湖庫水華發生機理研究進展及防治關鍵技術

林莉 湛若 李青云 金海洋 孫婷婷

摘要：水華頻繁發生引發環境污染與水質安全等諸多問題，掌握湖庫水華發生機理并研究高效經濟的水華防治技術尤為急迫。本文在梳理湖庫水華發生機理及已有水華治理技術的基礎上，提出了營養鹽削減和藻類生長控制的水華防治技術體系及其關鍵技術。針對藻類問題，研發了移動式微電流電解抑藻技術，通過曝氣、電解等單元的有機組合抑制藻類生長，原型產品在武漢市小型湖泊進行了應用，水體葉綠素a濃度由18.5 ug/L降至9.9 ug/L，該湖泊當年無水華發生。針對富營養化限制性因子磷難以處理的問題，將廢棄的選銅尾砂和生物炭進行資源化利用，轉化為除磷劑新材料。選銅尾砂除磷劑可將濃度為10.2 mg/L的含磷水體處理至滿足一級A排放標準（≤0.5mg/L）。改性生物炭除磷劑可將濃度為0.5 mg/L的含磷水體處理至滿足地表水III類水質標準（≤0.05mg/L）。

關鍵詞：藻類;湖庫;水華機理;治理技術

中圖法分類號：X52

文獻標志碼：A

DOI：10.19679/j.cnki.c，jj sjj.2019.0214

我國湖泊水庫眾多。長江中下游地區是我國淺水湖泊最集中的區域，也是目前世界上水華問題最嚴重的地區之一。國家重點湖泊“三湖”（太湖、巢湖和滇池）均爆發過嚴重的水華現象[1]《Science》雜志曾兩次報道太湖藍藻水華事件[2，3]，在國際上引發高度關注。我國是世界上擁有水庫最多的國家，一些重要的大型供水水庫，如北京市密云水庫、溫州市橋墩水庫、廣東省鶴地水庫等，先后爆發了嚴重的藍藻水華[4，5]，舉世矚目的三峽水庫部分支流庫灣也發生過水華事件[6，7]。

水華發生對水生態系統破壞極大，也會引發環境污染和水質安全等諸多問題。在當前全力踐行生態文明建設、努力建設美麗中國、實現長江大保護戰略的新形勢下，掌握湖庫水華形成機制和發生機理，并研究高效經濟的水華防治技術顯得尤為急迫。本文對湖庫水華發生機理進行了分析，并對已有的水華治理技術進行了梳理，研究并提出了營養鹽削減和藻類生長控制的水華防治體系及其關鍵技術。

1湖庫水華發生機理研究進展

湖泊與水庫發生水華的藻類有所不同，淺水湖泊發生水華的有害藻類多是藍藻門，而在水庫中硅藻是更常見的水華藻類。湖泊水庫中的水華優勢種也會隨著條件的變化而發生演替。如三峽水庫白2003年蓄水以來，支流水華逐漸由甲藻、硅藻占優勢的河流型水華，演替為以藍藻、綠藻為優勢的湖泊型水華[7]目前對于水華發生的誘因和機理尚不完全清楚，學者普遍認為水華爆發受營養鹽、溫度、光照、水文和氣象條件等環境因子的影響[8，9]。水華的形成是充足的營養鹽、適宜的光照和水溫，以及緩慢的水動力條件共同作用的結果。

1.1營養鹽

當總氮和總磷分別超過0.5 mg/L和0.02 mg/L時，就有水華爆發的隱患[10]。學者認為N：P為16時對藻類的生長是適宜的，較高的氮磷比會形成藍藻水華，而較低的氮磷比并不是藍藻水華形成的條件，而是水華發生后產生的結果[11]。

1.2溫度和光照

藍藻生長的最適溫度范圍通常為25～ 35℃，其對高溫的耐受能力比綠藻、硅藻等其他水華藻類要強，較高的水溫有利于藍藻成為優勢種群和水華爆發。硅藻通常在春季較低溫度時產生水華[12]，如漢江硅藻水華生長最適宜的溫度為15～ 20℃[13]。光照條件對藻類的生長也有著重要影響。藍藻的最大光合效率出現在26.5℃，而綠藻和硅藻的最大光合效率出現在230C條件下[8]。與水華藍藻相比，水華硅藻適宜的光照強度范圍相對較廣[13]。

1.3水文條件

水華的發生受水文條件（流量、流速和水位等）的影響。目前已有較多研究關注流速對藻類生長的影響。研究發現，流速對銅綠微囊藻生長有明顯的影響，表現為低流速促進生長，高流速抑制生長[14]。低流速時動水環境改善藻體分布，促進光合作用，加強營養鹽在水體中的摻混和藻體內的吸收利用;而當流速超出一定程度后，可能通過流動剪切改變藻體分布并干擾機體正常代謝，從而表現一定程度的生長抑制效應[14]。對三峽水庫支流香溪河的研究表明，僅利用三峽水庫小幅度水位變動（0.6～1.0 m/d）對香溪河流速的改善效果有限，而利用干支流水庫對香溪河庫灣流速的聯合調控效果明顯，可適度控制三峽庫區支流庫灣水華的爆發[15]。

1.4氣象條件

影響水華發生的氣象條件主要包括降雨和刮風等。研究發現，降雨對三峽水庫支流香溪河庫灣水華的爆發具有階段性抑制作用，降雨過程總是伴隨著水華的消退[16]。降雨導致上游來流量增加，加快了藻類的遷移;混合層深度增加破壞了藻類的生長環境，是水華消退的主要原因。降雨結束后，在2～ 3d適宜光照、溫度條件下庫灣水體水溫分層恢復，藻類快速生長繁殖，導致庫灣表層葉綠素a濃度回升。

1.5生理生態特性

藻類在與其它浮游植物進行競爭時，由于其具有獨特的生理生態特性而導致水華的發生。特別是在富營養化水體這類適宜的環境中，這種優勢將更充分地表現出來。藻類的生理生態特性是水華形成的內因。現有的研究多集中于藍藻生理生態特性的探索，已知的藍藻生理生態特性包括偽空泡（氣囊）、膠質鞘等[8]。藍藻通常通過調節偽空泡的浮力在水體中上下移動，以便占據利于吸收光能的位置，藍藻通過偽空泡調節浮力，在冬季通過偽空泡的坍塌失去浮力沉人湖底越冬，來年重新形成偽空泡上浮到水體表層[17]。膠質鞘是包裹藍藻細胞或藍藻細胞群體的一種物質，可對藻細胞起到防御和保護的作用，使藍藻在與其他浮游植物的競爭中占據優勢而形成水華[8]。

總體而言，水華是在各種環境因子（外因）的耦合驅動下，由于藻類所具有的獨特生理生態特性（內因），產生巨大的生物量而在浮游植物群落中占絕對優勢，在適宜的水文氣象條件下在水體表面聚集形成的。

2湖庫藻類治理技術研究進展

目前較為成熟的湖庫藻類治理措施包括物理、化學和生物等技術。物理法主要包括人工（機械）打撈、揚水曝氣、遮光技術、水力調度等方法。化學法主要采用投加可殺滅藻類的化學藥劑的方式。生物法是借助自然界生物間相生相克的關系，有目的性的培養能有效控制藻類生長的生物，如生物操縱、生態修復工程等。

2.1人工（機械）打撈

通過人工（或機械）打撈的方式，對已經爆發水華的水體進行藻類打撈處理。此種方法可及時應對短期內藻類的爆發，快速緩解高藻水體的污染。不足之處是處理范圍及能力受限制，要投入大量人力物力，且不能從根本上治理水體富營養化及藻類周期性爆發的問題，打撈上來的大量藻類還需進一步后續處理[18]。

2.2揚水曝氣

揚水曝氣技術通過混合上下水層，破壞水體分層，將表層藻類向下層遷移，藻類到達下部無光區后，生長受到抑制[19，20];該技術還可有效改善水庫缺氧的狀況，提升水體溶解氧含量，改善水質。已有研究表明該技術可有效應用于大水深水庫的水質原位修復改善中，還可有效抑制藻類繁殖。

2.3遮光技術

遮光技術通過阻止陽光穿透水面，抑制藻類光合產氧速率，進而抑制藻類的生長[21]，常用的可采用塑料浮板等材料來遮光。美國洛杉磯市將2萬個黑球傾倒至洛杉磯水庫，這些塑料黑球阻擋陽光穿透水庫表面，防止藻類大量繁殖，同時避免其他可導致水質惡化的化學反應的發生，使水庫水質滿足要求。遮光法控藻可產生較好的抑藻效果，理論上可行，但此方法在實際應用中困難較大。

2.4水動力調節

水動力調節措施主要適用于水庫的藻類治理。針對三峽水庫支流水華頻發的問題，有研究者提出了基于“潮汐式”生態調度的方法，采用以水力調控的方式，通過開展水庫生態調度進而達到防控支流水華暴發的目的[22]。漢江流域通過增加枯水期下泄流量和加大調水流量，降低丹江口水庫下游淤積與富營養化，減小下游水華發生的概率，取得一定的成效[23]。

2.5化學藥劑

化學藥劑法利用化學藥劑直接快速殺死藻類。該方法操作簡便，效果明顯，一次性使用成本低，但對整個水環境生態系統產生一定的負面作用，長期投用除藻劑部分藻類會產生一定的抗藥性，化學藥劑滅藻可能造成二次污染的問題也制約了其推廣應用[24]，且投加化學藥劑對水質要求較高的湖庫水源地不適用。

2.6生物操縱

生物操縱包括經典生物操縱和非經典生物操縱法。國外流行的生物操縱理論提倡在富營養化水體中放養食魚性魚類，以控制食浮游生物的魚類，藉此壯大浮游動物種群，然后借助浮游動物遏制藻[25]。而劉建康等[26]認為我國湖泊中危害性最大的是微囊藻水華，可直接利用鰱魚和鳙魚等濾食性魚類進行控制，提出了非經典生物操縱法。2000-2003年，中科院水生所在滇池進行了養殖鰱魚和鳙魚治理藍藻的示范試驗，經3年治理，示范區水體藍藻降低了三分之二，效果良好[27]。但該技術適用于富營養化淺水湖泊藍藻水華治理，對于中營養水體和硅藻水華治理存在較大爭議，應用不好反而會引起更大的災害[8]。

2.7生態修復工程

生態修復工程通過種植水生植物等方式，通過水生植物吸收水體和沉積物中的營養鹽，來削減湖庫營養鹽含量;水生植物還可能存在遮光作用，以及釋放化感物質對藻類生長產生化感作用，來抑制藻類的生長[28]。珠江流域九曲灣水庫藍藻生態修復治理工程實施后，水庫水質提升明顯，對藍藻爆發的控制效果明顯[5]。

總體而言，現有的藻類治理技術以末端治理為主，每種方法各有其適用范圍和不足，已有治理技術不能完全解決水華治理問題，對于藻類治理還需開拓新思路和新辦法。針對新形勢下水華治理科技需求，根據湖庫水華形成機理，需從營養鹽削減和藻類生長控制兩方面構建湖庫水華防治體系，研發治理關鍵技術。

3營養鹽削減和藻類生長腔制的水華防治關鍵技術

面對新形勢下湖庫水華治理的科技需求，必須從營養鹽削減和藻類生長控制兩個方面共同著手構建湖庫水華防治技術體系，以實現水華防控標本兼治的目的。根據湖庫水華形成機理，在對已有藻類治理技術進行分析的基礎上，研發了以預防藻類生長為目的的移動式微電流電解抑藻關鍵技術;針對富營養化限制性因子磷難以處理的難題，研發了削減營養鹽磷的選銅尾砂除磷劑和生物炭除磷劑水華防治關鍵技術。

3.1移動式微電流電解抑藻關鍵技術

相比已有的水華末端治理手段，采用以預防為主的思路進行水華防控，是更為經濟有效、生態友好的水華治理措施。研發了移動式微電流電解抑藻關鍵技術，通過曝氣、電解等技術的有機組合控制藻類的生長繁殖，實現防止水華發生的目的。

筆者前期已開發了微電流電解抑藻設備，在武漢市典型富營養化湖泊開展了圍隔試驗，通過設備上搭載的曝氣、微電流電解和吸附等水處理單元的作用，可使藻類失活率達到80%以上[29，30]。為提升設備的處理能力，新開發了2套浮標式微電流電解抑藻設備。每套浮標式微電流電解設備由4組電極板組成，其中陽極為釕鈦網狀電極板，陰極為不銹鋼板狀電極板，電極板尺寸為l.Omx0.5m，陽極與陰極間距為2cm。浮標式微電流電解設備由太陽能電池板和蓄電池供電，通過太陽能電池將太陽能轉化為電能，存儲于蓄電池中，蓄電池也可以單獨充電使用。根據前期研究結果，在水體中添加少量氯化鈉，可提升電解時體系的電流強度和氯離子含量，最終增加微電流電解抑藻的性[31，32]。浮標式微電流電解設備配有加氯裝置和流量控制裝置，以控制水體中氯離子濃度達到30mg/L以上，提升抑藻性能。

選擇武漢市江夏區易發生水華的小型湖泊為示范水域（水域面積約為1 1 000m2，平均水深1.7m，水體無明顯流速，已屬于富營養化水體），將已有的微電流電解抑藻設備與新開發的浮標式微電流電解抑藻設備進行組合使用，開展技術應用示范（見圖1）。示范結果顯示：經過16天的示范應用，水體中葉綠素a濃度值由初始值18.5ug/L降低至9.9ug/L，降低了46.8%;當年該湖泊水體無水華發生，抑藻的長效性得到體現。微電流電解抑藻技術顯示出良好的效果和較好的生態環境效益和社會效益，同時具有環境友好的特點。

3.2選銅尾砂除磷劑新材料研發關鍵技術

磷被認為是限制水華的關鍵因子[33]，控制排入富營養化水體中磷的含量可有效控制水華的發生。我國銅礦業發達，選礦后產生大量選銅尾砂。選銅尾砂中的主要化學成分為二氧化硅、氧化鈣、氧化鎂、氧化鋁和氧化鐵，同時含有氧化鋁和氧化鈣等可以吸附水體中磷的有效成分，因此選銅尾砂對磷具有一定的吸附能力[34]。目前國內尚未有以選銅尾砂為原料制備吸附劑的先例，選銅尾砂大多采用堆放處置，給當地的生態環境帶來了嚴重威脅[35]。本文對選銅尾砂進行一定的改性，將選銅尾砂制備成除磷吸附劑實現資源化利用，也為富營養化水體的防治提供新的技術參考。

對選礦后得到的選銅尾砂進行水力旋流分級，去除粗粒級尾砂。對旋流分級處理后的細粒級選銅尾砂進行堿處理，將選銅尾砂中對磷沒有吸附作用的二氧化硅（S102）溶出，增大了尾砂的比表面積和孔隙率，同時活化了選銅尾砂使其表面具有更多的活性基團，提高選銅尾砂對磷的吸附能力[36]。

開展吸附動力學和吸附熱力學試驗，研究選銅尾砂除磷劑對磷的吸附性能。根據試驗結果繪制吸附動力學和吸附熱力學曲線（見圖2），采用Langmuir吸附等溫模型計算磷飽和吸附容量（見表1）。結果顯示：原始選銅尾砂的吸附平衡時間約為th，磷飽和吸附容量為737.0mg/kg;選銅尾砂除磷劑的吸附平衡時間約為2h，磷飽和吸附容量為1 422.4 mg/kg。該試驗結果表明選銅尾砂除磷劑相比原始選銅尾砂具有更大的磷飽和吸附容量。相比于市場上的吸附材料，選銅尾砂除磷劑的除磷性能與陶粒和錳砂相近;活性氧化鋁比選銅尾砂除磷劑除磷效果好，但其成本也遠高得多。選銅尾砂除磷劑原料廉價易得，制備工藝簡單，成本僅為其他商業吸附材料的1/10～1/5。

選取昆明市東川生活污水處理廠入口污水為實驗對象，研究選銅尾砂除磷劑對污水中磷的吸附去除性能。實驗結果表明，采用選銅尾砂除磷劑處理入口污水樣品，污水中磷的濃度由10.2 m/L降至0.48 mg/L，滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918-2002）一級A標準（≤0.5mg/L），磷去除率高達95%。

綜上可知，選銅尾砂除磷劑對水體中磷具有良好的吸附性能，而且原材料廉價易得，除磷劑的生產成本遠低于市場上常用的商業吸附劑，將選銅尾砂制成除磷劑用于污水除磷和水體富營養化防治具有較大的發展應用前景。

3.3生物炭除磷劑新材料研發關鍵技術

研究表明，水中總磷濃度降低到0.02mg/L以下可以有效預防水華的發生[10]。因此一些發達國家制定更嚴格的廢水磷排放標準，如美國EPA規定磷的排放限值為O.lmg/L。我國《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB18918-2002）-級A排放標準為0.5m/L，由于經濟成本和技術等多方面因素，很難將總磷控制在O.lmg/L以下”[37]，將磷控制在低于0.02 mg/L水華閾值范圍更加困難。

生物炭作為一種經濟、高效、環境友好的新型吸附材料，借助于其獨特的表面和空隙結構，高效地去除廢水中的磷，處理效果顯著，且操作簡單，原料廉價易得[38]。復合金屬改性生物炭可克服生物炭表面負電性缺點，大大提高對磷㈣、氨氮[40]或重金屬[41]吸附性能。但目前對改性生物炭的研究僅僅停留在高濃度工業廢水中磷的去除，且處理工藝復雜，能耗高，制備適用于低濃度天然水體的經濟高效的生物炭除磷劑未見報道。本文采用浸漬法負載Fe/Mn鹽對果殼生物炭進行改性，探索改性生物炭對低濃度磷的吸附性能，設置溶液中P043-的初始濃度為0.5mg/L，研究了不同固液比和pH條件下，改性生物炭對磷的吸附效果。

圖3a展示了不同固液比條件下改性生物炭對P043-的去除率。可以看出隨著固液比的增加，改性生物炭對P043-的去除率有所降低，但均可達70%以上。當固液比小于250 mg/L時，去除率約為70%，出水磷濃度可滿足《地表水環境質量標準》（GB3838-2002）中湖庫V類水標準（≤0.2 mg/L）;當固液比在250—500 mg/L，去除率在85%左右，出水濃度可滿足Ⅳ類水標準（≤0.1 mg/L）;當固液比大于500 mg/L時，去除率均在90%以上，出水濃度可滿足III類水標準（≤0.05 mg/L）。

考慮到復雜的水體環境，將改性后的果殼生物炭應用于不同pH的水環境水體中（見圖3h）。發現當pH在4～10范圍內時，改性生物炭對P043-的去除率均在80%以上，出水濃度均可滿足地表水II類水標準（≤0.10 mg/L）。當pH達到8時，改性生物炭對P043-的去除率開始逐漸降低，這是因為水體中OH-濃度增加，導致靜電排斥力增強，與磷競爭吸附位點，不利于吸附反應的進行。pH值從4增加到10時，對磷的去除率均在80%以上;在pH為4～10時，對磷的去除率都可保持在較高水平。但是當pH上升至12時，改性生物炭對磷的去除率顯著下降，可能是因為堿陛環境下破壞了改性生物炭表面負載的鐵氧化物和錳氧化物，降低了磷吸附效果。天然水體pH通常為6～9，此范圍內改性生物炭對磷具有良好的吸附效果。

果殼生物炭廉價易得，吸附后的生物炭負載水中的營養元素磷和植物生長所必須的鐵、錳元素等，將之應用于貧瘠土壤，保證作物產量的同時可減少化學肥料的使用，且不會對原始土壤帶來二次污染，還可使得營養元素在土壤中緩慢釋放。改性生物炭除磷劑不僅可以從源頭解決了水華的根本問題，同時可以實現廢棄物的回收利用，實現變廢為寶的綠色可持續發展。

4結論

本文在梳理湖庫水華的發生機理，以及已有水華治理技術的基礎上，提出了營養鹽削減和藻類生長控制的水華防治技術體系及其關鍵技術。主要結論包括：

（1）藍藻水華發生主要受環境因子（營養鹽、溫度、光照、水文氣象條件等）和生理生態特性（偽空泡、膠質鞘等）兩方面的影響。水華是在各種環境因子（外因）的耦合驅動下，由于其獨特的生理生態特性（內因），產生巨大的生物量而在浮游植物群落中占絕對優勢，在適宜的水文氣象條件下集聚于水體表面而形成的。

（2）現有藻類治理措施以末端治理為主，各有其適用范圍和不足。針對新形勢下水華治理科技需求，根據湖庫水華形成機理，需從營養鹽削減和藻類生長控制兩方面構建湖庫水華防治體系，研發治理關鍵技術。

（3）針對湖庫藻類生長問題，研發了移動式微電流電解抑藻設備，通過曝氣、電解等技術的有機組合抑制藻類生長，治理過程無二次污染。開發的原型產品在武漢市江夏區小型湖泊進行了應用，水體中葉綠素a濃度由18.5 g/L降低至9.9 g/L;該湖泊當年無水華發生，抑藻長效性得到體現。

（4）針對水華水體富營養化限制性因子磷難以處理的難題，研發了除磷劑新材料，將廢棄的選銅尾砂和生物炭進行資源化利用，轉化為可有效吸附磷的除磷劑，同時實現了廢棄物的資源化利用。選銅尾砂除磷劑可將濃度為10.2 mg/L的含磷水體，處理至滿足一級A排放標準（≤0.5mg/L）。改性生物炭除磷劑可將濃度為0.5mg/L的含磷水體，處理至滿足地表水ni類水質標準（<0.2 0.05 mg/L）。參考文獻：

[1]謝平.太湖藍藻的歷史發展與水華災害[M].北京：科學出版社，2008.

[2]Guo L Doing Battle with the green monster ofTaihu Lake [J]. Science. 2007， 317（5842）： 1166.

[3]Stone R.China Aims to Tum Tide Against ToxicLakePollution [J]. Science. 2011， 333（6047）： 1210-1211.

[4]朱廣偉，金穎薇，任杰等太湖流域水庫性源地硅藻水華發生特征及對策分析[J].泊科學.2016，28（1）： 9-21.

[5]羅歡，陳華奄陳文龍，等.水庫藍藻生態治理措施及效果評估[J].華北水利水電大學學報（自然科學版）.2018，39（4）： 51-55.

[6]潘曉潔，黃一凡，鄭志偉，等.三峽水庫小江夏初水華暴發特征及原因分析[J]長江流域資源與環境.2015，24（11）： 1944-1952.

[7]劉德富，楊正健，紀道斌，等三峽水庫支流水華機理及其調控技術研究進展[J]水利學報2016，47（3）： 443-454.

[8]馬健榮，鄧建明，秦伯強，等.湖泊藍藻水華發生機理研究進展[J].生態學報_ 2013，33（10）： 3020-3030.

[9]王小藝，唐麗娜，劉載文，等.城市湖庫藍藻水華形成機理[J]化工學報2012，63（5）： 1492-1497.

[10]孑L繁翔，宋立榮.藍藻水華形成過程及其環境特征研究[M].北京：科學出版社.2011.

[ll]Xie L.Q.，Xie P.，Li S.X. The low TN：TP ratio，acause or a result of Microcystis bloom？ [J]. WaterResearch， 2003， 37： 2973-2080.

[12]熊文，廖奇志南水北調中線工程對漢江中下游‘水華”的影響及對策[J]長江科學院院報2003，20（5）： 45-48.

[13]鄭凌凌.漢江硅藻水華優勢種生理生態學研究[D].福建師范大學碩士學位論文.2005.

[14]宋洋，張陵蕾，陳昊，等.流速對水庫水華優勢種銅綠微囊藻生長的影響研究[J].四川大學學報（工程科學版）.2016，48（增刊1）：25-32.

[15]辛小康，尹煒，葉閩.水動力調控三峽庫區支流水華方案初步研究[J]水電能源科學.2011，29（7）： 16-18.

[16]劉心愿，宋林旭，紀道斌等.降雨對藍藻水華消退影響及其機制分析[J]環境科學.2018，39（2）： 774-782.

[17] Reynolds C.S， Jaworski G.H.M.， Cmiech H.A.，et al. On the annual cycle of the blue-green algaMicrocystis aeruginosa Kutz. Emend. Elenkin [J].Philosophical Transactions of the Royal Society B：Biological Sciences. 1981， 293： 419-477.

[18]喬俊蓮，董磊，董敏殷，等.高頻超聲波對微囊藻毒素釋放及降解的特性研究[J].中國給水排水，2009，25（17）： 94-96.

[19]叢海兵，黃廷林，趙建偉，等.揚水曝氣技術在水源水質改善中的應用[J].環境污染與防治.2006，28（3）： 215-218.

[20]馬越，黃廷掩叢海兵，等揚水曝氣技術在河道型深水水庫水質原位修復中的應用[J].給水排水2012，38（4）： 7-13.

[21]董克斌.河道型水庫中流速對水華影響研究一藻類生長研究[D].重慶大學碩士學位論文.2010.

[22]劉晉高.防控三峽水庫支流水華的潮汐式生態調度研究[D].湖北工業大學：碩士學位論文.2018.

[23l-文廣，楊國錄，宋云浩，等.再議水庫生態環境調度[J].水科學進展.2016，27（2）： 317-326.

[24]王家齊，鄭賓國，劉群，等.介質阻擋放電對湖泊水華藍藻的去除[J]環境工程學抿2012，6 （8）： 2477-2482.

[25]Starling F.L.R.M. 1993. Control of eutrophicationby silver carp （Hypophthalmichthys molitrix） in thetropical Paranoa Reservoir （Brasilia， Brazil）：a mesocosmexperiment [J]. Hydrobiologia， 1993， 257： 143-152.

[26]劉建康，謝平.用鰱鳙直接控制微囊藻水華的圍隔實驗和湖泊實踐[J]生態科學.2003，22（3）： 193-196.

[27]陳前，楊春和，蘇璐璐.國內藍藻治理中末端處置方法研究進展[J].安徽農業科學，2009，37 （36）： 18027-18029.

[28]王娟.藻類水華的發生及控制技術研究現狀及展望[J]安徽農業科學.201 1，39（4）： 2212-2214.

[29]林莉，李青云，黃茁，等微電流電解對銅綠微囊藻的持續抑制研究[J].華中科技大學學報（自然科學版），2012，40（10）： 87-90.

[30]林莉，李青云，黃茁.湖庫水華治理的微電流電解抑藻技術研究[J].人民長江，2015，46（19）： 79-82.

[31]Lin L，Feng C，Li QY， et al.Effects ofelectrolysis by low-amperage electric current on thechlorophyll fluorescence characteristics of Microcystisaeruginosa [J]. Environmental Science and PollutionResearch. 2015， 22（19）： 14932-14939.

[32]Lin L.，Meng X.Y.，Li Q.Y.，et al. Electrochemicaloxidation of Microcystis aeruginosa using a Ti/Ru02anode： contributions of'electrochemically generatedchlorines and hydrogen peroxide [J].EnvironmentalScience and Pollution Researc，h. 2018， 25：27924-27934.

[33]Wang H.J.， Wang H.Z. Mitigation of lakeeutrophication： Loosen nitrogen control and focus onphosphorus ahatement [J]. Progress in Natural Sc，ience，2009， 19（10）： 1445-1451.

[34]千方群，周健民，王火焰，等不同粘土礦物對磷虧染水體的吸附[J]生態環境2008， 17（3）： 914-917.

[35]郭小芳，王長征，王興峰.重金屬尾礦庫的環境影響及防治措施[J].環境與發展，2015， 27（3）： 67-71.

[36]Wang X.Z.， Liu Z.M， Liu J.C.， et al. RemovingPhosphorus from Aqueous Solutions Using LanthanumModified Pine Needles [J]. PLoS ONE， 2015， 10（12）：1-16.

[37]孫霄，盛梅;沈曉強，等.載納米鐵花生殼的制備及其吸附除磷性能[J]環境工程學抿2017，11（1）： 386-392.

[38]馬鋒鋒趙保衛，刁靜茹，等.牛糞生物炭對水中氨氮的吸附特性[J].環境科學，2015，36（5）： 1678～1685.

[39]孫海軍，馮彥房，曹學鴻，等.Al/Zn改性竹炭去除水體中P043-離子及影響因素的研究[J]水處理技術，2017，43（8）_40-49.

[40]陳靖，李偉民丁文川，等Fe/Mg負載改性竹炭去除水中的氨氮[J]環境工程學抿2015，9（11）：5187-5192.

[41]秦艷敏，梁美娜，王敦球，等.桑樹桿生物炭/鐵錳氧化物復合吸附劑的制備及其對As（V）的吸附機理研究[J]農業環境科學學抿2016，35（7）：1398-1406.