夏管軍，梁愛寶，陳 剛，繆宏偉，王承勇，崔成龍

（1.河海（南京）生態(tài)科技研究院，江蘇南京 211112；2.南京市玄武湖公園管理處，江蘇南京 210009；3.中建生態(tài)環(huán)境集團(tuán)有限公司，北京 100071；4.徐州市水利工程建設(shè)有限公司，江蘇徐州 221006；5.南京建鄴城市建設(shè)集團(tuán)有限公司，江蘇南京 210005；6.中水生態(tài)控股集團(tuán)有限公司，廣東廣州 510610）

1 概 述

在人口密集的城市區(qū)域，快速城市化改變了城市及周圍環(huán)境的景觀組成和生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)，大量氮、磷等污染物隨著人類活動進(jìn)入城市湖泊之中。而城市湖泊由于常存在水深較淺、水體流動差、自凈能力較弱等問題，其水質(zhì)控制逐漸成為一大難題，容易出現(xiàn)超富營養(yǎng)狀態(tài)，削弱了湖泊原有的生態(tài)和景觀功能。近年來，城市湖泊的污染控制和生態(tài)恢復(fù)已逐漸成為人們關(guān)注和研究的熱點(diǎn)。

沉水植物作為湖泊中主要初級生產(chǎn)者，具有吸收凈化水體中氮磷等污染物、抑制底泥營養(yǎng)鹽釋放、為魚類等提供生境等多種功能，有著維持淺水湖泊草型清水穩(wěn)態(tài)的重要功能，種植沉水植物是淺水湖泊生態(tài)修復(fù)的關(guān)鍵措施。然而部分城市湖泊由于受到長時間、大范圍的污染，內(nèi)源污染嚴(yán)重，沉水植物種子庫喪失，若沒有其他工程輔助措施，即便在控制外源污染輸入后，沉水植物依舊恢復(fù)緩慢。因此，以沉水植物恢復(fù)為核心，以內(nèi)源污染控制等工程措施為輔助的清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建技術(shù)，已經(jīng)越來越多地被應(yīng)用于城市湖泊的水生態(tài)修復(fù)中。

玄武湖位于南京市玄武區(qū)，水面面積約3.7 km2，平均水深約1.1 m，屬于典型的城市小型淺水湖泊。隨著南京城市建設(shè)的發(fā)展，20世紀(jì)80年代后玄武湖便長期處于富營養(yǎng)化狀態(tài)［1］。近年來，南京市通過采取底泥疏浚、截污納管、引水工程等一系列措施，玄武湖水質(zhì)有了明顯的改善，但部分湖區(qū)的水質(zhì)仍未能達(dá)到地表水Ⅳ類水的標(biāo)準(zhǔn)［2］。作為南京市重要的景觀水體，本研究以玄武湖北湖東部水域?yàn)檠芯繉ο?，通過比較生態(tài)修復(fù)區(qū)和外湖水質(zhì)的變化，探討清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建技術(shù)在城市湖泊系統(tǒng)生態(tài)修復(fù)中的應(yīng)用效果。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

玄武湖位于南京市市中心位置，屬于金川河水系，其湖岸形狀大致呈菱形，南北長2.4 km，東西寬2 km，水面面積約3.7 km2，平均水深約1.14 m，屬于典型的城市淺水湖泊。湖中有環(huán)洲、櫻洲、梁洲、翠洲和菱洲等5個湖心洲，將玄武湖分成北湖、東南湖和西南湖3大塊。玄武湖流域面積為24 km2，有5條主要入湖溝渠、4處排水閘口和6處補(bǔ)水口，日引補(bǔ)水能力約35萬t［3］。本項(xiàng)目研究區(qū)位于玄武湖北湖東部水域（圖1），總面積約4.73 萬m2，平均水深約1.5 m。構(gòu)建清水型生態(tài)系統(tǒng)前，區(qū)域內(nèi)水質(zhì)處于Ⅳ～Ⅴ類水之間，東側(cè)生長有連片荷花，沉水植物分布稀少，水體景觀單一且水體透明度較低。

圖1 研究區(qū)位置及采樣點(diǎn)

2.2 清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建

2.2.1 湖底清淤

受汛期行洪和降水影響，大量污染物質(zhì)隨泥沙在水流作用下最終沉積在湖底，導(dǎo)致玄武湖淤積情況日益嚴(yán)重。本研究針對玄武湖北湖的水域特點(diǎn)，采用反鏟式挖泥船進(jìn)行帶水疏浚作業(yè)，挖出后的底泥轉(zhuǎn)移至岸上進(jìn)行后續(xù)資源化處理。其中沉水植物種植區(qū)保留20 cm 左右淤泥，作為沉水植物種植基礎(chǔ)。

2.2.2 圍隔分區(qū)

北湖清淤完成后，利用圍隔將研究區(qū)與外湖隔離，并采用不同材料圍隔與包圍方法將研究區(qū)劃分為3 個相對獨(dú)立的子區(qū)。E1 區(qū)域構(gòu)建時采用網(wǎng)目30 mm×30 mm的生態(tài)網(wǎng)膜，底部用碎石填充將其壓入底泥中，頂部高出水面約10 cm，網(wǎng)膜兩側(cè)水體可以自由流動，但能攔截藻類、魚類等進(jìn)入研究區(qū)，水域面積約0.6萬m2。E2區(qū)域主體采用不透水PVC圍隔構(gòu)建，面積約1.89 萬m2，圍隔底部同樣用碎石沉底，頂部安有浮體高于水面約30 cm，保證圍隔兩側(cè)水體無明顯交換，其中E2區(qū)域東側(cè)以生態(tài)網(wǎng)膜替代PVC圍隔，使研究區(qū)內(nèi)外水體連通。E3區(qū)域則采用不透水圍隔全封閉包圍，與外湖徹底隔離，面積約2.24萬m2。

2.2.3 野雜魚生物量調(diào)控

魚類對水生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定尤其是沉水植物的生長產(chǎn)生重要影響，如底棲魚類在進(jìn)行覓食時可能會導(dǎo)致沉積物的再懸浮，降低水體透明度，大量小型魚類的繁殖會推遲大型沉水植物的恢復(fù)進(jìn)程［4］。因此，在圍隔搭建完成后，本研究通過拉網(wǎng)捕撈等方法，將圍隔內(nèi)的魚類轉(zhuǎn)移至外湖，以減小其對后續(xù)沉水植物生長的不利影響。

2.2.4 沉水植物群落構(gòu)建

本研究從耐弱光、根系固著好、適應(yīng)水深寬、生活史互補(bǔ)、抗牧食等方面對沉水植物品種進(jìn)行篩選和搭配，選擇了苦草（Vallisneria natans）、篦齒眼子菜（Stuckenia pectinata）、黑藻（Hydrilla verticillata）、狐尾藻（Myriophyllum verticillatum）等植物品種，采用扦插法，分別以49 株/m2、36 株/m2、16 叢/m2和9 叢/m2的種植密度混合種植。

2.2.5 大型底棲動物投放

作為水生生態(tài)系統(tǒng)中的分解者或消費(fèi)者，底棲動物是調(diào)控水生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能變化的重要驅(qū)動力［5］。多數(shù)底棲動物長期生活在底泥中，具有區(qū)域性強(qiáng)、遷移能力弱等特點(diǎn)。由于北湖底泥淤積較為嚴(yán)重，生態(tài)清淤后底棲動物群落的重建需要相對較長的時間。因此，本研究在清水型生態(tài)系統(tǒng)建設(shè)初期投放一定數(shù)量的底棲生物以推動其群落重建，投放的底棲動物為河蚌（Unionidae）和銅銹環(huán)棱螺（Bellamya aeruginosa），二者投放密度分別為20～50 g/m2和3～5 g/m2，后期則依靠其自我繁殖能力進(jìn)行擴(kuò)散。

2.3 樣品采集與測定

本研究根據(jù)玄武湖北湖水環(huán)境特征和工程布局，共設(shè)置4處監(jiān)測采樣點(diǎn)，分別位于3處子研究區(qū)（E1、E2、E3）和外湖（C1）。研究區(qū)于2022 年5 月底開始施工，6 月末清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建基本完成，7 月起進(jìn)入運(yùn)營維護(hù)期。從施工建設(shè)前開始，定期對研究區(qū)開展水質(zhì)與底泥監(jiān)測，其中水質(zhì)每月監(jiān)測1 次，底泥指標(biāo)每3 個月監(jiān)測1 次。至2023 年2 月，共監(jiān)測水質(zhì)直標(biāo)10次、底泥指標(biāo)4次。

現(xiàn)場使用塞氏盤測定水體透明度，并使用柱狀采水器在每個監(jiān)測點(diǎn)水面以下0.5 m 處取水2 L，4 ℃保存下迅速帶回實(shí)驗(yàn)室測定水體中總磷（TP）、總氮（TN）、氨氮（NH3-N）、高錳酸鹽指數(shù)（CODMn）、總固體懸浮物（SS）、葉綠素a（Chl-a）等指標(biāo)。使用彼得遜采泥器抓取表層底泥樣品，帶回實(shí)驗(yàn)室后測定其中銨態(tài)氮（SNH3-N）、全氮（STN）、全磷（STP）和有機(jī)質(zhì)（SOM）質(zhì)量濃度。各指標(biāo)的測定方法如表1所示。

表1 水質(zhì)和底泥指標(biāo)檢測方法

2.4 數(shù)據(jù)處理

本研究通過SPSS 20 軟件使用單因素方差分析（One-way ANOVA）比較不同監(jiān)測點(diǎn)位間及系統(tǒng)構(gòu)建前后主要水質(zhì)指標(biāo)、底泥中營養(yǎng)鹽是否存在顯著性變化，并以Tukey HSD 法進(jìn)行多重假設(shè)檢驗(yàn)，在P＜0.05 時認(rèn)定統(tǒng)計(jì)結(jié)果的顯著性。使用Origin2019軟件進(jìn)行繪圖。

3 結(jié)果與分析

3.1 清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建前后研究區(qū)水質(zhì)變化

整體來看，2022 年7 月清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建完成后，各子研究區(qū)（E1、E2、E3）主要水質(zhì)指標(biāo)較北湖外湖（C1）均有不同程度的改善。從營養(yǎng)鹽水平來看，各監(jiān)測樣點(diǎn)NH3-N 質(zhì)量濃度均較低，整體可以達(dá)到地表水Ⅱ類水標(biāo)準(zhǔn)（圖2（a）），系統(tǒng)建成后，研究區(qū)內(nèi)NH3-N 質(zhì)量濃度在0.052～0.316 mg/L 間，雖然各子研究區(qū)間差異較小，但均顯著低于外湖（P＜0.05）。

圖2 清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建前后研究區(qū)與外湖水質(zhì)變化

研究區(qū)水體中TN 與NH3-N 類似，系統(tǒng)建成后并沒有表現(xiàn)明顯的時間變化趨勢，但不同子區(qū)與外湖間差異顯著（P＜0.05），呈現(xiàn)E3＜E1＜E2＜C1的特征（圖2（b））。其中E3 區(qū)在系統(tǒng)建成后平均TN 質(zhì)量濃度為0.93 mg/L，整體基本達(dá)到地表水Ⅲ類水要求，較同期外湖平均TN 質(zhì)量濃度1.97 mg/L 降低了約52.8%。

清水型生態(tài)系統(tǒng)建成對研究區(qū)水體TP 影響明顯（圖2（c））。整體來看，研究區(qū)TP 質(zhì)量濃度呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢，質(zhì)量濃度變化幅度在0.01～0.15 mg/L。隨著系統(tǒng)逐漸穩(wěn)定，2022 年9 月后3 個子區(qū)平均TP 質(zhì)量濃度分別為0.04 mg/L、0.04 mg/L和0.03 mg/L，基本能達(dá)到Ⅲ類水的要求，顯著低于同時期外湖TP質(zhì)量濃度（P＜0.05）。

如圖2（d）所示，研究區(qū)與外湖水體中的CODMn質(zhì)量濃度均較低，在Ⅱ-Ⅳ類水間變化。其中北湖外湖CODMn質(zhì)量濃度在3.6～8.6 mg/L間變化，平均質(zhì)量濃度5.6 mg/L。而系統(tǒng)建成后各研究區(qū)CODMn平均質(zhì)量濃度分別為4.3 mg/L、4.2 mg/L和3.5 mg/L，較同時期外湖顯著降低了23%、25%和37.5%。

從水體Chl-a 來看，清水型生態(tài)系統(tǒng)的構(gòu)建可以降低研究區(qū)水體中Chl-a 質(zhì)量濃度，并抑制藻類的增長（圖2（e））。從時間上看，研究區(qū)內(nèi)水體中Chl-a 呈波動降低的趨勢，其中受夏季持續(xù)高溫少雨天氣影響，7月水體中藻類生長迅速導(dǎo)致Chl-a質(zhì)量濃度爆發(fā)式增長。除7 月外，系統(tǒng)建成后各研究區(qū)內(nèi)平均Chl-a 質(zhì)量濃度分別為3.4 μg/L、2.9 μg/L和2.1 μg/L，均顯著低于外湖的9.14 μg/L（P＜0.05）。

清水型生態(tài)系統(tǒng)建成后研究區(qū)水體SS 呈波動降低的趨勢（圖2（f）），各子研究區(qū)水體中SS平均質(zhì)量濃度分別為15 mg/L、12 mg/L 和10 mg/L，較系統(tǒng)建成前平均降低了50.8%、38.8%和58.2%，并顯著低于同時期外湖25 mg/L的平均水平（P＜0.05）。

研究區(qū)內(nèi)水體SD 呈持續(xù)上升趨勢（圖2（g）），到監(jiān)測后期隨著清水型生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定，各子區(qū)內(nèi)水體基本可以實(shí)現(xiàn)清澈見底（圖3）。2022年9月至2023 年2 月，各子區(qū)平均SD 分別可以達(dá)到127 cm、151 cm和171 cm，較系統(tǒng)建設(shè)前分別提升了3.6倍、3.1 倍和3.3 倍，并顯著高于北湖外湖水體（P＜0.001）。其中E3區(qū)水體透明度提升速度最快，且在后續(xù)監(jiān)測中穩(wěn)定性要高于E1和E2區(qū)。

3.2 研究區(qū)富營養(yǎng)化狀態(tài)評價

采用綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)法計(jì)算出研究區(qū)清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建前后以及外湖區(qū)的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)（TLI）（圖4）。開展清水型生態(tài)系統(tǒng)建設(shè)前，研究區(qū)和外湖均處于輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)。系統(tǒng)建成后，研究區(qū)內(nèi)水體逐漸由富營養(yǎng)水平轉(zhuǎn)變?yōu)橹袪I養(yǎng)水平，且顯著低于外湖（P＜0.05）。各研究區(qū)的平均TLI 分別為46、45 和40，較建設(shè)前分別降低19.4%、15.4%和22.8%，其中E3 區(qū)的TLI 顯著低于其他兩處研究區(qū)（P＜0.05）。

圖4 清水型生態(tài)系統(tǒng)建成前后水體綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)變化

3.3 研究區(qū)底泥中營養(yǎng)鹽質(zhì)量比變化分析

湖泊表層底泥中TN、TP、SOM 等營養(yǎng)元素的質(zhì)量比，是反映底泥污染狀況和內(nèi)源污染程度的重要指標(biāo)，其分布特征可以反映水體的污染狀況［6］。如表2 所示，在開展清淤工作前各樣點(diǎn)底泥中STN、SHN3-N、STP、SOM的平均質(zhì)量比或質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為4.45 g/kg、0.544 g/kg、0.542 g/kg 和3.85%，營養(yǎng)鹽質(zhì)量比相對較高。通過生態(tài)清淤后，外湖和研究區(qū)內(nèi)底泥主要營養(yǎng)鹽（STN、SNH3-N、STP 和SOM）質(zhì)量比均有顯著減少（P＜0.05），較清淤前平均降低了33.1%、49.4%、21.8%和39.5%。在本研究的監(jiān)測周期內(nèi)，從時間上看清淤后外湖底泥中除STP 質(zhì)量比變化較小外，其余主要營養(yǎng)鹽質(zhì)量比均有逐漸升高的趨勢。相比之下，通過構(gòu)建清水型生態(tài)系統(tǒng)，各研究區(qū)底泥中STP 質(zhì)量比雖然有所升高，但STN和SOM 質(zhì)量比變化較小，E2 和E3 區(qū)底泥中SHN3-N質(zhì)量比還出現(xiàn)不同程度的降低。

表2 清水型生態(tài)系統(tǒng)建設(shè)前后底泥養(yǎng)分變化情況

4 討 論

清水型生態(tài)系統(tǒng)的建設(shè)是一項(xiàng)系統(tǒng)工程，其中沉水植物群落的恢復(fù)被認(rèn)為是系統(tǒng)構(gòu)建中最重要的部分，而生境條件的改善則是開展沉水植物種植的前提，只有在改變外部環(huán)境的前提下，才能實(shí)現(xiàn)生態(tài)系統(tǒng)的改變［7］。本研究區(qū)域位于玄武湖北湖湖濱帶，根據(jù)前期調(diào)查，表層底泥中氮磷質(zhì)量濃度偏高，底泥污染較為嚴(yán)重，另外岸邊淺水區(qū)由于風(fēng)浪作用強(qiáng)烈，水體垂直方向動力混合過程會加速沉積物的再懸?。?］，都會對沉水植物的生長產(chǎn)生不利影響。因此，本研究通過底泥清淤、圍隔分區(qū)、投放野雜魚控制等措施，對研究區(qū)內(nèi)的基礎(chǔ)環(huán)境進(jìn)行了改良。現(xiàn)場監(jiān)測結(jié)果表明，清淤后底泥中營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度顯著減低，能夠滿足沉水植物的正常生長需求。而通過圍隔分區(qū)可以起到良好的消浪作用，對于水體透明度提升和后續(xù)沉水植物的恢復(fù)具有重要作用［9］。

在苦草等沉水植物種植后，通過其根系的固著作用可以直接或間接地促進(jìn)懸浮物二次沉降，從而降低了研究區(qū)內(nèi)水體中SS 質(zhì)量濃度并大幅提升水體透明度，而水體透明度的提高反過來又可以促進(jìn)沉水植物群落的穩(wěn)定和恢復(fù)，二者間可以形成一個良性循環(huán)［10-11］。隨著沉水植物群落在研究區(qū)內(nèi)逐漸穩(wěn)定，由于沉水植物整個植株都位于水面下，其根、莖、葉在生長過程中能夠吸收水體中氮磷等營養(yǎng)鹽［12］，因此研究區(qū)水體中主要污染物質(zhì)量濃度較外湖均出現(xiàn)明顯降低。沉水植物還能有效抑制藻類的生長和暴發(fā)。研究區(qū)系統(tǒng)構(gòu)建完成后即遭遇2022年夏季異常持續(xù)高溫少雨天氣，這期間外湖水體出現(xiàn)富營養(yǎng)化程度升高以及Chl-a 質(zhì)量濃度增加、水體顏色泛綠的情況，而研究區(qū)內(nèi)Chl-a的變化幅度則明顯小于外湖。研究區(qū)內(nèi)豐富的沉水植物一方面可以與藻類競爭生長空間和營養(yǎng)物質(zhì)，并通過分泌化感物質(zhì)等干擾藻類生長；另一方面，沉水植物通過為浮游動物提供良好的生境，可以促進(jìn)浮游動物種群的發(fā)展，增強(qiáng)其對浮游植物的牧食壓力從而實(shí)現(xiàn)抑藻［13-14］。

除降低水體中污染物質(zhì)質(zhì)量濃度外，沉水植物對湖泊底泥中內(nèi)源負(fù)荷的控制也具有重要意義。雖然通過生態(tài)清淤等措施可以快速、直接地去除污染層，但只能在在短期內(nèi)降低底泥營養(yǎng)鹽質(zhì)量比［15］。而沉水植物在生長過程中一方面可以通過根系直接從底泥中吸收營養(yǎng)物質(zhì)，另一方面植物的根系分泌活動可以改善根際微環(huán)境，提高底泥中微生物活性，促進(jìn)營養(yǎng)鹽礦化［16］。因此在同樣開展生態(tài)清淤后，研究區(qū)底泥中STN和SOM質(zhì)量比并未同外湖一樣出現(xiàn)升高的趨勢，而E3區(qū)底泥中SNH3-N 質(zhì)量比還有顯著降低的特征。沉水植物對底泥中營養(yǎng)鹽的去除效果會受到植物種類、形態(tài)結(jié)構(gòu)及生長階段等因素的影響，如狐尾藻和篦齒眼子菜等有根沉水植物對沉積物有促淤作用，使沉積相的磷增加［17］，而苦草在進(jìn)入緩慢生長階段后會促進(jìn)水體中的磷向底泥中難分解態(tài)磷的轉(zhuǎn)化［18］，這與本研究中研究區(qū)內(nèi)水體TP 質(zhì)量濃度降低而底泥STP 質(zhì)量比升高的特征相符。

除了沉水植物外，本研究中投放的無齒蚌、環(huán)棱螺等大型底棲動物，隨著種群的增長，也能夠起到去除水體懸浮物、改善水質(zhì)的效果［19］。在富營養(yǎng)化水體修復(fù)初期，通過放養(yǎng)本地濾食性河蚌尤其是幼齡蚌，通過其濾食作用可以改善水體底部光照，為沉水植物生長創(chuàng)造條件［20］。而銅銹環(huán)棱螺的引入不僅可以降低內(nèi)源污染釋放的危險，還能提高沉水植物對浮游植物的抑制效率，對清水穩(wěn)態(tài)的維持具有促進(jìn)作用［21］。

綜上可知，清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建技術(shù)在城市湖泊水生態(tài)修復(fù)工作中起到良好的效果。城市湖泊修復(fù)難度和工程量都非常巨大，在實(shí)踐中由于受到湖泊環(huán)境特征、投資預(yù)算、社會影響等條件的限制，往往很難在全湖范圍開展。本研究也主要通過圍隔分區(qū)，在玄武湖北湖東部水域開展清水型生態(tài)系統(tǒng)建設(shè)。圍隔是開展水生態(tài)修復(fù)時一種常用的輔助手段，通過建立圍隔系統(tǒng)，可以將目標(biāo)區(qū)域與周圍水環(huán)境隔離開來，形成一個相對獨(dú)立的生態(tài)系統(tǒng)，適當(dāng)改善水體環(huán)境，從而促進(jìn)沉水植物的恢復(fù)，加速圍隔內(nèi)水體向清水的轉(zhuǎn)換［22］。但目前使用的圍隔大多為不透水圍隔，圍隔內(nèi)外完全無水體交流，生態(tài)修復(fù)的效果僅局限于圍隔內(nèi)水體。本研究在圍隔分區(qū)時通過調(diào)整圍隔材料和組合方式，分別構(gòu)建了半封閉的的E1、E2 區(qū)以及完全封閉的E3區(qū)。從實(shí)際效果來看，雖然半封閉的E1、E2區(qū)由于與外湖存在水體交換而導(dǎo)致TN 質(zhì)量濃度較高，但隨著系統(tǒng)逐漸穩(wěn)定其余指標(biāo)基本可以達(dá)到Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，較研究區(qū)外有明顯改善。因此，本研究也為透水圍隔在清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建中的應(yīng)用提供了工程經(jīng)驗(yàn)，為城市湖泊治理提供一定參考。

4 結(jié) 語

清水型生態(tài)系統(tǒng)建立后，豐富了玄武湖北湖湖濱帶水生生物的多樣性，顯著改善水體水質(zhì)，研究區(qū)內(nèi)TP、NH3-N 和CODMn質(zhì)量濃度整體可以達(dá)到地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，并提升了玄武湖北湖湖濱帶的景觀效果。玄武湖北湖東部湖濱帶的成功治理為玄武湖后續(xù)水生態(tài)恢復(fù)工程提供了借鑒。同時可以看出，采用以沉水植物群落為核心的清水型生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)建技術(shù)是解決眾多城市湖泊營養(yǎng)化問題的有效途徑。