信息開展準確監(jiān)測是深入闡釋上述過程的關鍵，將為環(huán)境管理機構的正確決策提供依據. 不同于湖泊水體監(jiān)測的便捷性，沉積物處于湖泊底部，具有難觀測性和高度時空異質性等特點. 以往對湖泊沉積物相關物質監(jiān)測大多依賴于主動采樣方式，通過將沉積物脫離原位后，室內采用離心法、壓榨法、化學提取法等方法與化學顯色或大型儀器如高效液相/氣相色譜、質譜儀、高純鍺γ譜儀等分析方法聯用后，得到沉積物中特定物質含量. 此類方法往往會對沉積物原始物理、化學及生物環(huán)境條件造成不同程度的破壞，導致獲取的物質空間分布信息失真，很難全面闡釋沉積物的地球化學過程與機制[108-109].

發(fā)展高靈敏度、原位、高分辨率沉積物監(jiān)測技術已成為該領域的重要方向. 目前已有越來越多的光、電、生物、化學傳感技術如光纖電極、微電極系統(tǒng)、薄膜梯度平衡/擴散(DET/DGT)等成功研制并廣泛應用于沉積物關鍵環(huán)境參數(如溫度、pH值、溶解氧、氧化還原點位、電阻率)、生物膜、磷、重金屬及部分有機指標的原位監(jiān)測. 此外，沉積物在垂向和水平空間上均具有非常明顯的異質性，物質在微小尺度內呈現強烈的化學梯度分布和快速動態(tài)變化特征，且沉積物內部各種地球化學過程的發(fā)生是多物質共同作用的結果[110-111]. 近些年，隨著監(jiān)測技術方法發(fā)展，諸如微生物電化學技術、平面光電極(PO)、酶譜(Zymography)、DGT/DET與電腦密度成像(CID)/激光剝蝕-電感耦合質譜(LA-ICP-MS)聯用、剖面成像儀等精細監(jiān)測技術的快速興起，極大地推動了沉積物過程和機理研究向深度拓展. 另外，基于微生物胞外電子傳遞原理構建的多種新型微生物電化學方法，成功應用于沉積物中微生物活性、沉積物膨脹和溶解氧等相關信息的遠程、實時高分辨率監(jiān)測[103,112-113].

越來越多的學者利用DGT-CID/LA-ICP-MS技術同步監(jiān)測沉積物微生境中磷-硫-重金屬高度區(qū)域化的分布特征，并揭示其緊密關聯的遷移釋放機制[114-117]. 另外，近些年，少量學者已嘗試將多種界面成像技術優(yōu)化集成并用于沉積物微域(如水生植物根際、底棲動物洞穴、沉積物-水界面等)溶解氧、pH值、活性磷、重金屬等指標的二維、高分辨空間分布信息同步監(jiān)測[118-120]. 由此可見，近10年，沉積物監(jiān)測技術已逐步從操作繁瑣的常規(guī)手段向簡單高效的高精度手段，從常規(guī)分辨率尺度(毫米級)向高分辨率尺度(微米級)，從單點獲取向多維信息獲取，從單指標監(jiān)測向多指標同步監(jiān)測方向發(fā)展.

4 湖泊治理修復技術

湖泊水環(huán)境改善是一個系統(tǒng)性工程，需要結合湖泊流域層面的點源和面源污染治理，實施湖泊地理單元本身的污染治理修復. 湖泊污染和生態(tài)退化成因、作用方式和影響程度的變化范圍不夠明確使得受損湖泊生態(tài)修復工作十分復雜. 湖泊污染治理需在充分診斷湖泊污染成因及問題的基礎上作出決策，不同的湖泊修復技術與方法均不同，這與我國生態(tài)環(huán)境管理部門提出的“一湖一策”的理念相符合. 具體而言，湖泊修復首先要建立修復目標，進而依據整體性原則、遵循自然規(guī)律原則、全局性原則的修復思路，建立系統(tǒng)修復方案. 空間尺度上，可依次實施外源污染攔截、湖濱帶修復，再延伸至湖泊內源污染修復[121].

湖泊修復技術開發(fā)的目標都是在保證性價比和生態(tài)安全的前提下，消除或最大程度地降低污染物對人類健康和生態(tài)環(huán)境的危害. 各種技術對污染的有效控制或是基于降低污染物總量或是基于提高污染物穩(wěn)定性來實現的. 現有湖泊修復技術主要基于物理、化學、生物及生態(tài)手段，實現自凈能力增強、湖泊生物調控、生境條件改善的目標，具體實施方式取決于湖泊的地理環(huán)境、污染程度和類型、污染修復目標、成本等. 對于外源污染造成的湖泊污染問題，通常采取以攔截污染源入湖為主的控源截污、入湖濕地構建等措施；而對于內源污染問題造成的湖泊污染問題，則采取針對性較強的控藻、底泥疏浚及底泥鈍化等措施. 關于湖泊環(huán)境修復總體思路、入湖污染控制、內源污染控制、生態(tài)災害防控及生態(tài)修復的相關內容已在專著《湖泊學》第7章(1)沈吉等. 湖泊學. 北京：高等教育出版社，2020.中進行了系統(tǒng)闡述，下面主要就相關單項技術的發(fā)展進行重點綜述.

4.1 前置庫技術

為降低周邊的農村生活污水、稻田排水等農業(yè)面源污染，減小地表徑流對湖泊特別是水源地水質造成嚴重的危害，可以通過設置前置庫(或滯留塘)作為過程削減技術，截留入湖泥沙，利用吸附、降解等方式凈化污染物. 目前對于前置庫并無明確、統(tǒng)一的定義，一般為利用水庫存在的從上游到下游的水質濃度變化梯度特點，將水庫分為一個或若干個子庫與主庫相連，通過對前置子庫中污染物的凈化，實現低污染水質溢流入庫，以保證或改善主庫水源的水質.

前置庫技術在歐洲如德國應用較多，我國已應用于滇池、太湖等流域的面源污染控制和水庫富營養(yǎng)化防治. 早期的前置庫主要通過調節(jié)來水的滯水時間達到沉降污染物及泥沙的作用，目前已經因地制宜地集成了利用水生植物、水生動物等生態(tài)修復技術，提出采用人工濕地、生物載體強化等工程技術與傳統(tǒng)前置庫系統(tǒng)進行組合，發(fā)揮物理攔截吸附及生物生態(tài)凈化的協同作用，提升前置庫對入湖氮、磷等營養(yǎng)鹽凈化效果. 例如，引入潛流濕地的江蘇省馬水庫水源地復合型前置庫在滯水時間為1天時，氮、磷、CODCr去除率分別可達67.2%、68.2%和89.3%[122]. 此外，也可設計與前置庫功能類似的旁路處理系統(tǒng)，建設污水處理工程類似單元，針對性凈化入湖低污染水體；或通過建設旁路管道和水渠，使湖庫上游高濁度或污染較重來水不進入湖庫，以保障重要湖庫水質[123].

4.2 湖濱帶修復技術

湖濱帶屬于陸地和湖泊之間的過渡生態(tài)交錯帶，是湖泊系統(tǒng)中生物多樣性豐富區(qū)、元素循環(huán)活躍區(qū)[124]. 湖濱帶通過水-土壤(沉積物)-植物系統(tǒng)的攔截、滯留、沉積、吸附、吸收、降解等物理、化學和生物過程，既能夠調節(jié)地表漫流和地表徑流通過界面區(qū)的速度和形式，也可以調節(jié)風浪和水流等水力學條件，緩解風浪和水流的不利影響，控制水體和湖濱帶的物質交換[124-125].

湖濱帶是湖泊生態(tài)系統(tǒng)中重要的污染物截留與凈化場所. 在地形和水文過程等因子的作用下，礦物質、營養(yǎng)物質、有機物質和有毒有害物質須穿過湖濱帶才能進入湖泊水體，成為湖泊的污染物質. 因此，湖濱帶是湖泊生態(tài)系統(tǒng)中對陸源污染物的首要響應者[126]. 湖濱帶生態(tài)系統(tǒng)通過過濾和截留大量的陸源污染物，進而通過化學和生物過程作用，將部分污染物進行凈化分解. 據報道，太湖沖山湖濱帶生態(tài)修復后水域的營養(yǎng)鹽和CODMn平均去除率可達42%～65%，溶解氧基本維持在飽和狀態(tài)[127].

4.3 湖泊水體流場操控技術

我國湖庫目前主要面臨富營養(yǎng)化問題，表層水體初級生產力高、藍藻密度高，底層呈現季節(jié)性缺氧. 對于較深的湖庫，通過將底部和表層水體進行垂向交換，抑制表層水體浮游植物生長. 例如，基于揚水筒改進而成的揚水曝氣器通過直接充氧和混合充氧雙重作用增加下層水體氧濃度，抑制底泥中污染物的釋放，同時通過循環(huán)水流來混合上、下水層，使表層藻類遷移至低光照、低溫、低溶解氧的中下部水體，進而有效降低分層水庫中表層藻密度[128]. 另外，美國卡內基的科學家們提出利用水體向下流動方式進行湖泊或海洋中缺氧“死區(qū)”修復，也就是從水體表面泵入更多含氧的水分散到下部深處缺氧區(qū)[129]. 應用水動力學原理，通過改變水體平面流場，控制營養(yǎng)鹽及藻類的輸移擴散，并進一步限制光照、水溫等生境要素，達到控藻的效果. 作為一種表層流場控制方法，整流幕技術適合狹長性湖庫流場調控，已在日本的Terauchi水庫成功應用[130].

4.4 絮凝沉降技術

絮凝沉降是污水處理中的常用技術，在湖泊污染治理中也有應用. 無機絮凝劑(如鐵鋁鹽)、有機絮凝劑(殼聚糖)、黏土及改性黏土等都被嘗試用于絮凝除藻[131-132]. 該技術的關鍵是絮凝過程中形成的絮體團在一定擾動作用下能快速沉降；需要注意的是絮凝沉降后藻類死亡可能會釋放大量營養(yǎng)鹽、有機物和藻毒素等，引發(fā)二次污染風險[133]. 同時，絮凝沉降技術不但能很好地降低封閉湖泊水體中磷的濃度[134]，而且對于湖泊突發(fā)的重金屬污染有較好的防治效果. 云南省9大高原湖泊之一的陽宗海在2008年6月突發(fā)砷污染事件后，采用水面噴灑絮凝劑(鐵鹽)的方法大規(guī)模去除湖水中的砷，大量被吸附的砷隨鐵鹽沉淀到沉積物中. 依據《2019中國生態(tài)環(huán)境狀況公報》，陽宗海全湖砷濃度均值低于0.050 mg/L，各層沉積物都以殘渣態(tài)砷為主、不易溶出，但是需要關注生態(tài)風險隨時間推移的變化趨勢[135-136].

4.5 藍藻水華控制技術

水華是富營養(yǎng)化最常見的次生災害，是國內外湖泊面臨的主要環(huán)境問題之一. 水華控制技術包括異位技術和原位技術. 異位技術主要指“撈藻”，通過機械除藻，在異地進行處理處置. 原位技術主要包括物理強化、化學強化、生物強化3類. 其中物理強化技術以水動力控藻和超聲波控藻為主，前者通過水力循環(huán)提升湖泊自凈能力，抑制藍藻暴發(fā)；后者通過超聲波破壞藻類細胞結構，達到抑藻的目的. 化學強化技術主要有黏土除藻技術、化學除藻劑等. 近年來，具有代表性的技術是利用農業(yè)秸稈作為抗藻劑來控制水華[137]. 該技術原理包括秸稈提取液“對藻類細胞酶活性的改變”，及提取液中化感物質“對藻類光合作用的抑制”、“對藻細胞膜和形態(tài)的改變”以及“對藻細胞內基因表達的影響”. 生物強化技術主要有生物操縱法、水生植物控藻技術和微生物控藻技術. 目前，非經典生物操縱法已肯定了濾食性魚類對藻類水華的控制效果. 水生植物與藻類既競爭陽光和營養(yǎng)，也存在彼此分泌化學物質的相互影響. 微生物能夠通過直接接觸溶藻和間接溶藻兩種方式抑藻，其中溶藻細菌多為革蘭氏陰性菌，而間接溶藻是細菌通過分泌蛋白質、多肽類和氨基酸等胞外物質或通過競爭氮、磷等營養(yǎng)而抑藻. 基于“魚藻共存”的生態(tài)控藻技術已在太湖、上海滴水湖等得到應用，取得了良好的效果[138]. 總體上，物理、化學方法大多數能從短期內抑制水華藻類生長，卻難以從根本上解決水華問題，主要為臨時應急處理方法. 生物方法在作用過程中對水質或水體有改善作用，但存在生物污染物及作用時間相對較長等問題，在實際應用中，應從生態(tài)系統(tǒng)角度，有針對性地采取綜合措施.

4.6 湖泊底泥污染修復技術

湖泊底泥是輸入的外源污染的“匯”，也是上覆水體污染的“源”，底泥污染修復可分為異位和原位技術兩大類. 異位修復技術如疏浚是通過將湖內污染物移出，根據污染特征和周邊場地情況，在異地選擇相應技術進行修復處理；該方式可將大量污染物轉移出湖泊[139]，但后續(xù)污染的高效處置及資源化利用技術還有待完善. 原位修復技術是根據底泥的污染情況，直接對污染區(qū)域進行修復，根據技術原理可分為原位物化修復技術、原位生物修復技術和原位聯合修復技術.

原位物化修復技術主要包括覆蓋、鈍化以及下層滯水帶曝氣等技術，其中：(1)原位覆蓋技術是通過投加各種材料至湖泊底泥，將污染沉積物與上覆水體進行物理性阻隔來降低底泥污染風險[140]. 不過，針對淺水湖泊或者強擾動水體的修復，大量材料的投加易對湖泊生態(tài)環(huán)境產生負面影響，且水力條件復雜時，覆蓋層易被破壞. (2)原位鈍化技術是通過投加活性材料，原位固定底泥中污染物以及去除水體中污染物，使污染物在底泥中鈍化，降低污染風險[140]. 該技術主要適用于在自然條件下可被物化作用固定的污染物，如磷、金屬和有毒有機物，目前關注較多的活性材料包括天然材料(如黏土、沸石、凹凸棒)、改性材料(如改性黏土、改性沸石)、化學藥劑(如鐵鹽、鋁、鈣鹽)、炭基材料(如活性炭和生物炭)、納米材料(如納米鐵和納米金屬氧化物)、廢棄物(如給水廠污泥)等[141-143]. 原位鈍化技術適用性研究的重點是活性材料對污染物的固定能力和對湖泊的潛在生態(tài)影響[141]，應聚焦于鈍化材料的研發(fā)，開發(fā)出多功能、復合型以及生態(tài)友好型的材料是未來的發(fā)展趨勢和方向. (3)下層滯水帶曝氣技術是通過提高或維持水體底部的溶解氧來抑制底泥釋放污染物[144]. 該技術的核心在于如何實現充分曝氣沖氧，關鍵在于曝氣系統(tǒng)的設置、曝氣方式的選擇等[145]. 該技術雖不適合相對較淺的熱分層湖泊，但可有效抑制底泥釋放磷、汞等污染物. 針對不同類型的污染，3種技術已在國內外得到應用，如加拿大安大略湖、荷蘭De Kuil湖、丹麥Hald湖等[146-148].

原位生物修復技術通過生物學原理或方法來實現對湖泊污染的原位控制，同時涉及降低污染物可移動性和減少污染物濃度，是有毒有機物污染控制的主導技術. 主要包括自然衰減、微生物修復技術、植物修復技術和沉積物微生物燃料電池技術，其中：(1)自然衰減是指有毒有機物污染物在各種作用下(如降解、固定、稀釋等)污染風險降低的過程[139]. 主要包括利用無污染底泥覆蓋受污染底泥，以及有機污染物的生物有效性自然降低兩個部分[149]. (2)微生物修復技術可分為微生物強化技術和微生物投加技術，前者是根據污染物降解途徑，有目的性地改變環(huán)境條件，如調節(jié)溶解氧、投加電子受體/供體等，以強化本土微生物群落對污染物的降解[149]；后者是通過投加具有特定代謝能力的微生物，以豐富土著微生物群落，從而促進有毒有機物的降解[139]. 針對金屬污染，生物強化和生物投加的目的與有機污染修復的類似，但作用機制存有差異[150]. (3)沉積物微生物燃料電池技術也屬于微生物修復技術，是將陰、陽極分別置于上覆水(好氧環(huán)境)和沉積物(厭氧環(huán)境)中，沉積物中產電微生物將可氧化底物產生的電子傳遞到陽極上，并在電位差的驅動下，通過導線向陰極轉移，形成電流[151]. 沉積物燃料電池技術可被用于有毒有機物/金屬污染修復[152]. (4)植物修復技術指利用植物固定、去除或降解底泥中污染物；該技術適用于淺水湖泊，可用于有毒有機物和金屬的污染控制[153]. 有毒有機物污染的修復涉及植物吸收、根際修復(降解或固定等)和植物降解3種機制，而金屬污染修復主要涉及前兩種機制[150]. 據報道，植物修復技術對印度Nainital湖的重金屬控制具有顯著作用[154].

為了提高湖泊污染控制的有效性，越來越多的研究者嘗試將各種物化和生物技術聯合進行應用. 原位聯合修復技術可分物化聯合修復技術、物化-植物聯合修復技術、物化-微生物聯合修復技術、物化-沉積物微生物電化學聯合修復技術、微生物-植物修復技術、植物-沉積物電化學修復技術等[140,155]. 聯合修復技術已用于各種污染的控制(包括氮和磷)[156-157]，但在重金屬和有毒有機污染修復中也較為常見[140, 155]. 其主要原理有兩種類型：一種是強化修復效率，增強污染物的去除或降解. 例如植物修復-污染物活化聯用去除沉積物重金屬[155]、沉積物微生物燃料電池技術-無定型氫氧化鐵聯用控制沉積物有毒有機物污染[158]. 另一種是在控制污染物生態(tài)風險的前提下，有效去除污染物. 例如植物修復-污染物固定聯用去除沉積物重金屬[155]、生物膜-活性炭聯用控制沉積物有毒有機物污染[153]. 目前原位聯合修復技術仍停留在小規(guī)模試驗階段，尚未得到廣泛應用. 需要指出的是，關于修復技術研究與湖泊本身類型結合考慮的案例不是很多，實際上湖泊地形地貌、面積、水深、湖流等湖泊物理特性應是選擇修復技術的重要考慮因素.

5 展望

湖泊環(huán)境與工程學科經歷了1990s的醞釀階段，到21世紀初期，從零星的湖泊環(huán)境治理保護的研究工作與實踐逐漸發(fā)展成為一門新興學科. 湖泊環(huán)境污染是人類面臨的主要環(huán)境問題之一，由于湖泊系統(tǒng)尺度大、污染來源多、可控性差等特點，湖泊環(huán)境治理和生態(tài)修復要遵循生態(tài)工程和應用湖沼學的基本原則，在對湖泊生態(tài)問題進行科學診斷的基礎上，也需要與環(huán)境科學、環(huán)境工程、環(huán)境水力學、水利工程、智慧感知等學科交叉融合.

環(huán)境科學的主要任務是研究在人類活動的影響下，環(huán)境質量的變化規(guī)律和環(huán)境變化對人類生存的影響，以及保護和改善環(huán)境質量的理論、技術和方法. 湖泊環(huán)境科學研究尺度應向宏觀與微觀兩極延伸，著重污染物的環(huán)境行為與消減過程的機理研究，為環(huán)境工程技術研發(fā)提供理論基礎. 環(huán)境工程學是一門運用環(huán)境科學、工程學和其他有關學科的理論和方法，研究保護和合理利用自然資源，控制和防治環(huán)境污染與生態(tài)破壞，進而改善環(huán)境質量，使人類得以健康和舒適地生存與發(fā)展的學科[159]. 自來水凈化和污水治理方面的新技術、新方法不斷涌現，而自然水體包括河湖水庫的污染治理也逐漸成為環(huán)境工程學科關注的研究領域. 控制環(huán)境污染不僅要采用單項治理技術，還應當采用經濟、法律和管理的各種手段，與工程技術相結合的綜合防治措施，對環(huán)境問題及其防治措施進行綜合分析，以求得整體上的最佳效果和優(yōu)化方案；另外，環(huán)境工程學建立的水污染物化和生物治理的理論、方法及工藝對于湖泊環(huán)境治理同樣具有借鑒指導作用.

在湖泊系統(tǒng)中，污染物環(huán)境行為如遷移擴散受水動力過程影響，而認識污染物在湖泊生態(tài)系統(tǒng)中的擴散輸移過程是其防控治理的關鍵. 經過幾十年的發(fā)展，環(huán)境水質模型由早期的簡單SP模型到現在的大型生態(tài)動力學模型，并且形成了多套大型商業(yè)軟件，如EFDC、Delft3D、WASP等. 利用環(huán)境水力學模型，結合水體污染物生化反應過程認識，分析污染物在湖泊中的時空差異變化特征是湖泊環(huán)境研究的重要方向，在環(huán)境影響評價、水質管理、水環(huán)境預測、環(huán)境修復等應用領域發(fā)揮著越來越重要的作用.

湖泊治理修復和水利工程關系密切，而傳統(tǒng)水利正在向環(huán)境水利及生態(tài)水利轉變. 生態(tài)水利是生態(tài)系統(tǒng)和水調控關系的基礎和應用基礎研究，主要涉及水利工程對生態(tài)系統(tǒng)產生影響的機理、機制和效應，受水利工程影響的生態(tài)(系統(tǒng))修復或恢復方法，水利工程建設運行與生態(tài)系統(tǒng)安全健康協同的可持續(xù)發(fā)展模式. 應用水利方法進行活水循環(huán)以及控制湖泊的水力停留時間，已被認為是改善湖泊環(huán)境質量及控制藍藻過度生長的有效方法[160]. 對于有條件進行水位調控的湖泊，不同時段的水位調控將有助于提高湖濱帶底質適生性、及沉水植物生長，從而可輔助于湖泊生態(tài)恢復進程[161-162].

智慧感知和大數據技術對于湖泊系統(tǒng)的治理修復和長效管理具有重要的支撐作用，與大數據技術深度融合的湖泊信息化技術將促進湖泊生態(tài)環(huán)境智慧修復與管理更好、更快地發(fā)展. “智慧湖泊”是利用先進的技術和手段對湖泊進行實時監(jiān)測，對湖泊物理、化學、水文、地質、生物、湖泊流域歷史變遷，生態(tài)系統(tǒng)的自然演變規(guī)律等進行采集，建立湖泊的數據資源庫. 但目前“智慧湖泊”與湖泊治理修復尚未能有效銜接. 以智慧感知實時監(jiān)測湖泊水文、環(huán)境生態(tài)變化過程為基礎，整合污染治理、生態(tài)修復、生態(tài)水利調控等技術方法于一體，預計將是湖泊修復及長效管理的發(fā)展趨勢.

湖泊治理是一項長期工程. 日本的霞浦湖治理耗時將近40年，仍處于富營養(yǎng)化狀態(tài)，而德國的波登湖水質恢復歷經37年. 由于我國特殊的地理背景、人口結構及經濟形態(tài)，我國湖泊面臨著更強的人為活動壓力，湖泊治理十分艱難，耗資巨大. 未來在總結湖泊環(huán)境治理研究成果及修復工程實踐的基礎上，需按照污染物類別、污染程度、營養(yǎng)狀態(tài)水平、流域土地利用強度、社會經濟壓力等指標，對湖泊狀態(tài)進行分類，針對性地開展湖泊治理與保護工作. 對于重污染湖泊，應強化治理修復，恢復生態(tài)功能；而對于良好湖泊，應堅持保護優(yōu)先的原則，維持生態(tài)系統(tǒng)健康.

由于湖泊水體“匯”的特性，營養(yǎng)鹽、重金屬、有機污染等導致的復合污染給湖泊環(huán)境與工程技術研究帶來了新的挑戰(zhàn)，但目前湖泊環(huán)境研究的重視程度并不能滿足湖泊污染日益嚴峻的需求. 具體而言，污染物的環(huán)境行為研究大多數針對單一污染物在虛擬體系中的特定環(huán)境行為，難以適應湖泊復雜水體環(huán)境的現實需求；目前主要關注新興污染物的分布及濃度，對其生消過程、毒性風險及防控技術認知不足；湖泊次生災害與復合污染問題仍缺乏有效的防控策略、治理技術與設備；湖泊環(huán)境監(jiān)測技術與設備的精度、準確度、時效仍有較大的進步空間；缺乏能解決實際湖泊治理修復需求的創(chuàng)新工程技術體系和裝備；對湖泊及流域環(huán)境變化與關鍵過程模擬、控制的研究匱乏，缺乏系統(tǒng)、綜合性的研究成果. 未來在兼顧全面性、交叉性、獨立性、應用性的前提下，針對湖泊地形地貌等自身特點，應重點研究變化環(huán)境條件下湖泊及流域水環(huán)境和水生態(tài)質量演變規(guī)律、污染物遷移轉化過程、生態(tài)環(huán)境效應和污染控制理論和技術方法. 既要利用多學科的知識、研究手段及工程技術，完善湖泊環(huán)境與工程技術理論體系，為湖泊環(huán)境改善提供技術與裝備，也要為國家管理部門指定湖泊環(huán)境管理方面的法律、法規(guī)、政策及其他管理制度的制定提供堅實支撐.