水體富營養(yǎng)化造成的湖泊藍藻水華是全球范圍內(nèi)的重大水環(huán)境問題．防控湖泊藍藻水華的根本方法是通過流域綜合治理削減入湖營養(yǎng)鹽負荷，使湖庫營養(yǎng)鹽水平達到或低于限制藻類大量增殖的濃度閾值．然而高強度人類活動所產(chǎn)生的流域污染負荷量大，使得這一目標(biāo)難以在短期內(nèi)實現(xiàn)．同時，全球變暖和極端氣候頻次增多又進一步增加了藍藻水華發(fā)生的概率，導(dǎo)致湖泊藍藻水華將在未來較長一段時間內(nèi)存在．藍藻水華暴發(fā)期間，大量藻類聚集會對湖泊生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能產(chǎn)生嚴重影響，藍藻產(chǎn)生的藻毒素和嗅味物質(zhì)還會威脅飲用水安全．為了保障湖泊敏感水域水質(zhì)和生態(tài)安全，湖庫管理者需要在外源污染還沒有得到有效控制的背景下采取一系列湖內(nèi)措施，旨在削減藍藻生物量，降低其影響程度，保障供水安全．

近40年來，我國圍繞湖泊藍藻水華防控采用了各種長效治理和應(yīng)急保障措施，但由于對單項技術(shù)運用邊界條件和適用范圍認識不足，浪費了大量人力物力，很難達到預(yù)期效果．因此，對于現(xiàn)有富營養(yǎng)化治理和藻類防控技術(shù)手段的系統(tǒng)總結(jié)和梳理十分迫切．本文簡述了藍藻水華防治的相關(guān)理論依據(jù)；將現(xiàn)有的藍藻水華防控方法分為三大類，包括長效治理的營養(yǎng)鹽控制、生態(tài)修復(fù)與調(diào)控以及應(yīng)急處置方法，結(jié)合國內(nèi)外研究和治理案例，初步界定了各類技術(shù)的適用邊界條件、應(yīng)用范圍和作用效果，分析了各項技術(shù)的經(jīng)濟成本；最后，對湖泊富營養(yǎng)化與藍藻水華系統(tǒng)防控提出了建議，以期為湖泊管理決策者制定湖泊藍藻防控方案提供科學(xué)依據(jù)．

１湖泊藍藻水華治理的理論基礎(chǔ)

湖泊藍藻水華暴發(fā)是由于其流域氮磷營養(yǎng)鹽過量輸入、藻類過度增殖所致，并隨生態(tài)系統(tǒng)逐步退化而加重．自1980ｓ，圍繞藍藻水華發(fā)生機理、藍藻水華防治等開展大量研究，形成了一些理論，支撐了湖泊藍藻水華長效治理和生態(tài)修復(fù)措施的實施．

1.1氮磷營養(yǎng)鹽控制理論

湖泊藻類水華暴發(fā)是由水體營養(yǎng)濃度增加導(dǎo)致藻類大量增殖所引起的，可見削減氮磷營養(yǎng)鹽是控制藍藻水華的有效途徑．通常認為，水華暴發(fā)的邊界條件是總氮（TN）濃度超過０．５ｍｇ／Ｌ、總磷（TP）濃度超過0.02mg／Ｌ．研究表明，溫帶湖泊中藍藻占據(jù)優(yōu)勢的概率與TP濃度相關(guān)：TP濃度低于0.03mg／Ｌ時，概率低于10％；濃度達到0.03mg／Ｌ時，概率提升至40％；當(dāng)TP濃度接近0.1mg／Ｌ時，概率可以達到80％．藍藻水華優(yōu)勢種屬也受湖泊營養(yǎng)狀態(tài)的影響，例如微囊藻是富營養(yǎng)和超富營養(yǎng)水體的優(yōu)勢屬，而絲狀藍藻如長孢藻、束絲藻和項圈藻是中營養(yǎng)水體藍藻水華的優(yōu)勢屬．水體中無機磷在0.014～0.200ｍｇ／Ｌ、無機氮在0.3～0.8ｍｇ／Ｌ時，藍藻生長速率快速增加．但控制富營養(yǎng)化與藍藻水華究竟是控磷為主還是氮磷雙控，仍是國際湖沼學(xué)爭議的熱點．20世紀加拿大227號湖泊中進行的營養(yǎng)鹽添加試驗，形成了以控磷為主的湖泊富營養(yǎng)化控制理論基礎(chǔ)．近年來美國1382個湖泊數(shù)據(jù)分析結(jié)果表明，雖然TN和TP都與葉綠素ａ濃度顯示一定相關(guān)性，但貧營養(yǎng)、中營養(yǎng)和富營養(yǎng)湖泊葉綠素ａ濃度與ＴＰ濃度的相關(guān)性大于ＴＮ濃度，重富營養(yǎng)湖泊葉綠素ａ濃度才與ＴＰ和ＴＮ濃度高度相關(guān)．通過削減氮磷營養(yǎng)鹽控制藍藻水華具有很強的可操作性和很好的效果，德國博登湖、Ｍüｇｇｅｌ湖和荷蘭Ｖｅｌｕｗｅ湖的治理表明減少營養(yǎng)鹽輸入能顯著降低藍藻生物量；在日本琵琶湖富營養(yǎng)化得到控制后，藍藻水華基本消失．

1.2淺水湖泊穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換理論

歐洲和北美湖泊現(xiàn)場研究和恢復(fù)發(fā)現(xiàn)，湖泊中存在多種不穩(wěn)定狀態(tài)或兩種穩(wěn)定狀態(tài)．Ｓｃｈｅｆｆｅｒ等提出了“淺水湖泊穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換理論”，指出生態(tài)系統(tǒng)存在多個穩(wěn)定狀態(tài)，淺水湖泊在一定營養(yǎng)條件下（ＴＰ在0.05～0.15mg／Ｌ之間）可處于２個不同的典型狀態(tài)，一個為浮游植物占優(yōu)勢的“濁水態(tài)”，另一個為沉水植物占優(yōu)勢的“清水態(tài)”．丹麥204個湖泊觀測結(jié)果也支持了這一理論．藻類占優(yōu)勢的藻型湖泊水體渾濁，光在水下迅速衰減，阻礙沉水植物發(fā)展；沉水植被占優(yōu)勢的草型湖泊水體清澈，沉水植物可以阻止沉積物再懸浮，為浮游動物提供庇護，浮游動物生物量增加，對藻類的下行效應(yīng)增加，同時沉水植物還可以分泌化感物質(zhì)抑制藻類生長，水體透明度增加又有利于沉水植物迅速擴增，產(chǎn)生一系列正反饋，保持清水狀態(tài)．該理論在1990ｓ末被介紹和應(yīng)用到我國，之后一直被應(yīng)用于以沉水植物恢復(fù)為核心的湖泊生態(tài)恢復(fù)和藻類水華防治研究與示范工程中．

1.3生物操縱理論

“生物操縱理論”是通過去除浮游動物食性魚類或放養(yǎng)肉食性魚類降低浮游動物食性魚類數(shù)量，提高枝角類浮游動物生物量，增加浮游動物對浮游植物的攝食效率，從而降低浮游植物數(shù)量．Ｓｈａｐｉｒo等首先提出了生物操縱術(shù)語和方法，這種方法也被稱作食物網(wǎng)操縱．與生物操縱理論相關(guān)的還有ＭｃＱｕｅｅｎ等提出的“營養(yǎng)級衰減理論”，也稱為上行與下行效應(yīng)（ｔoｐ?ｄoｗｎ／ｂoｔｔoｍ?ｕｐｅｆｆｅｃｔ），該理論認為每一營養(yǎng)級的最大生物量是由下一級營養(yǎng)水平所決定的，處于上層的捕食者數(shù)量受下層食物資源控制，浮游植物生物量是由上行效應(yīng)（力）與下行效應(yīng)（力）共同決定的．Ｊｅｐｐｅｓｅｎ等比較了丹麥湖泊長期和短期生物操縱結(jié)果，發(fā)現(xiàn)中富營養(yǎng)化湖泊ＬａｋｅＶａｅｎｇ藻類控制效果明顯，而富營養(yǎng)化湖泊ＦｒｅｄｅｒｉｋｓｂoｒｇＣａｓｔｌｅ生物操縱響應(yīng)弱，雖然枝角類浮游動物Ｄａｐｈｎｉａ和Ｂｏｓｍｉｎａ密度３年內(nèi)增加了40～60倍，但水體ＴＰ濃度沒有顯著下降，并認為要保證生物操縱的成功有必要長期持續(xù)去除浮游動物食性魚類和放養(yǎng)兇猛肉食性魚類；同時控制水體ＴＰ濃度低于0.100ｍｇ／Ｌ和恢復(fù)沉水植物也是生物操縱成功的關(guān)鍵．一系列研究證實熱帶和亞熱帶湖泊中生物操縱的響應(yīng)要弱于溫帶湖泊．“非經(jīng)典生物操縱”也稱為“魚類控藻”學(xué)說，其原理是濾食性魚類，諸如鰱、鳙，主要以濾食浮游生物為生，因而它們直接可以作為生物操縱工具來控制夏季藻類生長，特別是體形較大的藍藻．Ｘｉｅ提出在東湖水質(zhì)保持現(xiàn)狀情況下，鰱、鳙放養(yǎng)密度超過40～50ｇ／ｍ^３時，水華可以得到有效遏止．Ｃｒｉｓｍａｎ等支持這一觀點，他認為在熱帶和亞熱帶地區(qū)枝角類種類較少，體型也小，濾食性魚類是更為合適的生物操縱工具．

藍藻水華形成與發(fā)生機理是近20年來湖泊科學(xué)領(lǐng)域的研究熱點，研究主要集中于兩個方面，一是有利于藍藻成為優(yōu)勢的生理特性，如具有偽空泡和膠鞘、過量吸收和貯藏營養(yǎng)、具有ＣＯ_２濃縮機制、固氮作用、適應(yīng)低光、防御強光、產(chǎn)生藻毒素和產(chǎn)生厚壁孢子進入休眠狀態(tài)等；二是環(huán)境因子對藍藻水華形成的影響，包括營養(yǎng)鹽、氮磷比、溫度、ｐＨ值、微量元素、水文水動力和氣象條件等．這些研究不斷加深人們對藍藻水華的科學(xué)認識，支撐藍藻水華的防治．

2藍藻水華防治技術(shù)與邊界條件及效益分析

2.1營養(yǎng)鹽控制

外源營養(yǎng)鹽控制是湖泊富營養(yǎng)化治理的根本，否則任何湖內(nèi)治理都很難獲得長期效果．然而現(xiàn)實操作層面上，外源污染治理難度巨大，治理周期長，短時間內(nèi)效果不明顯．此外，很多湖庫管理者對外源營養(yǎng)鹽究竟要削減到什么程度才能控制藍藻水華的認知還不夠，削減程度通常還不至于導(dǎo)致湖泊營養(yǎng)狀態(tài)發(fā)生根本性轉(zhuǎn)變，以致對外源污染削減的有效性產(chǎn)生了懷疑．

2.１.1外源營養(yǎng)負荷削減的程度

國際上最簡單、經(jīng)典的用于估算外源污染負荷削減程度的模型是Ｖoｌｌｅｎ?ｗｅｉｄｅｒ模型，湖泊水體磷濃度是水滯留時間校正后的磷負荷函數(shù)，公式為：

式中，Ｐ為湖內(nèi)總磷濃度（ｍｇ／ｍ^３）；ＬＰ為磷的年負荷（ｍｇ／（ｍ^２·ａ））；ｑｓ為出水處水深（ｍ／ａ）；τｗ為１／ρｗ（ａ－1），其中ρｗ＝Ｑ／Ｖ，Ｑ為湖泊的排水量（ｍ^３／ａ），Ｖ為湖泊體積（ｍ^３）．Ｃｕｌｌｅｎ和Ｆoｒｓｂｅｒｇ評估了43個湖泊對外源負荷削減的響應(yīng)結(jié)果：整體上外源磷負荷削減量在2／3～3／4之間，其中15個湖泊的營養(yǎng)等級明顯降低，總磷濃度為0.025ｍｇ／Ｌ；９個湖泊的總磷和Ｃｈｌ．ａ濃度下降，但營養(yǎng)狀態(tài)沒有變化，19個湖泊的總磷濃度有小幅度、但不顯著的下降，Ｃｈｌ．ａ濃度沒有變化，這兩類湖泊水體總磷濃度仍在0.1ｍｇ／Ｌ以上．Ｕｔｔoｒｍａｒｋ和Ｈｕｔｃｈｉｎｓ對１３個湖泊的評估結(jié)果表明，９個湖泊在總磷濃度為0.02ｍｇ／Ｌ時營養(yǎng)狀態(tài)發(fā)生了轉(zhuǎn)變．即使水體總磷濃度還不足以低到改變營養(yǎng)狀態(tài)，湖庫仍會對外源負荷的削減有所響應(yīng)，水質(zhì)可能會有所提升．華盛頓湖（ＬａｋｅＷａｓｈｉｎｇｔoｎ）富營養(yǎng)化控制與水質(zhì)改善方面取得了明顯的效果，被視為湖泊治理和生態(tài)恢復(fù)的典范．華盛頓湖平均水深37ｍ，沖刷率0.4ａ－１，治理前ＴＰ濃度為0.064ｍｇ／Ｌ，透明度（ＳＤ）為1.0ｍ，Ｃｈｌ．ａ濃度為36μｇ／Ｌ；治理后ＴＰ濃度為0.019ｍｇ／Ｌ，ＳＤ為3.1ｍ，Ｃｈｌ．ａ濃度為6μｇ／Ｌ；治理成功得益于88％的外源磷削減，同時該湖水體較深，換水周期短，水體下層不缺氧，富營養(yǎng)化歷史相對短，內(nèi)源污染負荷不嚴重．

大型湖泊空間異質(zhì)性高，因此外源負荷削減對湖體的影響還會有空間上的差異．匈牙利Ｂａｌａｔoｎ湖削減了45％～50％的外源磷負荷，西部小湖區(qū)藻類生物量下降（面積38km^２，平均水深2.3m），但東北兩個大湖區(qū)（面積分別為600和802km^２，平均水深分別為3.2和3.7ｍ）藻類生物量卻持續(xù)上升，其中一個東北湖區(qū)外源負荷削減11年后內(nèi)源釋放增加了5～6倍．

2.1.2內(nèi)源污染物的削減

當(dāng)外源負荷大量削減后，湖泊水質(zhì)仍不能得到有效提升，湖泊生態(tài)系統(tǒng)無法恢復(fù)，內(nèi)源負荷的削減就尤為迫切和重要．相對于深水湖泊，富營養(yǎng)化淺水湖泊底泥釋放對水體營養(yǎng)鹽的貢獻不可忽視．削減和控制湖泊內(nèi)源污染有底泥疏浚、底泥抽槽、底泥洗脫和引水沖刷等物理手段，還有鎖磷劑、凹凸棒土等原位磷鈍化方法（表1）．

（１）底泥疏浚底泥疏浚是目前較為常見的湖泊富營養(yǎng)化治理方法，一般選擇受人類活動影響較大、底泥污染物含量較高的重污染湖灣區(qū)、河口、入湖河道和湖岸區(qū)作為疏浚區(qū)，疏浚成本在30～65元／m^３之間．其中，污染底泥的總磷通?！?00mg／kg，總氮≥2000mg／kg，有機質(zhì)≥3.5％；重金屬生態(tài)風(fēng)險指數(shù)≥300；氮磷釋放通量可以分別達到100和10ｍｇ／（m２·d）．

我國許多湖泊中均有運用底泥疏浚技術(shù)的實例．貴州阿哈水庫底泥疏浚使得底泥ＴＮ、ＴＰ、ＴＯＣ平均含量從4800、1259、40700mg／kg分別削減至3200、477、18700mg／kg，降低比例分別高達34.9％、62.1％、54.1％．武漢南湖底泥ＴＮ（1000～840mg／kg）、ＴＰ（2080～6990mg／kg）在疏浚后均有顯著降低．滇池草海在疏浚后，水體中ＴＮ、ＴＰ和Ｃｈｌ．ａ分別降低了37.8％、40.5％、62.5％．

疏浚對湖泊治理效果和水質(zhì)改善的持續(xù)性往往受到爭議，如在對南京玄武湖進行疏浚后，水質(zhì)并未發(fā)生好轉(zhuǎn)，部分指標(biāo)甚至出現(xiàn)了惡化．典型的有效案例多來自國外，如瑞典的Ｔｒｕｍｍｅｎｔ湖在疏浚后，水質(zhì)改善狀況維持長達１８年；而國內(nèi)案例的改善效果通常維持一個月到一兩年不等．造成這種狀況的原因也相對復(fù)雜，外源負荷高、原位水土界面擾動、水力作用產(chǎn)生的異位污染、原有生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能轉(zhuǎn)變等均會對疏浚效果產(chǎn)生影響．范成新等提出基于必要性分析、工程量設(shè)計、疏浚工藝選擇和可行性分析４個方面，科學(xué)、全面地對疏浚工程全過程進行剖析，避免因認知缺陷導(dǎo)致處理效果偏離預(yù)期．此外，還有諸多呼聲指向底泥疏浚與生態(tài)修復(fù)集成技術(shù)的探究，以及采取湖泊流域綜合措施，因為只有在外源污染物得到有效控制的前提下，才能達到疏浚對內(nèi)源釋放的長期控制效果，否則大量外源性污染物輸入在湖泊中形成新生污染界面的釋放將降低疏浚效果．

（２）底泥抽槽抽槽技術(shù)適用于風(fēng)浪擾動較大、水流匯集區(qū)或沉積物污染較重的入湖河口、離岸湖濱帶、航道等湖區(qū)．底泥抽槽很好地利用了湖泊水動力，通過設(shè)置底部凹槽來收集沉積物，并降低風(fēng)浪擾動所產(chǎn)生的影響，從而減少營養(yǎng)鹽的釋放；同時保留了泥水界面的微生物和化學(xué)過程，很大程度上減少了對湖底生態(tài)系統(tǒng)的破壞；此外，由于工程量較疏浚小很多，成本也能夠得到大幅削減．抽槽技術(shù)最早可以追溯到2002年ＶａｎＬｉｅｒｅ和Ｊoｎｋｅｒｓ提出的“深坑計劃”，但成功案例鮮有報道．“十三五”期間該技術(shù)在國內(nèi)有些突破，太湖、巢湖試驗結(jié)果表明：底槽內(nèi)沉積物厚度和營養(yǎng)鹽含量遠高于周邊區(qū)域，抽槽能有效收集湖底的有機質(zhì)、藻種、氮磷等營養(yǎng)鹽，從而實現(xiàn)內(nèi)源污染控制，成本低、效率高、環(huán)境影響小，不過污染削減的程度尚缺乏具體的數(shù)據(jù)報道．

（３）底泥洗脫底泥洗脫是近年來國內(nèi)研發(fā)的一項新技術(shù)，其原理是通過機械擾動使底泥中粒徑較小的有機顆粒再懸浮，分離后進行磁加載、絮凝等操作，去除內(nèi)源污染，出水再排回原水體；同時，大部分粒徑較大的無機顆粒原位沉降后，形成了穩(wěn)定的覆蓋層，阻止底泥深層污染物的釋放．底泥洗脫適用于湖灣、岸帶、敞水區(qū)等富營養(yǎng)化（含黑臭）、富含有機質(zhì)底泥的各類地表淺型水體，投資成本與疏浚相當(dāng)，大致在55～105元／m^２修復(fù)面積（http://www.sohu.com/a/425211340＿99899283）．洗脫技術(shù)能夠有效去除底泥中４０％～８０％的有機質(zhì)、５０％～９０％的ＴＮ和４０％～８０％的ＴＰ．目前成功運用到北京涼水河舊宮段、河北北戴河國家濕地公園、安徽池州市百荷公園、廣東茂名石化竹園人工湖等水體，基本能夠?qū)崿F(xiàn)黑臭水體向Ⅳ類，或劣Ⅴ類向Ⅲ類轉(zhuǎn)變，同時還發(fā)現(xiàn)了藻型湖泊逐步向草型湖泊過度的現(xiàn)象，表現(xiàn)出了良好的運用前景（http://www.ahlake.com/）

（４）引水稀釋和沖刷

稀釋和沖刷是兩個概念，稀釋是引入比湖泊營養(yǎng)鹽水平低的“清潔水”，且兩者營養(yǎng)水平相差越大效果越好，不僅能降低湖泊營養(yǎng)鹽水平，還能將藻細胞帶出湖體；沖刷只具備后者功能，且沖刷速率必須相當(dāng)于或接近藻類生長速率才能有效抑制藻類生長．引水稀釋通過釋放環(huán)境容量的方式減少水體內(nèi)源污染，同時達到降低藻含量、削減異味物質(zhì)的目的，通常在小水體中取得良好效果．美國西雅圖的ＧｒｅｅｎＬａｋｅ從1965-1978年期間引入低磷濃度水，沖刷速率為每天0.24％～0.65％，經(jīng)過５年的處理，夏季水體透明度提升了4倍，Ｃｈｌ．ａ降低了90％，總磷下降了50％．如果引入中、高營養(yǎng)的水，大約（10％～15％）／天的沖刷速率也可以抑制藻類的生長．例如洪澤湖的主要水量來自于淮河，東部湖區(qū)為淮河過水通道，雖然該湖區(qū)總氮和總磷濃度遠遠高于藍藻水華發(fā)生閾值，但因為較高的換水速率，該湖區(qū)葉綠素ａ濃度仍低于其他湖區(qū)．為了緩解太湖、滇池的富營養(yǎng)化和藍藻水華強度，我國自2002年起從長江向太湖流域調(diào)水，2008年從德澤水庫通過盤龍江向滇池調(diào)水，并于2013年完成了投資高達12億美元的牛欄江引水工程，有效減小了水齡．建模分析結(jié)果表明，調(diào)水對于滇池ＴＰ、ＴＮ和Ｃｈｌ．ａ的改善幅度能分別達到24％～32％、14％～16％和19％～20％，但運行效果遠低于預(yù)期．由于水體交換的時空異質(zhì)性，引水沖刷只能在一定程度上緩解湖泊富營養(yǎng)化、減少藻華的發(fā)生，而對太湖重污染區(qū)域沒有明顯的改善作用，必要時只能作為緩解藻華的應(yīng)急措施．鹽城大縱湖的研究結(jié)果表明，從長江調(diào)水可能會潛在地加劇富營養(yǎng)化程度和藻華發(fā)生的頻率．此外調(diào)水過程中沉積物因水動力過程增強而再懸浮，可能加速營養(yǎng)鹽釋放，反而有利于藻華發(fā)生．

（５）湖泊下層水排除

該方法適合于內(nèi)源污染嚴重、具有熱力分層的深水湖泊和小型水庫，不適用于混合充分的淺水湖泊．深水湖庫下層水體厭氧促進沉積物中磷、有毒金屬、氨和硫的釋放，排除下層水可以降低內(nèi)源污染負荷對湖庫水質(zhì)的影響．虹吸法是最節(jié)省運行費用的方法，即在湖底最深點附近安裝管道連接至出水口，出水口水位通常低于湖泊水位．下層水帶出的ＴＰ量越高、持續(xù)時間越長越能有效提升上層水體水質(zhì)．Ｂalllinger湖下層水每３個月排除一次，經(jīng)過３～５年的連續(xù)運行上層水質(zhì)得到顯著提升．瑞士某個湖泊，在削減外源負荷的同時進行下層水的排除，排水速度４ｍ３／ｓ，４ｍ以下水體的滯留時間縮短到0.2年，下層水體溶解氧和透明度增加，７年后，下層水體總磷濃度下降了1.50ｍｇ／Ｌ，上層水體總磷濃度下降0.06ｍｇ／Ｌ，顫藻（Ｏscillatoria）生物量從之前的152ｇ／m^２降低到41g／m^２．美國ＬakeWonoscopomuc利用下層水排除技術(shù)去除湖泊下層高磷濃度水，實施２年后，沉積物釋放的79％ＴＰ被移走，水體ＴＰ濃度從0.024～0.030mg／Ｌ降低至0.010～0.014mg／Ｌ，水體溶解氧也有大幅度提高．但是，底層水體可能會含有高濃度的磷、氨、硫化氫、還原型金屬離子或其他有毒物質(zhì)，并且氧氣濃度低，會對其排入水體的水質(zhì)、魚類等產(chǎn)生負面影響．

（６）原位化學(xué)鈍化

原位化學(xué)鈍化通過投加鈍化材料，使水體和沉積物中的磷形成穩(wěn)定化合物，實現(xiàn)磷的原位固定，以限制沉積物中磷向上覆水釋放，適用于外部污染源獲得穩(wěn)定控制、湖內(nèi)水動力作用弱、面積較小的湖泊．目前已有鈍化材料主要包括兩種：一是鋁、鐵、鈣等傳統(tǒng)的金屬鹽類材料，如云南大學(xué)澤湖（3號湖，1.1萬ｍ^２）投加FeCl_３，將水體中TP從1.63mg／Ｌ降至0.28ｍｇ／Ｌ，削減量超過80％，不過這種方法可能對水體造成金屬毒性等生態(tài)風(fēng)險；二是膨潤土、凹凸棒土等新型黏土類材料，貴州黔靈湖使用鋁改性黏土削減了超80％的水體ＴＰ，表層沉積物孔隙水中的活性磷削減率超過６０％．改性黏土材料更為安全有效，例如鑭改性膨潤土（即鎖磷劑）對磷酸根具有天然親和力，在理論上可實現(xiàn)1∶1的簡單化學(xué)計量配比，展現(xiàn)了較好的選擇吸附性能，目前已經(jīng)在全球200多個湖泊中得以運用．

國內(nèi)原位化學(xué)鈍化材料的運用案例并不多見，多數(shù)成功案例均來自國外．荷蘭Ｒauwbraken湖通過添加聚合氯化鋁（PAC）和鎖磷劑將水柱中TP濃度從0.126ｍｇ／Ｌ降至0.014ｍｇ／Ｌ，實現(xiàn)了持續(xù)５年的低營養(yǎng)狀態(tài)；美國ＬagunaＮiguel湖固定了80％的TP和95％的溶解反應(yīng)性磷（SRP）；對18個實施鎖磷劑鈍化處理湖泊的Ｍeta分析表明，水體中超過60％的TP和SRP被削減．國內(nèi)富營養(yǎng)化湖泊主要是受風(fēng)浪影響較大的淺水湖泊，雖然國內(nèi)學(xué)者探索了泥水界面頻繁擾動情形下改性黏土的適用性，但被固定在沉積物中的磷極易因擾動而再懸浮，控磷效果的長效性無法得到保障，磷二次釋放的風(fēng)險很難規(guī)避．此外，溫度、ｐＨ、溶解性有機質(zhì)、共存陰離子等均會影響鈍化效果，增加了原位鈍化在實際湖體使用時的不確定性．暨南大學(xué)南湖（亞熱帶富營養(yǎng)淺水湖泊）的實驗結(jié)果表明，鎖磷劑投加量與目標(biāo)固定Ｐ的質(zhì)量比為100∶1時，才能取得良好的控磷效果，與預(yù)期使用量有較大偏差．此外，鎖磷劑可能還會帶來后續(xù)的生態(tài)影響，可能會降低沉水植被生物量和相對生長率、增加其根冠比，這一定程度上促進底棲動物群落結(jié)構(gòu)和多樣性的恢復(fù)，但學(xué)界對此的生態(tài)評價結(jié)果并不樂觀．