1.2　国内外研究现状

1.2.1　外源氮磷控制技术

水体中所含的氮磷营养物质如果过高，就会引起水体中各种植物或其他生物的迅速繁殖，从而降低水体中溶解氧的含量，造成水生动植物，特别是鱼类衰亡甚至绝迹的污染现象。这种江河、湖泊、水库等水体中由于氮磷等营养物质含量过高所引起的水质污染现象称为水体富营养化。

水体富营养化形成机理复杂，除温度和水流速度等的影响外，氮磷的过量排放是造成水体富营养化的根本原因，其中磷是主导因素。由于人类活动的影响逐渐增强，水体富营养化问题已经成为水质管理关注的焦点。人为排放未加处理或处理不完全的工业废水和生活污水、有机垃圾和家畜、家禽粪便以及农施化肥是水体富营养化的主要污染源，其中最大的来源是农田上施用的大量化肥，含营养物质的工业废水和生活污水所引起的水体富营养化可以在短时间内出现（袁夫臣，2008）。

外界大量营养物质流进湖泊内会导致其出现富营养化的情况，所以在控制湖泊富营养化的过程中，加强对外源的控制尤为必要。如果减少或者截断外部输入的营养物质，就使水体失去了营养物质富集的可能性。从长远来看，要想从根本上控制水体磷污染，首先应该着重减少或者截断外部磷污染的输入（蒋清民，2014）。通过运用技术手段、采取科学合理的管理方式，可以将流入湖泊水体中的磷氮等物质进行有效的限制。此类方式对于防止湖泊出现新的富营养化以及已经发生富营养化的湖泊是有效的控制手段。外源控制湖泊富营养化的方式方法还有对外源营养物质的转移、对点源污染的有效控制、对含磷洗涤剂等的有效控制以及对农业生产方面污染的控制等（金相灿，2001）。控制外源性磷污染可以采取以下具体措施。①制定更加严格的城镇污水处理厂磷排放标准。在《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）中，Ⅴ类水的总磷浓度不大于0.4mg/L（湖、库中为不大于0.2mg/L），而《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）中二级排放标准的总磷浓度不大于3mg/L，一级排放标准的总磷浓度不大于1mg/L，均严重超出地表水Ⅴ类水标准，加重了地表水磷污染控制难度（吕凯等，2007）。②根据湖泊水环境磷容量，实施总量控制。③实施截污工程或者引排污染源。④合理使用土地，最大限度地减少土壤侵蚀、水土流失与肥料流失。如在农村推广生态农业工程，通过改进施肥方式限制肥料的施入以及施肥时间（俞兴东，2006）。

富营养化属于水污染领域，可参照其他水污染问题的研究方式，建立水质模型来研究缓流水体富营养化。通过预测代表富营养化发展程度的评价指标的变化趋势，对水体富营养化程度进行模拟，从而为水华预警提供有效的数据支持（徐良，2012）。研究富营养化的水质模型种类很多（谢湉等，2009），按照建模机理，大致可以分为四类，即基于统计数据的传统经验模型、基于数据处理的人工神经网络模型、基于生态系统物质循环的生态系统模型以及基于变化机理的生态动力学模型（刘永等，2005）。

经验模型主要应用“黑箱原理”，它不考虑表征富营养化的评价指标与气象、物理因子之间的转化、作用过程，而是通过简单的数学函数，将某一相关性最大的影响因子与评价指标直接对应。常见的经验模型包括两种：一种是建立藻类生物量与营养负荷的统计相关模型（乔根森等，1990）；另一种是污染负荷模型[如Vollenweider模型（Vollenweider，1976）和Dillon模型（Dillon et al.，1974）]。经验模型的优势是忽略了富营养化的复杂变化过程，直接由外因导出结果，模型结构简单，使用过程中所需资料少，模型运行稳定。其缺点也很明显：经验模型需要通过统计分析来建立因子间的相关函数或者单一营养负荷收支平衡方程，为了保证模型的可靠性，建模过程中必然需要长序列数据才能确保经验模型的预测精度；另外，经验模型使用的是特定区域基础资料，不具有普遍性；同时，使用经验模型的前提是假设营养物质进入湖库以后与原有水体均匀混合，因此变量只依赖于时间变化，而与空间分布无关。

人工神经网络模型属于非线性方法，是应用仿生学原理，通过模仿生物神经突触连接结构和功能而建立的复杂非线性动力学模型。与生物神经系统相同，人工神经网络采用类似神经元作用的“节点”作为基本反应单元。通过将神经元相互联结传递信息，进而进行数据的并行处理和随机交互，从而实现复杂逻辑判定，预测非线性关系。人工神经网络具有交互性、自适应、自组织、自学习的特点，克服了传统模型处理随机、非结构化信息方面的缺陷（王伟，1995）。人工神经网络包括多层映射、BP网络、径向基函数（RBF）网络等，其中BP网络的应用最为广泛。任黎、张坤实等人先后应用BP网络，对太湖、长湖富营养化状况进行了评价（任黎等，2004）。但人工神经网络在预测水体富营养化领域也有其自身缺陷。一是建立神经网络模型需要大量训练数据和验证数据，而富营养化问题近二十年来才在我国得到重视，相关数据收集有限，因此模型可靠性不强；二是富营养化等级识别困难等问题也制约着人工神经网络在富营养化预测方面的应用。

生态系统模型考虑了底泥营养物质释放对水体营养环境的影响，考虑了湖库水温分层、营养物质交换作用以及整个水生环境食物链内的营养物质循环，是能够全面、完备地描述水体富营养化过程的复杂模型（Jørgensen，1976）。生态系统模型一般包含以下几大成分：三个营养级，即浮游植物、浮游动物和鱼类；浮游植物生物量动态；水和沉积物之间营养物质转换；氮的硝化和反硝化作用；温度、光照对藻类生长率的影响；河流营养物质输入情况等。模型可以模拟藻类、浮游动物、有机氮、有机磷、无机氮、无机磷、生化需氧量（BOD）、溶解氧（DO）、悬浮物等组分自身输入、降解等过程，同时也能够模拟这些组分之间复杂的转化和作用关系。但是由于生态系统庞大复杂，建立一套完备的模型需要大量且多样的实测数据的支持，并且参数众多、率定困难，很少有地区能够有条件建立这样一套模型。因此理论上讲，生态系统模型虽然可以最详细地描述水体富营养化的各项过程，但是实际应用却受到很大限制。

生态动力学模型可以被称为“灰箱模型”，是介于功能黑箱和完全描述反映全部过程的“白箱”之间的一种数学模型。它基于质量守恒原理，将实际经验结合实验理论通过相应的数学表达式来定量地研究水体富营养化过程。在具体描述中，根据经验选取几种主要的富营养化评价指标，结合对流-扩散方程为藻类变化迁移理论依据，可以较为精确地描述各项指标在水体中的转化过程，并模拟其时空分布规律（郝芳华等，2008）。生态动力学模型模拟的变量一般为多重组分，这样不仅可以描述水体中各项因子的自身变化过程，也可以模拟各组分之间的转化过程；同时当评价指标明确且唯一时，为了简化模型，也可以使用单一组分进行模拟，但是影响该组分变化、迁移的输入条件必须齐备，描述转化、扩散过程的方程必须准确、完整。生态动力学模型描述的是自然界十分复杂的生态变化过程，它物理概念清晰，与其他模型相比，比较接近生态圈的演变过程，是富营养化数值模拟的主要发展方向。生态动力学模型中包含参数较多，建立起来需要大量机理研究的支持，但是相对生态系统模型又相对简单，模型参数的率定与验证相对容易，因此随着各类新型模型的不断开发完善，其应用前景将更加广阔。

1.2.2　生态系统修复技术

传统的水处理方法是将受污染的水集中到污水处理厂进行治理，主要采用的相关处理工艺有人工曝气、A2/O脱氮除磷工艺、间歇式活性污染工艺（SBR）等。人工曝气修复受污染的湖泊、河流虽然具有占地少、投资省、运行费用低、见效快等特点，但停止人工曝气后，经过一个月的时间，水质又恶化至原来水平。所以，人工曝气只能作为湖泊、河流修复的一种缓解措施和辅助手段（束良佐等，2001）。对于A2/O脱氮除磷工艺与SBR法，其建造、运行、管理费用过高，且在治理污染水体时需要进行换水，仅适用于较小型水体。可见这些传统处理方法虽然工艺成熟、处理效果理想，但对于湖泊、河流等开放型水体系统的修复，具有很大的局限性。鉴于此，近年来水体生态修复技术发展迅速。水体生态修复主要通过水生植物、微生物对水体中的有机物和氮、磷元素等进行有效吸附、转化和降解，以达到减轻水体富营养化程度、修复水体自净功能的目的（郑焕春，2008）。

生态修复是在生态学原理指导下，以生物修复为基础，结合各种物理修复、化学修复以及工程技术措施，通过优化组合，使之达到最佳效果和最低耗费的一种综合的污染环境的修复方法（谢彦君，2004）。污染环境的生态修复根据生态学原理对多种修复方式进行优化综合。其首要特点是严格遵循了循环再生、和谐共存、整体优化、区域分异等生态学原理（张廷毅等，1997）；其次，生态修复主要是通过微生物和植物等的生命活动来完成的，影响生物生活的各种因素也将成为影响生态修复的重要因素，因此，生态修复还具有影响因素多而复杂的特点（李东和等，1999）；再次，生态修复的顺利施行，需要物理学、化学、植物学、微生物学、栽培学和环境工程等多学科的参与（张建萍，2001），多学科交叉也是生态修复的特点。

从已经尝试进行的水体生态修复技术的实践经验来看，与传统的物理、化学修复技术相比，水体生物修复技术具有以下优点（Ranald，1995）：①费用省，仅为传统环境工程技术的30％～50％；②环境影响小，遗留问题少，无二次污染和污染物转移；③可有效降低污染物浓度；④污染物可原地降解，修复时间短；⑤控制操作简单，对周围环境干扰少（赵生成等，2004）。

20世纪70年代首次提出了水体岸边带（riparian strips/zone）的概念，定义为与水体发生作用的陆地植被区域。水体岸边带是一种特殊的保护缓冲带（conservation buffer strip，简称缓冲带），也称为岸边缓冲带（riparian buffer zone/area）、水滨带等。在我国，针对水体特征将湖泊岸边带称为湖滨带，水库岸边带称为库滨带，河流岸边带称为河岸（滨）带（冯冠宇，2010）。

湖滨带是水陆交错带（aquatic-terrestrial ecotone）的简称，是湖泊水生生态系统与湖泊流域陆地生态系统间一种非常重要的生态过渡带（卢宏玮等，2003a）。根据联合国教科文组织的人与生物圈计划（MAB）委员会对于生态交错带的定义，湖滨带可以定义为湖泊流域中水域与陆地相邻生态系统间的过渡带，其特征由相邻生态系统之间相互作用的空间、时间及强度所决定（金相灿，2001）。湖滨带按地形条件可划分为河口型、堤防型、滩地型（如湖滨湿地）和陡岸型（包括岩岸和砾石岸）等类型（卢宏玮等，2003b）。湖滨带在生态、美学等方面均有十分重要的作用，是湖泊天然的保护屏障，是健康的湖泊生态系统的重要组成部分和评价标志（王玲玲等，2005）。

近年来，随着湖滨带研究的快速发展，无论是在研究内容、研究技术手段还是研究尺度上都发生了很大变化。自20世纪70年代以来，国际上开展了诸多对河流、草地、沼泽和湖泊等湿地的生态恢复工作，生物操纵、污水分流、疏浚等技术措施也被欧美等国相继采用。美国开展了如俄亥俄州“老妇人河”湖滨生态工程、佛罗里达州钢城湾酸性电池废液污染下的湿地恢复等研究，并通过对生态经济系统的能值分析来比选治理方案（徐霞，2004）。华盛顿湖在富营养化控制与水质改善方面也取得了明显效果，更是被视为湖泊生态恢复和重建的范例，采取了如重新引进土著鱼种等一系列生物措施和工程管理措施。澳大利亚在卡佩尔（Capel）附近修建了一个用于沉积稀有金属矿砂的湖泊群，通过种植水生植物来恢复湿地生态系统。印度通过采取禁止放牧、禁挖草坪、污水分流与处理等措施来恢复已退化的河岸生态系统。

生态塘是由传统的氧化塘演变来的污水生物-生态处理技术（陈晓强等，2010）。它是以太阳能为初始能源，利用塘中存在的微生物、藻类、水生动植物，进行水产、水禽养殖，形成人工生态系统，污水中的有机污染物通过塘中多条食物链的物质迁移、转化得以降解，最终以水生植物、水产和水禽的形式进行回收，净化后的污水可用于灌溉或者回用，具有很好的环境效益和经济效益（Wang et al.，1995）。生态塘作为污水处理和利用相结合、实现污水资源化的一种废水生态处理技术具有整体构造简单，基建和运行成本低，管理维护方便，运行效果稳定可靠，美化环境并能形成生态景观，可以利用河道废弃的鱼塘、洼地、水库、盐碱地等优点；但是占地面地大、对氮磷的去除效果不稳定、易产生不良气味、滋生蚊虫等问题限制了生态塘的应用，不过这些都可以采取适当的措施予以消除。为了实现处理与利用的结合，生态塘必须保证处理过程中产品的清洁，将污水中的污染物进行降解净化后再进行利用，其典型的工艺流程为污水经过预处理后，依次进入属于一次处理的沉砂池、厌氧塘，再进入二级处理的兼性塘、曝气塘、水生植物塘，最后进入深度处理的鱼塘或者鹅塘、水生植物塘，出水可用于农田灌溉、补充地下水等（韩耀霞等，2008）。

1901年修建于美国得克萨斯州圣安东尼奥市的稳定塘系统是世界上有记载的第一个塘系统（史义雄等，2009）。1920年，德国慕尼黑市建造了欧洲最早并至今仍在运行的污水净化养鱼塘系统。生态塘占地面积较大，这一缺点曾使其发展在一段时间内几乎处于停滞状态。由于生态塘能耗低，近四五十年来，生态塘技术得到了新的发展（刘华波等，2003）。到目前为止，美国已建成12万座各种类型的塘系统，处理的污水量占污水处理总量的25％，法国有2000多座，德国有3000多座。以色列人Shelef和Azov等根据菌藻共生原理研究发展了活性藻系统，利用藻类光合作用为水体供氧，进一步降低了污水处理能耗和成本。美国加州大学伯克利分校的Oswald提出的高效藻类塘，主要通过藻类植物和异养细菌的协同作用进行污染物的降解（Putt et al.，2011），由于藻类能为异养好氧微生物提供足够的DO，使其能高效地去除有机物、氨氮和磷等污染物。Amengual-Morro等（2012）通过分析水质指标、确定浮游生物的分类等研究兼性塘中的藻类，用以获得兼性塘运行和维护的信息，结果发现蓝藻存在于低负荷条件下，当塘超负荷运行时，主要存在的藻类是绿藻。所以，藻类可以作为塘运行状态的一个生化指标。Powell等（2011）进行了生态塘中磷去除机理的研究，结果表明稳定塘泥样中71％以上的总磷以多磷酸盐的形式存在，由此作者推断出多磷酸盐的聚集是生态塘磷去除的主要途径而不是传统认为的化学沉淀。作者在藻华期间取的泥样磷的总悬浮固体释放速度为12.4μg/（g·d），远高于正常情况下磷释放速率4.3μg/（g·d）。Kerstens等（2009）研究了生态塘中浮萍的覆盖率对硫挥发的影响，结果发现浮萍覆盖的厌氧塘中硫挥发减少了99％，而在藻类塘中，硫主要以化学和生物转化为主，挥发量微不足道。在浮萍的根部发现了无色的硫细菌，批量测试结果表明微生物的生化及化学氧化作用都存在于浮萍塘中，由于浮萍为硫氧化细菌提供了附着点且有遮挡作用而减少了H 2 S的挥发。

20世纪70年代以前，国外许多学者对利用高等水生植物净化污水开展了大量的研究工作，一般被选用的水生植物为增长较快的水葫芦、阔叶香蒲和空心苋等（Wolverton et al.，1975）。1979年由联邦德国建造的Schwimmkampen浮床是世界上最早的人工浮床（Hoeger，1988）。Faulwetter等（2011）研究了以回收的塑料和地毯纤维作为生态浮床基质处理生活污水的方法，反应器进水为人工模拟废水。结果发现所有的系统中，COD都达到了90％以上的去除率，进水中的氨氮也被有效去除；第28天，总溶解氮的去除率约50％，这时大部分的残留氮是以硝氮的形式存在于反应器中。

Nakai等（2010）通过研究植物根部的甲醇提取液对蓝藻和铜绿微囊藻生长的影响，从7个属中选择根系能释放克藻化合物的生态浮床植物，结果发现水竹、水葱和芦苇可释放出抗蓝绿藻的化合物，是适合于生态浮床的植物。

我国的生态塘技术是由哈尔滨工业大学的王宝贞等（1998）首先提出并发展的，并已经在齐齐哈尔、安达、东营、天津等地成功地建成了多处进行污水处理与利用的生态塘系统。1998年成都府河边建成了世界上第一座综合性环境教育公园——活水公园，用人工湿地-生态塘组合工艺处理污水，污水依次通过厌氧塘、植物塘、鱼塘等，用形象的手法表现处理工艺，人们可目睹水由浊变清的过程，形成了优美的园林景观（黄梅等，2004）。

王宝贞等（2000）按照能量在食物链中以1/10的剩余值逐级传递的规律，对生态塘中生态系统物质和能量在食物链中的传递进行了定量分析，提出了生态塘系统中各种物质的优化组合和分配的设想。翟鸿飞等（2009）用内置渗透墙型生态塘处理农村生活污水，利用墙体本身的性质为生物提供更多的生存场所，提高污水净化效率，缩小了整个生态塘系统的占地面积。蔡明凯等（2010）采用厌氧生物滤池（AF）-人工湿地-生态塘工艺处理三峡地区的养殖废水，其对COD、悬浮物、总磷都有很好的净化率。我国东营市污水处理生态工程就是生态塘的成功运用，其工艺流程为城市污水通过细格栅、平流沉砂池预处理后，进入高效厌氧塘、曝气塘、鱼塘、藕塘、芦苇塘出水，经生态塘工艺处理后的出水被回用。东营生态塘污水净化工艺人为建立稳定的生物链，不仅能有效地净化污水，而且能收获芦苇、鱼和藕等经济动植物，产生明显的社会、环境和经济效益。

我国学者也对人工浮岛技术开展了有意义的研究。Hu等（2010）将富营养化湖底底泥、处理过的工业煤渣和膨胀珍珠岩混合制成生态浮床基质，所用的植物为菖蒲，讨论了生态浮床的机械强度、抗水性、浸出毒性，并将此生态浮床用于废水处理，取得了理想效果，总氮、总磷、氨氮、总溶解性磷和叶绿素a的去除率分别为36.3％、35.7％、44.3％、38.1％和47.9％。Li等（2010）利用水芹作为人工浮床主要植物，研究了水芹在生长和腐化过程中，营养物质浓度变化情况，结果表明水芹生长时期把营养物吸收到体内，但是腐化时把氮磷重新释放回水体。Sun等（2009）应用固定化微生物技术，将采用海藻酸钠/氯化钙包埋法制作的添加活性炭的反硝化菌小球置于传统浮床上，改善了浮床的脱氮效果，为提高生态浮床对河道水的净化效果提供了一种有效的方法。Zhao等（2012）用水生蔬菜生态浮床处理嘉兴市的富营养化河水，结果发现夏秋季生态浮床对总氮、氨氮、硝氮、亚硝氮、总磷和叶绿素a的去除率分别为36.9％、44.8％、25.6％、53.2％、43.3％和64.5％，此浮床系统也可有效去除TSS、大肠菌群以及重金属。浮床上的水生蔬菜都含有丰富的天然蛋白质。Yao等（2011）进行了生态浮床的植物筛选研究，结果发现，水葱、千屈菜、黄花鸢尾和香蒲4种植物都对氮、磷有很好的净化效果，尤其是水葱和千屈菜。

我国有些地区已将生态浮床技术用于治理城市河道水。例如将生态浮床用于治理富营养化严重的五里湖，很好地消减了波浪，改善了湖水水质，湖水的透明度有了明显的提高（陈开宁等，2005）。2002年，北京修复什刹海富营养化水体运用的就是生态浮床技术，治理后湖水中总氮下降了4.74mg/L，总磷下降了0.454mg/L，水体透明度提高，使什刹海从“藻类浊水型”转变为“草类清水型”水体。在此次治理工作中，优先选用了高等水生植物美人蕉和风车草（屠清瑛等，2004）。

1.2.3　生物监测预警技术

监测预警技术以监测为核心。由于水质状况的改变，引起理化指标或生物反应等因素发生改变，从而对水质起到预警作用。目前世界各国普遍采用的对水环境进行监测的方法大致分为两大类：一类是理化分析方法，另一类是生物监测法（车克铠，2015）。

理化分析方法是采用各种仪器，通过定量或定性的方法，分析测定水环境内的有毒有害物质或它们的浓度（任宗明，2005）。化学分析虽然易标准化，能够准确检出目标污染物的含量，但是，理化分析方法通常需要一定的时间，存在滞后性，不能及时并连续地监测水质，检测费用高，较难实现在线连续监测。另外，一些在线传感器虽然可以快速地分析出预定化学品在水体中的浓度，但是却不能直接反映出化学物质对水体内水生生物生存状况的影响，尤其当水体中存在多种化学物质或环境因子（如温度、pH值、溶解氧、硬度等）联合作用对水体产生影响时，理化分析更难反映其对水环境的毒害作用。同时对需要及时监测的突发性事故，不能做到实时监测，实现不了对水质的在线预警目的。

美国环保局（EPA）对生物监测的定义为：使用具有生命特征的生物体来测定环境影响。生物监测的原理是利用水生生物个体、种群以及群落生存状况等特征，来反映污染物对水环境质量的变化影响，在生物学的角度上监测和评价水体环境质量（刘伟成等，2008）。

相对于传统的理化分析方法，生物监测方法具有以下特点：①可以长时间在线、连续、动态地监测水体的状况，迅速提取水环境的参数并实现自动报警；②生物可以灵敏地反映出水质的变化，并且能够直观并真实地体现水环境中污染物质对生物体的影响；③对于水环境中含有多种污染物质的混合型污染同样可以做到实时预警（车克铠，2015）。

DNA条形码（DNA barcoding）是通过对一段标准目的基因片段进行分析，从而对物种进行识别鉴定的技术。其原理类似于零售业中对商品进行辨认的商品条形码。DNA条形码技术的关键就是对物种一段标准目的基因片段进行大范围比对分析，进而来识别鉴定未知的物种或者发现新种以及隐存种（刘慎思，2012）。

2003年加拿大动物学家Hebert等（2003）提出DNA条形码技术，即通过对线粒体DNA细胞色素C氧化酶亚基Ⅰ基因（mt DNA COⅠ）5′端一段长度约为650bp的基因片段进行测序和序列分析，进而在DNA水平上成功地区分物种，且认为利用COⅠ基因从分子演化的角度，将提供一种快速、方便并且可信的分类方法，目前已成为生物分类学研究的新方向（Monaghan et al.，2005）。如埃塞俄比亚学者Assefa等（2007）利用COⅠ分子标记技术对发生在甘蔗上的夜蛾属幼虫进行了鉴定；Hebert等（2004）在对哥斯达黎加热带鳞翅目普通蝴蝶（Astraptes fulgrator）研究时，发现其至少可以分为10个类群。此外，Kevin等（2011）的研究表明，DNA条形码技术可以准确鉴定不同发育阶段以及不同形态的麦蚜，而且该技术对卵的准确识别完全可以替代传统的形态学鉴定法。DNA条形码技术为分类学提供了信息化的分类标准和有效的生物分类手段，对物种的准确鉴定以及生物多样性调查等研究起着至关重要的作用。其主要作用包括对物种进行准确的识别鉴定，发现新种以及隐存种，重建物种与高级阶元的演化关系等。与传统形态学鉴定手段相比，有其特有优势，如可以对生物的卵和幼体、动物或植物的寄生物进行鉴定，而且也能辨别形态相似的近缘种，发现新种和隐存种，甚至根据动物肠道包含物或排泄物可以分析解决食物链的问题（Valentini et al.，2008）。此外，随着DNA条形码技术的不断发展，一系列更快、更好、更廉价的技术会孕育而生，这必将推动相关分子生物学技术的进一步发展，并带动相关生物科学的共同发展。而且一旦物种鉴定的问题得到了解决，必会为系统发育树的构建提供足够可靠的依据，从而推进生物进化方面的研究。DNA条形码技术作为分类学的一种辅助物种鉴定的新技术，已经引起了生物学家的广泛关注，在生态、环境、食品等诸多领域也已备受关注（Janzen，2004）。目前针对全球所有动物物种COⅠ基因的大规模测序计划正在进行（Kress et al.，2005），DNA条形码计划已经在灵长类（Lorenz et al.，2005）、鸟类（Tavares et al.，2008）、鱼类（Ward et al.，2005）、昆虫（Hebert et al.，2004）中展开。在昆虫分类研究方面，鳞翅目（Hajibabaei et al.，2006）、等翅目（Foster et al.，2004）、蜉蝣目（Armstrong et al.，2005）、鞘翅目（Cardoso et al.，2005）、半翅目及双翅目（Smith et al.，2006）等也已开展此项技术的研究。但是在于桥水库生物鉴定中应用研究的相关报道较少。

1.2.4　蓝藻暴发处置技术

随着水体富营养化加剧，淡水中蓝藻频繁暴发。有害蓝藻水华大规模地暴发不仅会降低水资源的利用效能，还会对水环境、水产养殖和渔业等造成巨大的损失，而且部分蓝藻产生的毒素会对人类健康产生严重的危害。蓝藻控制方法主要有以下几种（胡利静等，2015）。

1.2.4.1　粗控制型

（1）机械控制法。采用人工和机械打捞、生物曝气等多种方法清除蓝藻水华，能直接大量清除湖面蓝藻水华，且无明显负面影响。因此，在蓝藻水华大量发生季节，采用机械法清除湖面水华并加以综合利用，防止恶性增殖和二次污染，并由此降低水体营养水平污染负荷，从而可达到改善水环境之目的，是一项立竿见影的高效实用技术。沈银武等（2004）在富营养化湖泊滇池蓝藻水华机械清除的研究中，利用重力振动、旋振和离心等方法收集富藻水，浓缩、脱水后得到藻泥分析其氮磷含量，表明在富营养湖泊中水华蓝藻大量暴发时，采用机械除藻，对控制蓝藻水华污染以及有效降低内源氮、磷等污染物负荷具有良好的效果。

（2）水生动物控制法。由于蓝藻颗粒较大，更容易被滤食性鱼类摄食到体内，从而在一定程度上延缓、阻碍蓝藻的生长。

可供选择的鱼类有鲢鱼、鳙鱼、罗非鱼等。通过循环放养和重复养殖，可以调控生物之间的食物链关系，降低藻类现量，再通过成鱼捕获，获取水体中的营养物质，从而达到既有效控制水华，又取得一定渔获物的目的。刘建康（2003）在实践研究中发现鲢鱼、鳙鱼能有效地遏制微囊藻水华，并且得出鲢鱼、鳙鱼遏制水华的有效放养密度为46～50g/m3。虽然蓝藻被鲢鱼、鳙鱼摄食，在一定程度上降低了蓝藻的密度，但蓝藻不易被鲢鱼、鳙鱼消化，致使含有蓝藻的鱼粪便漂浮在水面并不断解体，再次释放蓝藻，使蓝藻扩散而导致二次污染。为此，2006年研究人员利用“生态陷阱”技术治理临港新城滴水湖，利用水位控制技术，增加水体含泥量，使滤食性鱼类在摄入藻类的同时连带摄入更多的泥沙，使鱼粪因含泥沙而沉降到水底，从而让底栖生物再次摄食和降解。该技术优化了鲢鱼、鳙鱼控制蓝藻的成效，使蓝藻得到了有效的控制。

罗非鱼（Oreochromis spp）和鲢鱼、鳙鱼不同，它们兼有滤食捕食和啮食等多种摄食方式，能有效地摄食和利用水体中的浮游生物。陆开宏等（2002）在藻华水体月湖和一些城镇公园水体中投放罗非鱼进行控藻研究，发现罗非鱼的牧食压力导致水体叶绿素的减少，蓝藻水华得到了有效控制。

（3）植物控制法。植物控制法是将植物放入水体中，利用植物的代谢产物间接抑制蓝藻生长的方法，具有化感作用的植物包含了漂浮水生植物、大型水生植物及陆生植物。

漂浮水生植物不但可以吸收水体的营养盐和有机物，降低形成水华的风险，还可以通过漂浮的特性，随蓝藻一起在水面漂浮盖住聚集的蓝藻颗粒层，阻碍其生长，间接促进其他藻类生长（张树林等，2006）。研究表明，浮萍（Lemna minor）、马来眼子菜（Potanogeton malaianus）、苦草（Vallisneria spiralis）、水花生（Altemanthera philoxeroides）、金鱼藻（Ceratophyllum oryzetorum）等都是很好的选择（马为民等，2003）。大型水生植物能够快速竞争性地吸收水体中的营养盐（吴玉树等，1991），而且有遮光作用（金送笛等，1994），更能分泌产生化感物质抑制蓝藻生长（潘继征等，2004），大型水生植物与蓝藻之间具有相生相克的现象，因此水生高等植物被广泛应用于降低湖泊水体营养盐负荷、控制藻类生长、调节湖泊生态系统等（吴振斌等，2001）。而大麦秆、小麦秆等是天然的植物材料，对于水生高等植物、鱼和无脊椎动物等几乎不存在不利影响。大麦秆、小麦秆等不仅抑制藻类生长，还能有效改善水生生态系统结构，增加水域中的生物多样性（吴为中等，2005）。

由于植物化感物质具有高效性、选择性和无污染性，应用在抑制藻类繁殖上不仅可以有效地抑制藻类的生长且不会污染水体造成二次污染，被认为是颇有前途的一种抑藻手段。植物化感作用抑制藻类主要有3种方式：利用水体中活体水生植物分泌的化感物质抑制藻类（李磊等，2007），例如穗花狐尾藻（Myriophylum spicatum L）（Nakai et al.，2000）；利用植物秸秆，比如芦苇秆（于淑池等，2013）、稻秆（张薛等，2007）、大麦秆（张薛等，2007）；从植物中提取化感物质，如2-甲基乙酰乙酸乙酯（门玉洁等，2007）。

粗控制法的技术含量不大，而且不易引起水环境的二次污染，但是利用机械控制只能减缓蓝藻对水产养殖造成的危害，不能从根本上解决蓝藻问题。而植物控制法是直接往水体中投放秸秆，会影响水体美观且见效慢，所以将收割干燥的植物体放入待处理水体，利用其腐败释放的化感物质抑制藻类，以及从各类植物中提取的化感物质施入水体抑制藻类的做法显得尤为重要，而且颇具有应用前景。

1.2.4.2　半粗半精控制型

（1）絮凝剂控制法。对于水华的快速处理，使用无毒絮凝剂沉降是较好的选择之一。普通物理絮凝剂来源充足，天然无毒，使用方便，耗资少，尤其当水华大规模发生时。各类基于人工“取出”的技术或者人工生态工程由于成本问题而实施效果不理想时，絮凝除藻方法则更具优势。刘蕾（2009）发现絮凝剂的投加能明显降低水体的pH值和叶绿素a浓度，对改善水体的透明度有积极作用，且絮凝剂浓度越高，降幅越大。肖利娟等（2007）在研究中发现铁盐絮凝剂在应急处理方案中对蓝藻具有较好的去除效果。

无机絮凝剂除铁盐系外还有铝盐系，但付军等（2006）认为饮用水中铝可能对人体健康造成不良影响。另外，还有黏土絮凝剂，而黏土除藻是通过阳离子交换以及凝集作用将藻细胞和颗粒凝聚沉降到水底，可以在一定程度上降低水面藻细胞密度。在采用黏土矿物絮凝沉降除藻方面，许多学者也进行了不少有益的尝试，张青等（2009）在两种絮凝剂对水华蓝藻的去除能力的研究中发现，在沉降时间上海泡石绒远小于高岭土。黏土除藻对于深水湖泊水华有一定的去除作用，但对于大多数的浅水型湖泊来说絮凝除藻效率低，而且黏土技术本身不能防止藻类的再次泛起和底泥二次污染，难以被广泛使用。

（2）破坏藻自身控制法。破坏藻自身的方法主要采取化学药剂法、光化学降解法等措施。其中，最常用的化学药剂法主要是利用除草剂、杀藻剂等来控制水华藻类的繁殖，使用最广泛的当属硫酸铜，其中用铁盐、铝盐作增效剂可提高硫酸铜的除藻效果，但大量使用硫酸铜常会引发毒害水生生物及重金属在湖泊中的积累等二次污染，因此具有一定局限性。

1）化学药剂法。预氧化剂的氧化性对藻类具有直接灭活作用，藻类同水中其他颗粒一样，可以通过絮凝沉淀过程除去，由于预氧化工艺具有一定的助凝作用，也可以提高除藻的效率。刘嵩等（2010）研究臭氧预氧化的除藻效果时发现臭氧预氧化可以明显提高除藻效果，臭氧投量为1.5mg/L时，除藻率达到最高值88.3％，继续增加投入量，除藻率不再增高。一些发达国家采用臭氧化除藻效果虽好，但运行成本高，投资太大，难以在发展中国家推广。当前使用较多的氧化除藻方法是预氯化工艺，其除藻机理可能主要是具有氧化成分的物质使藻细胞膜系统发生脂质过氧化，造成膜系统和细胞器结构的破坏，引起膜内物质的外漏，最终导致藻细胞死亡（刘洁生等，2006）。但在氯化过程中会生成THM等有害副产物，因此该工艺的使用受到很多国家的限制。

2）光化学降解法。蓝藻藻类的生长繁殖与其自身通过光照进行光合作用有着密不可分的关系，因此，利用遮光法可以使蓝藻藻类缺乏光合作用提供的各项代谢能量从而降低湖泊、养殖水体的蓝藻密度。陈雪初等（2007）的研究表明遮光处理能够在营养盐浓度变化不大的状况下大幅度削减藻类生物量。万蕾等（2009）在不同遮光方式的抑藻效果比较研究中也发现遮光是抑制藻类暴发的有效措施之一，不同水体可以根据具体情况选择不同的遮光方式。

光化学降解法治理蓝藻除了遮光法外还有紫外线法（袁侃等，2010）、纳米半导体法（尹海川等，2005）。紫外线是一种能量较高的短波，可用于消毒、抑制微生物生长。紫外线控藻法适合在水产养殖循环水等小型水体中使用，在大型水体中使用该法不太现实。纳米半导体材料具有光催化性能，在光照射下能形成氧化还原体系，这个氧化还原体系如果能对蓝藻光合作用中电子的输送过程起到抑制和阻断作用，那么就可能利用光催化来抑制蓝藻的生长。纳米半导体法应用在控藻上，还需要研发相应的除藻手段。

（3）工程法控制型。工程法是以计算为理论、以技术为支撑的控藻方法，其中包括超声波控藻法、移动式加载絮凝磁分离水处理技术、粒子流复合除藻净化技术等。

超声波控藻是近年来受关注较多的一种物理控藻方法，可将蓝藻细胞内细胞器破碎或破坏其生理功能从而使蓝藻细胞死亡达到控藻效果。很多研究表明（邵路路等，2012）超声波对蓝藻有明显的去除作用，而对水体中浮游动物、鱼类及沉水植物等其他主要水生生物不产生明显影响。移动式加载絮凝磁分离水处理技术（ballasted flocculation magnetic separation，BFMS），是新一代水澄清和过滤技术。BFMS技术是在传统的絮凝工艺中加入磁粉成为絮体的核体，增强了絮凝的效果，同时减少絮凝剂用量。张朝升等（2001）发现该技术对水中藻类具有很好的去除效果，与传统工艺相比，有机物去除率平均提高了34.21％。另外，粒子流复合除藻净化技术是将化学氧化法与电场法有机结合，采用二氧化氯氧化-电场法去除水中的藻类，该方法通过氧化作用破坏藻类的细胞结构和功能，影响藻细胞的光合作用，致使藻类逐渐死亡。

半粗半精控制法中，化学药剂及絮凝剂对蓝藻的控制具有用量少、操作简单、见效快等优点，可用于应急的情况，但化学药剂及絮凝剂等容易引起二次污染，影响湖泊、池塘的生态平衡，威胁鱼类等水产动物的生长。而工程控藻法不会引起环境的再次污染，并且效果较佳，但工程控藻法需要一定的技术做支撑，而且成本较高，不适用于小型湖泊和池塘。

1.2.4.3　精细控制型

国内外研究者在极力探究精细控制型的有效控藻方法，包括微生物控制法、营养物质控制法等，其中通过微生物控制蓝藻水华是近年来探索出的控制蓝藻的有效途径之一。

（1）微生物控制法。微生物修复，尤其是以菌治藻，主要是应用原位技术以及向水体投加有效微生物群从而改善污染水体的透明度、高锰酸盐指数、溶解氧、总氮、总磷、叶绿素a等以达到减轻水体富营养化程度的效果。在我国水产业应用光合细菌（photosynthetic bacteria，PSB）以来，已有许多文献报道了其在鱼、虾、贝类育苗和养殖方面的作用（张信娣等，2007）。光合细菌能够分解水中的有害物质，起到净化水质、控制水体富营养化的作用（李佐荣，2007）。丁成（2008）研究固定化光合细菌对富营养化养殖水质的净化效果时发现，固定化光合细菌在较短的时间内即可达到最佳处理效果。水质指标不同其最佳净化条件也不尽相同，不能完全以哪个指标来单独评定和评价水质。常会庆等（2010）进行了人工模拟富营养化水体处理试验，发现在富营养化水体中接种固定化光合细菌可明显降低水体中的养分，且对水体中的藻类也起到一定的抑制作用。

近年来，部分学者相继报道了生物组合（光合细菌、硝化细菌及玉垒菌等）、有效微生物群（EM，以光合细菌、放线菌、酵母菌和乳酸菌为主）等在小型富营养化水体的应用方面的技术，这些技术均表现出较好的除藻效果，且工艺简单、成本低廉，是极具推广潜力的生物控藻新技术。李雪梅等（2000）发现有效微生物群可有效抑制藻类的生长，防止水华的发生，改善景观。陈建等（2010）在北京市延庆县妫水湖的现场围格水体中投加有效微生物菌群，结果表明投加EM菌不仅可以控制蓝藻水华的暴发，而且可以快速降低水体中氮磷浓度。

随着研究的深入，新的溶藻细菌被提出并引起研究者浓厚的兴趣。溶藻细菌在水体及自然环境状态下广泛存在，是一种天然的物质，所以可筛选分离寡营养水体中的高效溶藻细菌，并研制高效溶藻菌剂，从而达到以菌控藻和原位治藻的目的。目前国内有关溶藻细菌的研究仅处于实验室研究阶段，大量的研究集中于对溶藻细菌的分离和鉴定，已鉴定出的溶藻细菌有蜡状芽孢杆菌（Bacillus cereus）（刘晶等，2007）、短小芽孢杆菌（B.pumilus）（卢兰兰，2009）、荧光假单胞菌（Pseudomonas fluorescens）（邓洁等，2012）等。以菌治藻作为水华生物防治的一个新对策，具有广泛的研究前景，何鉴尧等（2008）在研究中发现3株溶藻细菌并非简单地杀灭水体中的全部或某些藻类，而是能明显调节藻类群落结构，使其朝着较为稳定的方向发展，在修复藻型富营养化水体水生生态系统方面有很好的应用前景。

（2）营养物质控制法。氨基酸是微生物生长的必需物质，但是某些氨基酸对特定蓝藻生长具有抑制作用。利用氨基酸来抑制蓝藻生长在国内外均有报道，Kaya等（1996）通过研究酵母提取液和溶藻细菌的胞外分泌物质，发现其共同的有效成分——赖氨酸能专性抑制铜绿微囊藻的生长，而对其他藻类没有抑制作用。随后Kaya等（2005）的围隔实验表明，在自然水体中赖氨酸可以有效抑制铜绿微囊藻的生长，同时发现赖氨酸和丙二酸联合处理时能有效抑制铜绿微囊藻的生长。但是对于使用氨基酸来抑制蓝藻生长的抑制效果的研究以及对于机理方面的研究还不深入，仅林必桂等（2008a）为了探讨其抑制机理，在光照条件下，研究了不同含量赖氨酸对铜绿微囊藻细胞的毒理效应。随后林必桂等（2008b）为了进一步探讨其抑制机理，采用人工光照培养箱培养方法，研究了不同浓度的赖氨酸对铜绿微囊藻各种生理生化特性的影响。氨基酸等营养物质作为抑制蓝藻的制剂具有良好的应用前景，有待于进一步研究开发利用。

精细控制蓝藻的方法具有专一性控藻、易于自然降解、不引起生态失衡的优点，但该法具有药效开始时间长、成本高等缺点，需要进一步研发高效、低成本的药物制剂。

综上所述，国内外针对氮磷营养盐控制、水生态保护与修复、生物监测技术、蓝藻暴发处置技术等方面的研究并不少，但是均为单独分体研究，尚未进行整合形成成套技术。本项目基于中法双方均开展了饮用水源保护相关课题研究，拟通过国际合作开展有效的合作研究，在彼此学习借鉴相关技术基础上实现饮用水源保护技术的整合，开创性提出治理-修复-预警-处置四位一体的饮用水源保护成套关键技术，填补国内在该研究领域的空白。