在 20 世纪 50 年代欧洲和北美就开始出现较严重的富营养化。污染源控制在 60 年代就开始了, 一些湖泊很快得到了恢复, 如位于美国西雅图的华盛顿湖在入湖污水实行导流后 , 很快得到恢复 , 不仅湖泊水质得到改善 , 藻类水华消失 , 浮游动物和鱼类群落也得到了恢复 ( Carpenter et al., 1999) 。另一些湖泊在外源控制初期湖水营养盐浓度下降较快, 但随后营养盐维持在一个较高而相对稳定的水平, 水华可能还会十分严重。这样湖泊生态恢复应运而生, 上世纪 80年代开始, 欧洲和北美很多湖泊开始了以生物操纵为主的生态恢复。

芬兰的 Vesij!rvi 湖位于 Lahti 市旁边, 面积 110 km2, 平均水深 6.8 m。1975—1976 年该湖进行了截污, 污水处理厂的尾水也不再流入该湖, 而是导流到 Porvoonjoki 河。外源磷负荷从1975 年的 2.1 g /( m2·a) 降到 1978 年的 0.152 g /( m2·a) 。而湖水的总磷浓度也出现了大幅度下降 ( Kairesalo et al., 1999) ( 图 2) 。

另外, 在冬季湖水稳定期, 对湖底层还进行了人工曝气,进一步降低了冬季湖水总磷, 但对夏季总磷影响不大, 而且由于内源负荷的上升, 夏季的总磷远远高于冬季。但湖水总磷随后没有明显的下降, 一直到 80 年代末, 该湖蓝藻水华仍十分严重。从 1989 年开始, 在该湖的Enonselk! 湖湾开展了以去除小型鲤科鱼类为主的生态恢复。鱼类的密度从 1989 年的 172 kg /hm2 下降到 1993年的不到 30 kg/ hm2。随后叶绿素有了明显的下降, 而透明度几乎增加了一倍( 图 3) 。

同时, 蓝藻的生物量从占浮游植物总生物量的约 67%降到 9%左右。由于透明度增加了, 沉水植物( 主要是加拿大伊乐藻 Elodea canadensis和金鱼藻 Ceratophyllum demersum) 的覆盖度也明显增加( Sammalkorpi et al., 1995) 。Kairesalo 等( 1999) 发现小型鲤科鱼类的减少并没有显著增加大型枝角类 Daphnia 的密度, 因此透明度的增加和蓝藻生物量的降低不是因为浮游动物对浮游植物的牧食作用,而是由鱼类密度的降低直接减少了鱼类对水体营养盐的释放和对沉积物的扰动所导致的变化。

瑞典的 Finjasj"n, 面积 11km2, 平均水深 2.7m。在 20 世纪 60 年代中期, 该湖的总磷一般在 25~50!g/L, 60年代末和 70 年代初, 全湖总磷快速上升, 夏季透明度下降到 1 m 左右。70 年代中期总磷有时可达 250 !g /L以上 , 蓝藻水华严重 , 夏季透明度不到 0.5 m。70 年代末, 有关机构加大污水处理力度, 增加化学沉降和过滤工艺, 提高了脱氮除磷效果。同时, 减少化肥用量 , 降低入湖的农业面源负荷。结果, 80 年代初期, 湖水总磷, 尤其是叶绿素浓度开始下降, 但水体的透 明 度 没 有 改 善 ( Hansson et al., 1999) 。1988 年出现大量鱼类死亡, 鱼类数量有所减少, 1992 年又实施以捕捞食浮游动物鱼类为主的生物操纵。

从图 4 可以看出, 总磷在生态恢复前很高, 而且波动较大, 1992 年后出现明显的下降。叶绿素在生物操纵前已开始下降, 到 1998 年下降到约 20!g/L。而透明度则有大幅度的提高, 同时沉水植物的覆盖度也增加了。蓝藻从原来占浮游植物总生物量的 90%以上,降低到 20%左右。

美国、荷兰、丹麦、英国等国家在同期也开展了大量的湖泊生态恢复研究与试验, 有些湖泊生态恢复并不成功, 尤其在大型水生植物不能得到恢复的情况下, 食物调控的效果很不稳定或很难持续。而大部分的湖泊恢复试验只持续 3～5 年, 甚至更短, 其效果的持续性有待进一步研究。

我国于 20 世纪 90 年代初也开始了湖泊生态恢复的研究与试验, 如无锡五里湖水生植被恢复 ( 李文朝, 1996) 。21 世纪初, 随着湖泊富营养化的加剧, 湖泊生态恢复得到了广泛的重视, 先后在滇池、武汉墨水湖等城市湖泊、太湖等开展了湖泊生态恢复的研究与工程示范 ,虽然取得了一些较好的效果, 但都是阶段性的, 因为稳定、可自我维持的生态系统的恢复需要十几年, 甚至数十年的时间。目前较成功的湖泊恢复都是在外源负荷完全或基本控制的情况下实现的, 而我国经济还比较薄弱, 人口多, 污染负荷量大, 一时还难以实现外源负荷的有效控制, 湖泊治理与生态恢复面临着比欧美地区更严峻的挑战。