湿地修复技术进展

作为介于陆地和海洋生态系统之间过渡地带的自然综合体，滨海盐沼湿地是地球上生产力最高、生物多样性最为丰富的生态系统之一（Assessment，2005；Mitsch，Gosselink，2007；Reddy，DeLaune，2008）。受近些年来全球气候变化和人类生产活动的双重影响（图5－1），全球约80%的滨海湿地资源丧失或退化（Moffat，1995），严重干扰了湿地服务功能的发挥（窦勇等，2012；叶思源等，2011）。

近年来盐沼湿地生态环境恶化对人类不良影响的表现越来越明显，加大对滨海湿地的保护和对退化湿地的生态修复已刻不容缓。党的十八大报告明确提出“大力推进生态文明建设”，并将扩大湿地面积，提高相应科学研究水平列为我国政府生态文明建设中的重要战略指标。《国家中长期科学和技术发展规划纲要（2006—2020）》将生态脆弱区域生态系统功能的恢复重建列为国家重大战略需求的基础研究。

针对滨海盐沼湿地生态系统面临的严峻问题，国内外学者开展了大量湿地生态修复方面的研究与实践工作。所谓湿地生态修复，是指利用大自然的自我修复能力，通过生态技术或生态工程对退化或消失的湿地进行修复或重建，再现干扰前的结构和功能，以及相关的物理、化学和生物学特性，使其发挥应有的作用（李丽，石月珍，2004；刘强，叶思源，2009；任宪友，2004）。欧美一些国家早在20世纪六七十年代就开始了滨海湿地退化与保护、湿地生态系统的恢复与重建研究工作。尤其美国，该项工作开展得较早，1977年美国政府颁布了第一部专门的湿地保护法规，该法规规定联邦政府的首要目的是保护湿地，而且应为实现该目的提供基金。在随后十几年，美国联邦政府环境保护局（EPA）开展清洁湖泊项目（CLP），有313个湿地修复研究项目得到政府资助，包括控制污水的排放、恢复计划实施的可行性研究、恢复项目实施的反应评价、湖泊分类和湖泊营养状况分类等。在1990年左右，美国NRC、EPA、CRAM和农业部等多个部门联合提出了庞大的湿地修复计划，旨在2010年前恢复受损河流64万km2、湖泊67万hm2、其他湿地400万hm2（崔保山，刘兴土，1999）。1995年，美国政府投资了6．85亿美元的湿地项目，项目的目的是重建佛罗里达州大沼泽地（Kissimmee）的湿地生境（Toth et al，1995；雅各布斯，朱晓红，2000）。

在其他国家，如英国、丹麦、澳大利亚、荷兰、瑞典和瑞士等，都纷纷采取了相应的计划或措施进行退化湿地的修复工程，如丹麦政府在20世纪90年代对日德兰半岛的Skjern河进行修复，修复计划包括：恢复历史水文条件，恢复河道自然走势和原有形状，修复河滨湿地，移除河流上的堤坝，恢复洪泛平原，重新挖掘河道，恢复生物栖息地等。欧洲国家分别对工业革命以来大气污染（酸雨等）胁迫下的生态系统退化、大面积采矿地以及欧石楠灌丛地、寒温带针叶林采伐迹地的生态恢复进行了研究，并开展了大量的恢复实验研究。1993年，大约200多位学者聚集在英国谢菲尔德大学讨论了湿地恢复问题。为了更好地进行湿地的开发、保护以及科研，科学家们就如何恢复和评价已退化和正在退化的湿地进行了广泛交流，特别是在沼泽湿地的恢复研究上发表了许多新的见解。纵观现有的文献，目前有关滨海湿地修复研究可概括为：在分析滨海湿地的退化原因、探索湿地演化的影响因素的基础上选择相应的修复（创建）技术（图5－1）。

我国对湿地恢复的研究开展得比较晚。20世纪70年代，中国科学院水生生物研究所首次利用水域生态系统藻菌共生的氧化塘生态工程技术，使污染严重的湖北鸭儿湖地区水相和陆相环境得到很大的改善，推动了我国湿地恢复研究的开展。此后，对江苏太湖、安徽巢湖、武汉东湖以及沿海滩涂等湿地的恢复研究逐渐开展起来。在过去的十多年中，各科研单位和大专院校对我国的湿地现状及变化趋势、生态系统退化的防治对策、资源的持续利用等做了大量工作，且主要侧重于湖泊的恢复（李丽，石月珍，2004），对滨海盐沼湿地、河口湿地等领域研究相对较少。可以预见，今后的发展及关注焦点必然会转移到河流、沼泽、河口湾等湿地上，只有这样，才能推动我国湿地恢复研究的全面发展（石月珍，李丽，2004）。

图5－1　滨海盐沼湿地退化成因、影响和生态修复技术

近年来国内湿地恢复研究的规模和力度不断扩大，关注度也在扩大（秦峰等，2013）。统计分析表明：2001—2010年10年间国内湿地恢复研究论文的数量基本上逐年增加，虽然2009年较2008年出现了波动而有所下降，但总体呈上升趋势。2001—2005年发表论文266篇，而2006—2010年的论文量达到685篇。2010年发表的论文数量是2001年的7．58倍。但是总体而言，由于湿地生态修复技术产生历史较短，理论和实践积累尚显不足，其发展还面临较多的理论和应用问题，人们对生态系统的退化机理、退化状态评估还不十分清楚，对恢复的途径选择、时间界定和目标认识等还存有分歧，湿地生态恢复还存在极大的不确定性，恢复技术尚不能满足实践需要等。未来湿地生态修复有可能在修复生态学理论构建、生态系统地质环境演化和退化机理研究、生态恢复技术和方法研究、生态恢复定量化和模型化研究、生态恢复与全球变化研究等方向继续取得突破性进展。

就修复技术而言，如图5－1所示，目前常见的为植被修复和微生物修复（窦勇等，2012），此外还包括物理修复技术、化学修复技术、氧化塘技术，点源、非点源控制技术，土地处理（包括湿地处理）技术，光化学处理技术，沉积物抽取技术，先锋物种引入技术等（崔保山，刘兴土，1999）。由于早期使用的理化修复措施成本高，并且会对生态环境产生负面影响，近几十年来，生物修复措施在各国不断取得重大突破，逐渐发展起来。其中最重要、最常用的技术就是植被修复，因为植被对湿地具有综合性的修复作用，主要包括水质修复、食物链修复（崔丽娟等，2011a）、驳岸修复、农业面源污染修复、生物多样性修复等方面（周小春，2013）。

就不同阶段修复对象而言，可分为湿地基质恢复（崔丽娟等，2011b）、水文过程恢复、水环境恢复、湿地生物与生境恢复4个方面，每个方面对应着不同的修复技术，国内外科学家均进行了大量的研究（崔丽娟等，2011c）。其中基质是湿地生态系统发育和存在的载体，稳定的基质是保证湿地生态系统正常演替与发展的基础，盐沼湿地基质修复研究是当今世界湿地科学关注的重要问题之一（崔丽娟等，2011b），基质修复技术包括湿地基质改良、湿地污染基质清除、湿地基质再造等相关技术。其中湿地基质改良是通过物理、化学和生物的方法对退化基质的结构、功能进行恢复，对基质团粒结构、pH值等理化性质进行改良及对基质养分、有机质等营养状况的改善，促使退化基质基本恢复到原有状态甚至超过原有状态。基质改良技术分为物理改良、化学改良和生物改良3种措施；当基质中污染积累过多时，人工清除的方式对湿地恢复具有积极的作用。进行基质清除的主要目的是清除基质中的污染物，改善湿地水体底层氧化还原条件，为各类湿地水生生物，尤其是底栖动物、沉水植物等提供良好的基质。湿地基质再造是在地形恢复的基础上，再造一层人工的基质，使基质的理化性质发生改变，达到湿地生物繁殖、生长和栖息的要求。

水是维系湿地生态系统稳定和健康的决定性因子（章光新等，2008）。湿地是敏感的水文系统，湿地水文条件在维护湿地结构和功能以及确定物种组成等方面是需要考虑的重要因素（Mitsch，Wilson，1996）。在盐沼湿地水文过程恢复中，对湿地进行水文控制的部分包括堤坝和土地工事、沟渠和水道、水流和水位控制设施等。这些设施的建设有利于创建良好的土壤和水环境，为持续发展湿地植物和吸引野生物种创造条件。

盐沼湿地水环境修复是通过控制污染源去除污染物，并结合换水、补水等措施改善湿地水体，以提高自净能力。目前，湿地水质恶化的主要形式为水体富营养化（Vymazal，2009），其消除的关键在于削减水体中的氮、磷污染负荷，以消除水体中藻类疯长的基础，降低藻类生物量，提高水体的透明度。主要恢复技术包括湿地植物修复技术、微生物修复技术、水生动物修复技术以及人工湿地净化技术等。

湿地生物是湿地生态系统保持健康稳定的关键组分（张永泽，王璇，2001）。目前，适合湿地生物恢复的主要技术有物种选育和培植技术、物种引入和保护技术、种群动态调控技术、种群行为控制技术、群落结构优化配置与组建技术、群落演替控制与恢复技术等。随着生物技术的长足进步，又涌现出一批高效、可靠的分子生物技术，如基于微卫星DNA物种保护技术、基于随机扩增多态性DNA物种保护技术、基于扩增片段长度多态性物种保护技术以及基因重组技术等（崔丽娟等，2011a；余同刘，2008）。但这些技术目前还局限于室内试验阶段，在湿地恢复实践中尚需进一步完善。