去水体富营养化的方法 【技术领域】
本发明涉及水体生态修复领域， 尤其涉及一种去水体富营养化的方法。背景技术 近几年， 水域污染和富营养化现象十分严重， 从全国来看， 监测的 27 个重点湖库 中， IV- 劣 V 类水质的湖库 20 个， 高达 74％。其中 “三湖” ( 太湖、 巢湖、 滇池 ) 水质均为劣 V 类， 主要污染指标是总氮和总磷。 特别是 2007 年 5 月太湖蓝藻水华事件， 直接影响无锡居 民饮用水安全。 从上海来看， 上游水源水质 83％为 V 类和劣 V 类， 作为水源之一的淀山湖近 几年几乎每年都有不同程度的水华出现， 16 条主要河道 ( 如黄浦江、 苏州河、 太浦河等 ) 中 劣 V 类水占 53.4％， 目前已无 I 类水质河道， 上海已步入全国水质型缺水城市行列。因此， 地表水域环境质量整治工作正面临着前所未有的挑战。
近年来， 随着经济的发展和生活水平的提高， 各类人造水景观在上海市不同区域 应运而生， 据不完全统计， 上海市人造景观水域面积已经超过 210 万平方米。通过对典型的 代表性的人造水景水质进行调查测定的结果显示， 从 25 个断面水样的监测数据分析， III、 IV、 V 和劣 V 类水， 分别占监测总数的 8％、 32％、 28％和 32％， 其中 V 和劣 V 类水占 60％， 主 要超标依次为总氮、 高锰酸钾盐指数、 化学需氧量、 五日生化需氧量和氨氮等有机物指标。 虽然人造景观水体的质量要优于全市河、 湖水体， 但是水体富营养的去也是一件刻不容缓， 事关市民生活环境的大事。
目前， 国内用于富营养化水域生态修复的方法多采用微生物净化方法， 该方法由 于微生物数量巨大， 分解速度快， 能够在短期内快速取得明显效果 ； 但是也正是由于生命周 期短、 生活活力依赖水温等原因， 分解的 N、 P 不能完全被取出受污染水体， 因此该方法仅适 合短期的水体污染处理。而国内采用宏观水生动植物方法进行生态水处理， 通常是仅采用 沉水植被修复或仅采用滤食性鱼类控藻来净化水质， 并且通常在较小尺度 ( 如 100 亩以下 ) 的封闭水体、 或在能够人工控制水位、 人工控制水流等水域进行生态水处理， 而对于较大尺 度的水体， 这种单一的方法很难取得理想效果。
发明内容
本发明要解决的技术问题是提供一种去水体富营养化的方法， 该方法可对一个不 能人工控制水体参数的较大尺度水体进行有效的水体富营养化去除， 实现较大尺度水体的 生态修复。
为了解决上述技术问题， 本发明去水体富营养化的方法， 包括如下步骤 ：
调查水体中水生生物的群落结构， 依据该调查结果， 找出食物链中缺环或断链环 节；
在水体中放养肉食性鱼类或采取药物方式， 清除水体中的小杂鱼和草食性鱼类， 调整水体鱼类群落结构 ；
在 0 ～ 1.5m 水深的水底种植沉水植物、 浮叶植物和挺水植物 ；在水体中放养滤食性鱼类、 滤食性贝类、 碎屑食性底栖动物及草食性鱼类。
优选的， 还包括步骤 ： 对长大的沉水植物、 浮叶植物和挺水植物进行直接收割， 或 牧养草食性鱼类对沉水植物摄食后进行捕捞， 以把该三类水生植物从水体和水底吸收的营 养物质转移出水体。更优选的， 在沉水植物、 浮叶植物和挺水植物死亡之前对其进行收割， 因为沉水植物死亡后的分解实验结果表明 ： 沉水植物死亡后体内磷含量约在 1 周内释放完 毕， 氮含量在 1 个月内释放完毕， 在沉水植物死亡后收割， 容易造成水体的二次污染。
优选的， 还包括步骤 ： 捕捞放养的肉食性鱼类、 滤食性鱼类、 草食性鱼类、 滤食性底 栖贝类及碎屑食性底栖动物， 以把营养物质转移出水体。 更优选的， 鱼类捕捞在放养后禁渔 3 年以后进行， 使水体中维持足量的控藻鱼类生物量， 鱼类种群年龄结构丰富， 同时补放捕 捞的鱼类密度， 实现轮捕轮放。
优选的， 在种植沉水植物前， 在沉水植物种植区的外围先种植菱等浮叶植物， 以营 建沉水植物种植区相对静态的水环境和符合沉水植物存活的透明度 ； 在种植沉水植物时， 先选择鱼类不喜食且容易存活的种类作为先锋植物进行种植 ； 当浮叶植物和先锋沉水植物 长成营造的透明度达 80 ～ 100cm 时， 再在该透明度水深范围播植鱼类喜食的沉水植物。更 优选的， 在水深超过 0.8 米时， 所述先锋植物选自包括狐尾藻、 马来眼子菜或菹草等株型高 的沉水植物， 在水深小于等于 0.8 米时， 所述先锋植物选自包括金鱼藻、 苦草或伊乐藻等沉 水植物 ； 所述鱼类喜食的沉水植物包括轮叶黑藻或苦草， 该鱼类喜食的沉水植物播植于水 深 1.0 米以内的沿岸带。
所述沉水植物的种植面积占整个水面的 20 ～ 30％， 种植密度为 60 ～ 80 株 / 平方米。 优选的， 所述滤食性鱼类在冬季或春季放养时， 放养的鱼种规格为 5 尾 / 斤， 放养 3 量为 35 ～ 50g/m ； 所述滤食性鱼类在夏季放养时， 放养的夏花鱼苗规格为 4000 尾 / 公斤， 放养量为 2 ～ 3 万尾 / 亩。
所述放养的滤食性贝类包括三角帆蚌、 背角无齿蚌或褶纹冠蚌， 放养量为 20 ～ 3 50g/m 。
所述放养的碎屑食性底栖动物包括虾类或螺类。
优选的， 在沉水植物盖度达 50％以上时采用网箱牧养的方式放养草食性鱼类， 控 制沉水植被泛滥， 同时也控制因草食性鱼类过量而破坏水生植被。
本发明去水体富营养化的方法， 在水域面积达 800 亩， 水位、 水流方向、 水流速度 均不能人为操控的天然大淀湖水域得到成功应用， 有效抑制了蓝藻水华的爆发， 处理后的 水质由进水时的 V 类至劣 V 类达到 III-IV 类水质标准， 并且该处理后的水质能保持稳定， 实现了较大尺度的开放性富营养化水体的自我生态修复。
附图说明
下面结合附图和具体实施方式对本发明作进一步详细的说明。
图 1 是本发明去水体富营养化的方法在水体中构建的 5 条营养短链的示意图 ；
图 2 是本发明去水体富营养化的方法在水体中构建的 5 条营养短链的分解图。具体实施方式
本发明提供了一种去水体富营养化的方法， 包括以下步骤 ：
水生生物本底调查。
查明水体鱼类、 浮游生物、 底栖动物、 水草等水生生物的群落结构特征 ； 根据调查 结果， 找出水体去富营养化食物链缺环或断链环节， 通过修复或重建营养短链， 达到去富营 养化目的。
调整水体鱼类群落结构。
放养肉食性鱼类 ( 如鳜鱼、 翘嘴红)、 投放药物方式， 以清除小杂鱼 ( 如麦穗鱼、餐条鱼等 )， 通过捕捞方式清除草食性鱼类 ( 如草鱼、 鳊鱼 )， 为种植沉水植物创造条件。
在 0 ～ 1.5m 水深的水底种植沉水植物、 浮叶植物和挺水植物。
首先选择鱼类不能摄食的菱等浮叶植物、 鱼类不喜食且容易存活的沉水植物等种 类作为先锋植物进行种植。 在水深超过 0.8 米的环境条件下选择狐尾藻、 马来眼子菜 ( 夏秋 季生长 ) 和菹草 ( 冬春季生长 ) 等株型较高的沉水植物进行种植 ； 水深小于等于 0.8 米的 沿岸带则选择金鱼藻、 轮叶黑藻 ( 夏秋季生长 ) 和伊乐藻 ( 冬春季生长 ) 进行种植。在先 锋植物系统建成达到透明度为 80 ～ 100cm 时， 再在该透明度水深范围于冬季播植轮叶黑藻 冬芽、 于春季播植苦草种子 ； 夏季可以进行这两种鱼类喜食的沉水植物营养植株移栽工作。 轮叶黑藻冬芽播植量 100 ～ 200 斤 / 亩 ； 苦草种子播植量 3 ～ 4 斤 / 亩。沉水植物存活生 主要取决于透明度的变化。沉水植物种植面 长后， 可蔓延至 1.5 ～ 2.0 米水深以及更深处， 积约占整个水面的 20 ～ 30％， 种植密度 60 ～ 80 株 / 平方米。
放养水生动物。
在沿岸带沉水植被构建稳定后， 就可以放养水生动物。
选择低温季节 ( 通常 12 月至翌年 1-2 月 ) 放养滤食性鱼类 ( 鱼种， 5 尾 / 斤 )， 放 3 养量 35 ～ 50g/m ( 依据 ： 测定的水体浮游藻类自然初级生产力 )， 能有效防止藻类水华的发 生。也可选择在高温季节如 6 月份放养滤食性鱼类夏花鱼苗 (4000 尾 / 公斤 )， 放养量约 2 ～ 3 万尾 / 亩。
一年中任何时期都可以放养滤食性贝类如三角帆蚌、 背角无齿蚌、 褶纹冠蚌等， 但 是由于 4 ～ 6 月份是滤食性贝类的生长繁殖旺盛期， 选择在 4 ～ 6 月份放养滤食性贝类效 3 果较佳， 放养数量为 20 ～ 50g/m ， 可根据水体底质状况做出相应调整。
放养碎屑食性底栖动物也可以在一年中任何时期进行， 同样由于 4 ～ 6 月份是碎 屑食性底栖动物如虾类、 螺类的生长繁殖旺盛期， 选择在 4 ～ 6 月份放养碎屑食性底栖动物 效果较佳。这两类碎屑食性底栖动物有很强的繁殖能力， 因此放养量可适当少量。
在沉水植物盖度超 50％以上时采用网箱牧养草食性鱼类控制沉水植物泛滥。
收割沉水植物、 浮叶植物和挺水植物。
在每年的 6 月份， 收割菹草等冬春季草类 ； 在每年 10 ～ 11 月收割夏秋季生长的 水草种类， 以把沉水植物、 浮叶植物和挺水植物从水体和水底吸收的营养物质转移出水体。 由于沉水植物死亡后的分解实验结果表明 ： 沉水植物死亡后体内磷含量约在 1 周内释放完 毕， 氮含量在 1 个月内释放完毕， 因此必需在沉水植物死亡前收割， 否则经沉水植物吸收转 化的营养物质会再次释放到水体内， 造成内源性污染。
捕捞水生动物。捕捞放养的肉食性鱼类、 滤食性鱼类、 草食性鱼类、 滤食性贝类及碎屑食性底栖动 物， 以把营养物质转移出水体。通常选择低温季节， 多在秋冬季捕捞。通过捕捞可进行鱼产 量收获， 取出鱼类以把营养物质转移出水体。鱼类捕捞最好在放养后禁渔 3 年以后进行， 可 使鱼类种群年龄结构丰富， 种群稳定。 同时补放捕捞的鱼类密度。 实现轮补轮放， 捕大留小。 捕出率不超过渔产潜力的 2/3。
通过本发明去水体富营养化的方法的上述步骤， 在富营养化水体中成功构建了 5 条 营养短链 ( 见图 1、 2)， 即①种植水生植物 ( 包括沉水植物、 浮叶植物和挺水植物 )， 吸收水体 营养物质， 直接收割水生植物去除营养物质 ； ②种植沉水植物， 吸收营养物质， 采用网箱放养 草食性鱼类牧食沉水植物， 再把草食性鱼类捕捞取出， 从而带走营养物质 ； ③营养物质被藻 类吸收， 放养滤食性鱼类摄食藻类， 通过捕捞滤食性鱼类带走水体中的营养物质 ； ④营养物 质被藻类吸收， 放养滤食性贝类摄食藻类， 通过取走贝类带走水体中的营养物质 ； ⑤营养物 质被水生植物 ( 藻类和水草 ) 吸收， 水生植物死亡后沉积的碎屑被碎屑食性底栖动物螺类和 虾类所摄食， 直接捕捞或再被肉食性鱼类吃掉， 通过捕捞肉食性鱼类取走水体中的营养物质。 同时， 沉水植物本身释放一些克藻物质并产生的大量次生氧可抑制藻类的生长。 因此， 通过以 上 5 条营养短链的运行， 能有效控制水体中藻类的数量， 使水体保持较高的透明度。 实施例 1
结合实际项目案例 - 大淀湖水环境生态修复来阐述本发明利用水生生态系统集 成去水体富营养化方法的具体实施过程。该项目通过人工构建水生生态系统， 利用水生生 物固有的营养级联关系， 配置具净水功能的水生底栖动物、 鱼类以及水生植物， 建立高效的 食物短链， 通过收获渔获物或人工收割水生植物， 减少二次污染， 达到了快速去除或降低水 体营养物质的目的。通过野外现场生态调查和室内实验， 结合现场水质、 生态指标检测结 果， 进一步制定大淀湖水质长效管理和维护的生态渔业保水策略。
具体包括如下措施 ：
1) 构建图 1、 2 的五条食物短链， 高效快速去除大淀湖的营养物质。
2) 通过鱼类标记法， 测得 2006 年 8 月投放的白鲢夏花 ( 规格 5g/ 尾 )， 至 2007 年 12 月增重至 200-300g/ 尾， 夏花鱼苗投放量为 215 公斤， 按成活率 70％计， 2008 年 8 月鱼体 增重达 8062 公斤， 营养物质通过鱼体转移可使大淀湖水体总氮含量下降 0.174mg/L， 总磷 含量下降 0.0458mg/L。
3) 在实验室进行了沉水植物对氮磷等营养物质的动力学研究， 内容包括 ：
a. 沉水植物的营养成分分析， 包括含水量分析、 粗灰分测定、 总氮测定和总磷测 定；
b. 沉水植物死亡后氮磷营养物质释放情况研究 ；
c. 沉水植物对水体中氮磷营养元素吸收、 同化、 储存情况研究。
沉 水 植 物 营 养 成 分 分 析 结 果 显 示， 几种沉水植物 ( 干重 ) 的平均含氮量为 3.116％， 平均含磷量为 0.506％， 根据大淀湖人工种植面积 (83600m2)， 彻底收割一次沉水 植物可使大淀湖水体总氮含量下降 0.403mg/L， 总磷含量下降 0.0473mg/L。
沉水植物对氮磷的吸收实验结果见表 1， 根据沉水植物生长对水体中氮磷的去除 量和各种水草的种植面积， 设沉水植物生物量为 200g/m2， 则通过植物的生长过程可使大淀 湖水体中总氮含量下降 0.0125mg/l， 总磷含量下降 0.00455mg/L。
表 1 沉水植物增加 1g 鲜量对氮磷的去除量 (mg/g)
根据沉水植物死亡后的分解实验结果表明 ： 沉水植物死亡后体内磷含量约在 1 周 内释放完毕， 氮含量则在 1 个月内释放完毕 ； 从而得出大淀湖沉水植物在未完全死亡即开 始收割或牧养草食性鱼类摄食。
4) 通过人工水生生态系统中的鱼和沉水植物可去除大淀湖 TN、 TP 含量为 ：
表 2 鱼、 草对 N、 P 的去除量
实施效果 ：
1) 实施本发明方法后， 大淀湖水质得到明显改善。
通过比较大淀湖实施人工生态系统修复水源水质与修复后水质比较， 结果显示修 复后大淀湖水质达到国家地表水环境质量标准的 III-IV 类水质标准， 而修复前水质等级 为 IV- 劣 V。 结果表明， 本项目建立的人工水生态系统去水体富营养化的方法有效地使大淀 湖水质提高 1-2 个等级 ( 见表 3)。
表 3 大淀湖人工水生态系统修复前后水质比较
通过大淀湖生态修复后 (2006.7-2007.8 期间均值 ) 水质和大淀湖外河道、 淀山湖 同期均值水质的比较发现， 大淀湖的水质等级处于 II-IV、 外河道的水质等级为 V- 劣 V、 淀 山湖的水质等级为 IV- 劣 V， 结果表明 ： 大淀湖的水质明显优于邻近水域， 比邻近水域高出 2-3 个水质等级 ( 见表 4)。
表 42006 年 7 月 -2007 年 8 月期间大淀湖水质与外河道、 淀山湖水质状况的比较
通过大淀湖人工生态系统建立后的逐月水质测定结果比较， 发现水质逐渐得到净 化的效果非常明显， 且水质基本保持相对稳定 ( 见表 5)。成功地利用了人工构建的水生生 态系统的生物自净作用， 达到了快速去除和降低大淀湖水体营养物质的目的。
表 5 大淀湖人工生态系统生态修复的水质月变化
2) 蓝藻水华得到有效抑制。
人工生态系统集成去水体富营养措施后， 叶绿素 a 从开始的 40-60g/m3 下降至较 为稳定的 20-30g/m3， 连续 3 年未有蓝藻水华爆发。
定量结果 ：
1) 大淀湖放养的滤食性鱼类通过 1.5 年的生长可使水体总氮浓度至少下降 0.174mg/L， 总磷含量下降 0.0458mg/L。
2) 大淀湖种植的沉水植物， 收割一次可使水体总氮含量下降 0.416mg/L， 总磷含 量下降 0.0519mg/L。
本发明方法的此项技术已应用于朱家角大淀湖、 上海松江世茂佘山庄园水系、 世 茂昆山碟湖湾等生态修复工程， 使中小尺度修复水域水质由原来 IV-V 类提高到 III 类， 透 明度由原来 0.3 ～ 0.5m 提高到 1.0 ～ 1.5m， 并且项目实施至今从未发生蓝藻水华现象。
利用本发明方法在较大尺度 (800 亩 )、 水位、 水流方向、 水流速度均不能人为操控 的开放性水域进行去富营养化的工程实践， 取得了显著成效 ： 不仅成功抑制蓝藻水华的爆 发， 而且处理后的水质由进水的 V 类至劣 V 类达到 III-IV 类水质标准， 并且保持了水质基
本稳定。这对其他较大尺度开放水体水环境整治起到了重要的借鉴作用， 在富营养化水体 的生态修复和新开挖景观水体的去富营养化生态处理方面具有广泛的应用前景。
以上所述实施例仅表达了本发明的实施方式， 其描述较为具体和详细， 但并不能 因此而理解为对本发明专利范围的限制。 应当指出的是， 对于本领域的普通技术人员来说， 在不脱离本发明构思的前提下， 还可以做出若干变形和改进， 这些都属于本发明的保护范 围。因此， 本发明专利的保护范围应以所附权利要求为准。