近自然的理念由来已久^[1]，是近似或类似自然状态的意思。在生态环境领域，近自然的理念一直受到广泛关注^[2-4]。早在1713年，德国学者Carlowitz在可持续利用的提案中首次提出了近自然林业(near-natural forestry)概念，这是一种建立在植被生态学演替理论基础上的林业经营方法^[5]。1898年德国林学家Johann Karl Gayer对残存的天然林进行研究后，提出近自然林业理论，该理论提出要用顺应自然的方式来恢复森林，从森林发育演替过程来对森林经营做出计划，充分发挥森林的自我恢复和自我调控功能，不断优化森林经营过程，从而使受到人为干扰的森林逐步恢复至近自然状态^[6]。1938年德国学者Seifert提出近自然河溪整治的思想(near natural torrent control)，其指能够完成传统河流治理任务并达到接近自然、低成本且保持景观美的一种治理方法^[7]。以上这些近自然方法在生态环境领域的探索与应用，也为生态工程(ecological engineering)的概念奠定了重要基础。1962年著名生态工程学家Odum定义了生态工程，即运用少量的辅助能量对某一系统进行调控，且该系统的主要能量还是来自于自然。也就是说生态工程是以自然调控为主、人为调控为辅的一种措施^[8-10]。

随着生态工程的兴起，20世纪80年代，日本和我国**地区引入“近自然工法”，并将其广泛应用于工程建设、流域治理等方面 ^[11-12]。“近自然工法”强调工程措施实施中近自然材料的应用、景观美学的考量和各生态因子的统一和谐等，如在谷坊、拦沙坝的建设中，尽量避免用水泥、钢筋等，考虑用当地可及的柳桩、石头等材料^[6]。可见，“近自然工法”也属于生态工程，但是更强调近自然材料和技术的使用。

借鉴以上研究理念，可以将近自然湿地生态修复做如下定义：以原有自然湿地为基础或参照自然湿地的植被和水文条件，遵循自然法则和生态学原理，通过生态修复或适度的人工强化措施，因地制宜地提高湿地生物多样性、系统稳定性，有效改善湿地生态系统水质净化功能。

2.1   近自然湿地生境改善技术

湿地生境是指湿地生物生活栖息的生态环境，湿地生境改善以生物恢复为目标。近自然湿地生境改善就是通过采取适度强化的技术措施，模拟自然湿地的结构、功能和过程，提高生境的异质性和稳定性，为湿地生物恢复提供良好的生存条件，保障湿地生态系统稳定运行，改善水环境质量。近自然湿地生境改善技术主要包括水文水动力改善技术、基底营造与改善技术和水质改善技术。

2.1.1   近自然湿地水文水动力改善技术

水在湿地的形成、发育、演替直至消亡的全过程中都发挥着直接而重要的作用^[13]。水文过程对维持湿地生态系统的健康非常重要^[14]。湿地的水文水动力是其生态过程的主要非生物驱动因子，良好的水文水动力条件能够促进能量和营养物质的循环^[15]。近自然湿地水文水动力改善目的是满足水力停留时间和水位设计的要求，并兼顾起到活水的作用，以期达到更好的水质净化效果。近自然湿地水文水动力改善技术主要包括配水、导流、调节水力停留时间和水位变化、改善水动力条件、改善水系连通性和水流流态等技术措施。近自然湿地水文水动力改善常常与基底地形营造相结合。

2.1.2   近自然湿地基底营造与改善技术

湿地的基底是植物扎根的基础和重要营养源，是底栖生物的附着介质和栖息场所。湿地基底涉及湿地的水下底层部分和陆上的岸坡部分。水下的基底改善技术包括清淤、壤土回填、多孔性微生物载体铺设以及地形营造（例如基底高程设计、深槽-浅滩的构建营造）等技术。岸坡的基底改善技术主要包括边坡整理、护坡工程（例如石笼生态挡墙、生态袋柔性护岸及土工格室护岸）、径流拦截沟渠构建等^[16-17]。

2.1.3   近自然湿地水质改善技术

水质是湿地环境的重要指标，也是湿地生物非常重要的生境条件。与人工湿地以强化净化技术改善水质不同，近自然湿地水质改善技术以自然生态技术为主，人工强化净化技术为辅。其中，人工强化净化技术包括曝气、微生物菌剂调节、人工填料等，该类技术在近自然湿地系统管理过程中逐步过渡到免维护管理状态，甚至在水环境改善后可以撤除。

2.2   近自然湿地生物恢复技术

2.2.1   近自然湿地植物保育与恢复技术

湿地植物是湿地生态系统不可或缺的组成部分，在系统中起到输送氧气、抑制岸坡侵蚀和底泥再悬浮、同化吸收营养物质和污染物、释放碳化合物、蒸发水分等作用^[18-19]，同时也为其他生物提供食物和栖息、繁育及避害环境。对于原有自然植物生长状态较好的湿地，优先采取自然封育措施，并清除病枯植株；对于新建湿地或现有植物很少的湿地，可以通过人工辅助措施提高植物覆盖率和生物多样性。

近自然湿地植物恢复技术主要包括植物的筛选、配置、种植、管护。植物筛选时要基于对植物物种的调查，选择土著物种纳入植物筛选库。自然湿地由陆地到水体依次分布着湿生植物、挺水植物、浮叶植物和沉水植物，因此也要根据水位变化选择适宜的植物物种^[20]。另外，还需要考虑植物的立地条件，湿地的污染物削减、动物栖息地营造、水土保持等多种功能^[21]。物种筛选的具体方法可以借助查阅文献，也可以补充必要的植物筛选试验，选择*优的目标物种^[22]。近自然湿地植物配置是指筛选出植物的组合搭配方式。进行植物配置时，既要考虑符合生物学特性，又要兼顾季相变化、空间结构和景观效果；同时，要因地制宜、因时制宜，使植物正常生长，充分发挥其功能。近自然湿地植物种植时，需遵照不同植物的生长习性，选用种子、根茎进行种植，也可以采用移栽、分株、扦插等方式栽种^[23]。湿地修复过程中，要根据不同植物生长习性，结合当地气候、土壤、水质等因素，合理制定植物管护方案与计划；宜根据植物不同生长期调节水位，实施生态水位调控，确保湿地植物的繁育生长。一般在生态修复初期整个系统尚处于不稳定状态，或者水体中营养盐处于过剩状态，此时都需要对水生植物进行管理，如在植物衰亡前或遭到霜冻破坏前按一定面积比例进行收割，清理恶性竞争杂草，以维持合理的生物量和物种组成。

2.2.2   近自然湿地动物保育及恢复技术

近自然湿地的动物保育和恢复对象主要包括湿地鱼类、底栖动物和鸟类，重点关注濒危物种、稀有物种。新建湿地和已建湿地的动物保育及恢复技术有所不同，对于前者可能需要引入多种类的湿地动物，对于后者则有可能需要对现有动物物种进行补充或者对生物量进行调节。

近自然湿地动物保育及恢复技术主要包括关键动物物种的引入、栖息地营造技术和短期饵料投放。湿地动物物种的引入主要考虑土著濒危物种和稀有物种，同时可以在湿地生态系统营养等级及食物链平衡模型计算基础上，补充缺少的物种种类或者不足的生物量；在引入时要注意食物链的构建，根据生物习性按照一定的次序引入。栖息地营造要根据动物的觅食、营巢、繁衍、迁徙等活动规律来创造条件，营造适合各种动物的习性和生长的多样化生境。如鱼类栖息地营造包括人工鱼礁、洄游通道构建、索饵场构建、越冬场构建及产卵场构建等^[24-25]；鸟类栖息地的营造可以从水深设计、植物配置、生态鸟岛等方面来考虑，在生态鸟岛上，除开展必需的保育、监测和必要的管理活动外，严格控制其他人为活动；底栖动物的栖息地营造主要从湿地基底的构建、植物配置上来设计。在湿地动物恢复初期可以适当投放其需要的饵料，确保幼体成活。除非濒危物种和稀有物种的恢复确有需要，否则不建议长期进行饵料投放。

2.2.3   近自然湿地生物量管理技术

生物量是某一时限任意空间所含生物体的总量。湿地生态系统中，群落或生态系统总生物量、各种群生物量及其在总生物量中的占比是评价湿地生态系统是否健康的重要指标。针对不同的生境条件，利用模型计算健康湿地生态系统中关键物种或种群的适宜生物量，通过调控管理湿地生态系统中不同类型生物种群或群落的生物量，将生态系统中各类生产者和消费者的生物量及其比例关系调节到系统稳定的阈值以内，以期抵消自然和人类的干扰所引起的不稳定现象。湿地生物量管理是生态调控的重要技术方法之一，主要包括植物调控、动物调控、微生物调控等^[26]。近自然湿地恢复中生物量管理主要涉及植物和动物的种群调控，通常是在生态修复初期、湿地生态系统没有达到稳定和自维持状态时，采取的一种人工辅助的技术手段。

3.1   与人工湿地的区别

近自然湿地与人工湿地在湿地要素的运用、人工措施的强弱、维护管理的需求等方面都有明显区别，详见表1。

表  1  近自然湿地与人工湿地的主要区别

Table  1.  Main differences between near-natural wetlands and constructed wetlands

3.2   遵循生态修复的“*速曲线”

“*速曲线”是物理学中得出的运动规律之一，也就是在重力作用下同一只小球*快到达底端的运动路线不是直线，而是一条曲线。这一规律已经在机械设计、经济学中得到了广泛应用^[27-30]。在湿地生态修复实践中，也存在“*速曲线”的规律。按照一定的先后顺序逐步改善生境条件实施湿地生态修复，往往比直接照搬自然湿地稳定状态的所有元素开展湿地生态修复，要更快速、顺利。生态修复措施实施的顺序、实施时机、实施强度与生境条件改善的程度等都会影响修复过程和修复效果。

3.3   避免“重建设、轻管理”，重视后期维护

近自然湿地修复项目的实施效果是否能够发挥预期的生态功能，很大程度上依赖于后期的维护管理。如何维护修复后湿地系统使其处于*佳状态是亟待解决的问题。现阶段，我国湿地生态工程的运行管理与维护是薄弱环节^[31-34]。针对湿地生态建设工程运行中出现的资金保障不足、责任主体不清、设施管护不力等实际问题^[35-39]，需通过制定管理制度、管护措施、考核办法、奖惩机制^[40-42]，形成可以促进工程有效管护和长效运行的模式^[43]，从而提升湿地恢复工程的长期效益。

4.1   示范地点概况

以江苏省宜兴市的竺山湖湿地(120°00′54.40″E，31°27′54.73″N)建设为例，阐述近自然湿地生态修复的原则、修复步骤及生态系统调控方法。竺山湖湿地位于太湖竺山湾缓冲带内，原为太湖疏浚底泥及建筑垃圾堆场，由于地势较低，经长期积雨形成了水深不足0.5 m的泥坑洼地，为劣Ⅴ类（GB 3838—2002《地表水环境质量标准》）水体。洼地周边乔木以纯杨树林为主，伴有少量构树，林下草被主要由狗尾草群落和荩草群落组成。为了改善太湖周边环境，将该用地修复成新增湿地，总面积为30 hm²，其中水域面积6.07 hm²（图1）。竺山湖湿地整体形状是一个不规则的长条形，长1.8 km，平均宽度为105 m。由于竺山湖湿地呈南北长、东西窄的条状，长边西侧为公路，东边是太湖大堤，因此分别在湿地北段和南段设置水质采样点。湿地北段的来水主要是2条小河流（湾浜、盛渎港），湿地南段的来水主要是西侧工业园区暴雨径流。

图  1  竺山湖湿地位置

Figure  1.  Location of Zhushanhu wetland

4.2   生态修复原则

竺山湖湿地的主要功能是改善区域生态环境状况，缓冲、滞留、净化上游来水。根据该功能定位，确定了竺山湖湿地建设的4条原则：1）因地制宜原则。利用原有底泥堆场规划构建水系地势，不外运土方，就近引太湖水作为湿地来水。2）生态优先原则。水系重建方式、湿地植被选择首先要满足生态功能。3）水系连通与水体净化相结合的原则。通过水系连通，拦截附近工业园区部分径流，并与北侧湾浜及盛渎港互通，达到净化周边污染物目的。4）兼顾景观原则。为居民提供休闲场所，融入美学元素。

4.3   基于近自然湿地修复理论构建修复步骤及目标

（1）基于“*速曲线”构建生态修复步骤

根据湿地生态修复“*速曲线”的规律，不同湿地生态修复的措施及实施并不是固定、一成不变的，需要根据湿地的具体情况，因地制宜地设定不同湿地恢复的“*速曲线”步骤。竺山湖湿地是新建湿地，周边没有强污染源，因此可以省去水质改善步骤，按照水文水动力改善—基底形态营造—植物保育与恢复—动物保育与恢复—生物量管理的顺序逐步实施修复措施，并使各步骤平滑衔接，促使生态恢复尽快达到设定的目标。

（2）以湿地运行达到自维持为恢复目标

自维持状态是指构建或恢复的生态系统可自主循环、自然衍生，逐渐形成自维持、免人力管护的生态系统状态^[44-45]。达到自维持状态几乎是所有生态修复项目运行维护的*终目标。在竺山湖湿地修复过程中，尽可能利用现有环境条件，因地制宜地创造生境条件，恢复湿地生物。如利用太湖清淤底泥铺筑湿地基底、引入湖水进入湿地时，同时将其中的鱼类、底栖动物带入，在生态恢复工程实施的**年，使其自发生长、自我适应，减少人为干涉；经过1年的适应期之后，再对湿地中的食物网结构进行评估，判断是否需要人为干预。随着修复时间的增加，湿地基底的理化性质明显改善，水生植被覆盖率上升，为水生动物创造了更好的栖息环境，生物物种多样性增加，逐渐形成生态修复后的湿地自维持生态系统。

4.4   主要工程建设内容

4.4.1   水文水动力改善

新建竺山湖湿地主要净化对象为西南侧工业区的暴雨径流和西北侧的农田径流，因此竺山湖湿地的水文水动力改善，一方面要设计合适的湿地高程和水位，考虑承接来水和出水连通效果，并兼顾水力坡度和水体流动性。湿地内水的流向总体上是由南向北，在东北部的湿地出水口与入湖河流连通。另一方面要考虑对上游来水和本地水体中污染物的净化效果。利用导流和水深、水体面积的变化调节水力停留时间和水流流态，提高生境的多样性和适宜性，便于生物生长并提高生物多样性。

4.4.2   湿地基底形态营造

湿地基底形态的不同，导致底泥-水界面的有效比表面积不同，从而影响基底生物膜的附着空间、微生物的种类、活性和泥水界面的物质交换，*终也会影响湿地系统对营养盐的净化效果。另外，基底形态还会影响基底光照强度的分布，进而影响水生植物的生长状态，导致湿地系统对营养盐去除效果的差异。总之，湿地基底形态可以改变水体流态，进而影响颗粒物沉降、污染物有效停留时间、污染物迁移转化途径等。

在工程实施前，进行了斜面型、平面型、凹面型、凸面型和多起伏型5种不同湿地基底形态(图2)对污染物去除效果的分析。结果表明，5种基底形态的总氮去除率依次为28.84%、25.22%、27.07%、31.23%和35.23%，其中多起伏型基底更有利于污染物的去除^[46]。基于该研究结果，竺山湖新建湿地构建了多起伏型的基底形态，采取的技术手段包括生态清淤、基底坡度及深浅滩构建、基底材料的铺设等。

图  2  5种不同湿地基底形态示意

Figure  2.  Five types of basement structures of wetlands

4.4.3   湿地植物恢复

基于文献查阅和实地调查，确定太湖地区湿地共有5个植被型组、11个植被型，群系超过78种。根据土著适生、净化水质、兼顾景观等选种原则，综合考虑物种对水分的耐受程度以及株型、大小、色彩、季相等因素，筛选出竺山湖湿地可用植物21属35种，包括垂柳(Salix babylonica)、落羽杉(Taxodium distichum)、池杉(Taxodium distichum var. imbricatum)、水杉(Metasequoia glyptostroboides)、河柳(Salix chaenomeloides)、乌桕(Sapium sebiferum)、花叶柳(Salix integra)、簸箕柳(Salix suchowensis)、水杨梅(Adina rubella）9种木本湿生植物，鸢尾(Iris tectorum Maxim.)、狼尾草(Pennisetum alopecuroides)、大花美人蕉(Canna generalis)、燕子花(Iris laevigata)、竹节草(Chrysopogon aciculatus)5种草本湿生植物，芦苇(Phragmites australis)、茭白(Zizania latifolia)、花叶芦竹(Arundo donax var. versicolor)、千屈菜(Lythrum salicaria)、再力花(Thalia dealbata)、慈姑(Sagittaria trifolia var. sinensis)、黄菖蒲(Iris pseudacorus)、莲花(Nelumbo nucifera)、水烛(Typha angustifolia )、香蒲（Typha orientalis Presl）、雨久花(Monochoria korsakowii)、梭鱼草(Pontederia cordata)12种挺水植物，菱(Trapa bispinosa)、睡莲(Nymphaea tetragona)、白睡莲(Nymphaea alba)、莼菜(Brasenia schreberi)、芡实(Euryale ferox)5种浮水植物，苦草(Vallisneria natans)、黑藻(Hydrilla verticillata)、微齿眼子菜(Potamogeton maackianus)、轮叶狐尾藻(Myriophyllum verticillatum)4种沉水植物。

竺山湖湿地建设过程中主要采用2种植物配置模式：1）由滨水区到浅水区依次为大花美人蕉(4棵/m²)、香蒲(4株/m²)，伴生千屈菜(15株/m²)，在湿地深水区上部形成莼菜群落(10株/m²)，伴生菱角(10芽/m²)，下部种植沉水植物苦草(40株/m²)，伴生轮叶狐尾藻(5芽/丛，9丛/m²)。该模式的优势在于有效防止水土流失、固岸护坡的同时兼顾湿地景观效果，应用于竺山湖湿地北段。2）滨水区、浅水区依次为再力花(3株/m²)、芦苇(20株/m²)，伴生黄菖蒲(4株/m²)，在湿地深水区上部形成睡莲群落(2株/m²)，伴生芡实(1株/4 m²)和菱(15芽/m²)，下部种植沉水植物黑藻(10~15芽/丛，10丛/m²)，伴生轮叶狐尾藻(5芽/丛，9丛/m²)和微齿眼子菜(40株/m²)等。该模式的优势在于有效削减暴雨径流冲击，应用于竺山湖湿地南段。

4.4.4   湿地动物恢复

竺山湖湿地靠近太湖，湿地水源就近由太湖引入，在引水过程中带入了太湖的鱼类、贝类、微生物等，成为动物繁殖的种苗。考虑到新建湿地水生植物恢复期宜减少鱼类，故不引种鱼类。而底栖无脊椎动物如螺类、贝类有稳定底泥、减少底泥再悬浮的作用，有利于新生底泥微环境的恢复。根据调查结果得知，太湖大型底栖动物优势物种为河蚬(Corbicula fluminea)和铜锈环棱螺(Bellamya aeruginosa)，其平均生物密度为100和13个/m²，平均生物量为105.5和21.8 g/m^2[47]。待水生植物恢复之后，参照该值在竺山湖湿地投入河蚬和铜锈环棱螺。由于竺山湖湿地是开放性场地，周围居民自发性投入了龙虾幼苗，在后期调查时发现湖湾东北端的龙虾数量较多，需要加强调控管理。另外，竺山湖湿地靠近太湖，为太湖常见水鸟黑水鸡（Gallinula chloropus）、小䴙䴘（Podiceps ruficollis）、白鹭（Egretta garzetta）、黄斑苇鳽（Ixobrychus sinensis）等提供了良好的栖息环境，湿地中恢复的水生植物和中小型水生动物可为水鸟提供食物，有利于水鸟的繁衍和生长。

4.4.5   湿地生物量管理

在对竺山湖湿地进行详细生物调查及开展室内模拟试验的基础上，建立了生态系统调控(EwE)模型。EwE模型是一种利用基于生态系统食物网结构的营养动力学原理，描述生态系统能量流动的平衡模式^[48-49]。其将生态系统定义为由一系列具有生态关联的功能组组成，这些功能组主要包括浮游生物、鱼类、植物以及有机碎屑等，经过划分的所有功能组须能覆盖生态系统能量流动的全部过程^[50-51]。在建模过程中假设该生态系统的总输入与总输出相等。该模型用1组线性联立方程来定义1个生态系统，每个线性方程代表生态系统中的1个功能组。经过模型的运算与处理，可以得出竺山湖湿地生态系统生态通道模型构建的基本输入与输出参数以及食物组成。在此基础上，采用EwE模型Ecopath模块中分析功能，分析竺山湖湿地生态系统食物网和营养级结构、生态系统能量转换效率、物质传递效率、各功能组的营养交互关系、生态系统的关键种及总体特征。*后，根据模型分析结果，从生物量调控、食物链调控、生物多样性调控、生态系统结构调控4个方面制定竺山湖湿地生态系统调控方案^[52]。工程实施第3年的调控措施包括：1)初级生产力明显过剩，将沉水植物、挺水植物分别收割40%及30%；2)湖湾中缺乏草食性鱼类，而植物生物量过剩，因此提高草食性鱼生物量至原来的5倍，使沉水植物的生态营养效率提高8.37%；3)将滤食性鲤科鱼类和杂食性鱼类的生态营养效率进一步提高，生物量分别增殖50%；4)针对虾蟹类过剩的问题，减少50%的虾蟹生物量。

4.5   生态修复效果

4.5.1   水质改善情况

竺山湖湿地生态修复后，水质由修复前的劣Ⅴ类改善为修复后的Ⅱ类，水体中TN和TP浓度显著降低(图3)。如竺山湖湿地北段的TN浓度平均值从生态修复前的3.32 mg/L降至生态修复后的0.92 mg/L，湿地北段和南段TN浓度分别下降了72.3%和58.9%，TP浓度分别下降了49.6%和60.7%。

图  3  生态修复前后水体TP及TN浓度变化

Figure  3.  Variation of concentration of TN and TP before and after ecological restoration

4.5.2   大型水生植物生物多样性改善情况

生态修复后竺山湖湿地大型水生植物多样性显著提高，湿地北段Margalef丰富度指数由生态修复前的1.20提高到生态修复后的4.59，南段Margalef丰富度指数由生态修复前的0.80提高到生态修复后3.75 (图4)。

图  4  生态修复前后Margalef 丰富度指数变化

Figure  4.  Change in Margalef richness indices before and after ecological restoration

4.5.3   景观效果

竺山湖湿地在改善生态环境的同时，景观效益也十分显著，水面常见白鹭觅食、群鸭戏水，成为周围居民时常眷顾的休闲场所。竺山湖湿地采取开放式无围墙设计，具有亲民性，湿地周围修建了一条自行车道，满足轻健身功能。湿地的乔灌木搭配呈现四季差异，春、夏、秋、冬各有别致。生态修复前后主体湿地景观对照如图5所示。

图  5  竺山湖湿地生态修复前后实景

Figure  5.  Photos of Zhushanhu wetland before and after ecological restoration