湖泊富营养化控制是当前国内外环境领域的重要挑战，而磷(P)作为湖泊中藻类生长的重要限制因子，其削减与治理直接影响着湖泊的水质与生态健康(Correll，1998；Conley et al., 2009；Park et al., 2015).湿地作为连接陆地和湖泊的特殊生态系统，在有效拦截流域污染源输入、恢复水陆生态交错带功能等方面具有重要作用(Mander et al., 1997；Dall′O et al., 2001；金相灿，2001；Lane et al., 2003； Maître et al., 2003；Klemas，2014).在不同类型的湿地中，红树林、岩沼和人工湿地的物质循环研究较为深入(Mitsch and Gosselink， 2000；Keddy，2010；Antizar-Ladislao et al., 2011；Rivera-Monroy et al., 2011)，淡水湿地研究也取得明显进展(Charman et al., 1994；Verhoeven et al., 2001；杨永兴等，2001；宋长春等，2005；Chambers et al., 2011)，但湖滨河口湿地的研究却相对较少.湖滨河口湿地具有独特的发育和演化规律：①水量受上游河流影响大，湿地截P效应直接影响下游湖泊水质；②边界干湿波动大，导致湿地边界不确定及底质出现永久积水或间歇淹水，影响底泥理化性质，进而影响湿地P的截留效应；③具有自然演化而来的湿地底泥底质，与人工湿地的基质不同；④水生植物种类多样.

由于湿地在截留流域营养物质输入中的作用，自1980年代始，国内外开展了大量的湖滨河口自然湿地恢复与人工湿地建设.但Richardson(1985)在Science上指出，已有的研究可能高估了湿地对营养物质的截留作用.同时，现有的研究也证实，在上覆水不同的初始浓度下，湿地的基质存在“源-汇”之间的功能转换，并进而影响湿地对磷的截留效应(吴振斌等，2007；徐进等，2009).因此，深入了解磷在湿地“水-植物-底泥”系统的输移转化过程，并明确导致湿地“源-汇”功能转换的主要驱动机制与关键影响因子具有重要意义.

湿地对磷的截留效应主要通过物理、化学、生物过程实现；Odum(1969)在Science上提出假设，指出在生态系统演替过程中，营养物质可被生物体截留并参与内部循环，且成熟或顶级群落的截留效果最明显.1975年，Vitousek和Reiners(1975)的研究发现，Odum对早、中期的假说是正确的，但过了早、中期截留效应增加的转折点后，营养物质的去除率会有所下降，甚至出现净输出.Hopkinson(1992)将湿地分为2类：封闭系统(水量和营养物质仅来自大气干、湿沉降)和开放系统(水量和营养物质可来源于上游输入、暴雨径流和漫滩洪水)，发现封闭湿地对营养物质的截留高达90%以上，而开放湿地却不足5%.

近年来，湿地对营养物质的截留效率受到广泛讨论(图 1).湿地运行时间是影响截P效果的重要因素，研究发现湿地的去除能力随着湿地发育不断下降(Craft，1996).同时，野外监测和室内实验被大量开展以探讨湿地的截磷能力(徐进等， 2007，2009).Wang等(2013)通过稳态流模拟发现湿地底泥对上覆水中溶解态活性磷(DRP)的吸附作用呈准U型曲线.Richardson(1985)与Del Campillo 等(1999)认为湿地对P的截留效应与底泥中Al离子含量呈线性关系.Richardson 等(1996)则提出了“1g阈值准则”，即湿地截P量与磷负荷成正比，但当负荷超出1 g · m^-2 · a^-1时，出流P浓度将随负荷的增加呈指数上升.此外，水文、底泥理化性质等因素对湿地截P效应的影响也得到广泛关注(Lucassen et al., 2004；Surridge et al., 2007；徐进等，2009；Hoffmann et al., 2012；Voss et al., 2014).

图1(Fig.1)

图1 湿地截P效应研究中的主要争议 Fig.1 Milestone events in the development of phosphorus retention effects studies

生物地球化学过程是湿地研究的核心(刘景双，2005)，主要包括(Zhulidov，1997)：可溶无机态磷(DIP)的水生植物吸收、溶解态有机磷(DOP)和颗粒态有机磷(POP)的转化与分解、磷酸盐络合物的生成与溶解、DIP的底泥吸附与解吸以及颗粒态磷的沉淀和再悬浮等.从湿地的短期功能考虑，底泥吸附、沉降、微生物及水生植物吸收是磷输移转化的重要机制；从长期功能看，湿地截P效率与底泥深层埋藏速率直接相关(Richardson et al., 1996).因此，本文将着重分析湿地截P效应的3个重要机制：①植物机制；②微生物机制；③“上覆水-底泥”界面过程.

植物截留是湿地磷截留机制中的重要过程，主要包括：①植物的吸收、富集作用(Aerts，1996)；②植物对物质的沉降、吸附和过滤作用，植物对水流的阻碍及植物叶片对P的吸附、过滤可降低水流速度和波流能量、固定沉积床，增加磷的沉降量，降低磷的再悬浮量(Craft，1996)；③植物根系的生化作用，根际微生物的数量约为非根际土壤的10~100倍，对根际微环境的氧化还原电位及酸碱性产生显著影响，继而对P在根-土界面的迁移转化起着重要作用(Rufyikiri et al., 2004).湿地不同种类水生植物的截P机制也有所不同(Prentki et al., 1978；Davis，1994)；与底泥有机磷的储存机制相比，水生植物截P主要表现为短期机制(表 1).

表1(Table 1)

表1 不同种类水生植物的截P机制 Table 1 Phosphorus retention mechanism of different kinds of aquatic vegetations

表1 不同种类水生植物的截P机制 Table 1 Phosphorus retention mechanism of different kinds of aquatic vegetations 植物种类 植物结构 P来源 受光限制 截P机制 茎根输移 碎屑释P 地上 地下 水体 底泥 生长期 成熟期 茎叶碎屑 根部碎屑 浮叶植物 √ √ √ 短期 无 无 表层→上覆水 表层→上覆水 漂浮植物 √ √ 短期 无 无 表层→上覆水 表层→上覆水 挺水植物 √ √ √ √ 茎叶短期；根较长期 根部→茎叶 茎叶→根部 表层→上覆水 底层→孔隙水→上覆水 沉水植物 √ √ √ √ √ 茎叶短期；根较长期 根部→茎叶 茎叶→根部 表层→上覆水 底层→孔隙水→上覆水 乔木 √ √ √ √ 较长期 根部→茎叶 茎叶→根部 表层→上覆水 底层→孔隙水→上覆水

对照实验表明(Debusk，1985)，种植水生植物的生态系统对磷的截留量远高于无植物系统，有些水生植物甚至可以过度吸收磷.Grimshaw 等(1993)通过监测发现，湿地附生植物体内实际磷含量为0.1~4.5 mg · g^-1，而日常生长所需的P含量仅为1.1～2.2 mg · g^-1.但也有研究指出，虽然水生植被同化作用能够吸收大量磷，但植物组织凋落后，矿化作用会重新释放磷，因此只能作为短期机制，甚至成为湿地磷的源，如Wang和Mitsch(2000)模拟发现，每年非生长季植物凋落物的矿化作用会释放出0.31~1.66 g · m^-2，导致湿地截P效应下降5.1%.此外，水生植物对P的截留作用受水生植物种类、茎/根比例、碎屑组织的矿化速率、碎屑组织的C/P比、新陈代谢的类型及水体的理化特性等因素影响(Debusk，1985；廖新第和骆世明，2002).植物不同部位对P的吸收能力不同，Kao等(2003)将5种作物地上茎对磷的截留能力排序为：黑三棱>灯芯草>草芦>蒯草>加拿大一枝黄花，地下根对磷的截留能力排序则为：蒯草>灯芯草>草芦>黑三棱>加拿大一枝黄花.水生植物在生长期和非生长期对TP的去除率也是不同的，曹向东等(2000)发现水生植物在这两个阶段的截P率分别为15.89％~27.64％和9.21％~14.65％.需要指出的是，水体中P浓度与水生植物是交互反馈过程，水生植物截留P，而P浓度的高低影响水生植物的种类与存亡.Doren等(1997)通过对佛洛里达南部Everglades湿地的空间分析指出，长叶香蒲与P浓度有正向关系，但克拉莎与P浓度有反向关系.因此在湿地建设与恢复时，需要合理选择并配置植物种类，适当安排植物种植、收割时间，以提高湿地对P的净化效果.

微生物对磷的去除作用也是湿地截磷的重要机制之一，但这方面的研究目前相对较少.该机制主要体现在：①吸收作用，包括微生物对磷的正常同化吸收以及当水体中P浓度过高时，聚磷菌对磷的过量吸收作用(张鸿等，1999).微生物对P的吸收会受到氧化还原电位的影响，有研究指出，在湿地底泥好氧、硝酸盐、硫酸盐和产甲烷条件下，微生物体内的C/P比分别为56、43、9和6(McLatchy and Reddy， 1995).②矿化作用，它是导致湿地成为P源及水生植物只能作为截P短期机制的主要原因之一.

同样，微生物对湿地P的截留作用也备受争议.少数研究认可微生物的截P作用，如Lee等(1975)与Sloey 等(1978)发现河岸带湿地处理系统中，大约有60%的P是被微生物截留下来的；李科德和胡正嘉(1994)认为湿地磷的截留率与植物根际磷细菌数目呈正相关.但多数研究认为，微生物对磷的去除作用不大，矿化作用甚至可以释放出大量磷，如：沈耀良和王宝贞(1997)发现磷酸盐的去除与湿地中各类微生物的数量不具有明显的相关性.Richardson(1985)在Science上指出当湿地中P负荷较低时，底泥微生物的吸收作用对P的截留起主导作用，但是微生物体积很小，很快就会吸收饱和.Wang和Mitsch(2000)则表明，微生物体内吸收的磷在其死后会迅速分解释放，微生物与磷的去除效率间并无显著关系，与微生物吸收同化作用相比，微生物的生化及酶将有机磷转化为无机磷的催化作用更显著.

湿地对P的截留作用主要包括吸附、沉降、固定，而与之对应的解吸、溶解与矿化都是在上覆水-底泥界面所进行的，因此上覆水-底泥界面过程是影响湿地截P源、汇功能的关键所在.湿地底质与上覆水之间的磷交换过程十分复杂，具体包括：磷的生物循环、含磷颗粒的沉降与再悬浮、溶解态磷的吸附与解吸、磷酸盐的沉淀与溶解等过程及其相互作用(Nairn and Mitsch， 1999；Brooks et al., 2000；Bragato et al., 2006).其中，只有深层底泥的埋藏作用可作为永久除磷的长期机制，通过同位素标记、粘土层测量及沉积物捕集等方法测量湿地底泥每年累积增加深度为0.03~0.80 cm不等，底泥中TP浓度也从0.007~1.2 mg · g^-1有较大的变化范围(Mitsch et al., 1979；Lowrance et al., 1986； Flebbe，1982；Craft and Casey， 2000；Wang and Mitsch， 2000).吸附与解吸通常采用室内实验孵化培养与吸附等温线的方法来研究，其中最常用的为Langmuir吸附等温线S=S_maxK_LC/(1+K_LC)与Freundlich吸附等温线S=K_FC^N+ S₀，通过Langmuir方程的S_max可反映最大吸附量，而吸附能力又与Freundlich方程的K_F成正比例关系，因此可间接反映吸附潜力.常数N反映底泥吸附点位数量情况，N越接近1，表明底泥吸附点位越接近饱和.EFC₀表示吸附和解吸达到平衡时的浓度(mg · L^-1)，当磷负荷大于此值时表现为吸附作用，反之表现为解吸作用(表 2).

表2(Table 2)

表2 吸附等温线参数值对比 Table 2 Parameters comparison of adsorption isotherms

表2 吸附等温线参数值对比 Table 2 Parameters comparison of adsorption isotherms 类型 位置 采样深度/cm pH Fetol/ (mg · kg-1) Catol/ (mg · kg-1) TPtol/ (mg · kg-1) Langmuir 方程 Freundlich方程 文献 Smax/ (mg · kg-1) KL/ (L · mg-1) KF/(L · kg-1) N 土壤总深度<51 cm 佛罗里达南 0~20 7.3 8364 10132 1271 2599 0.019 76.6 0.58 部奥基乔比 20~40 7.6 5438 14863 785 2920 0.016 158.4 0.48 Janardhanan and Daroub，2010 土壤总深度 湖下游的湿 0~20 7.4 12873 9861 1933 4089 0.014 149.5 0.55 51~91 cm 地农业区 20~40 7.2 10243 9445 1069 3684 0.019 169.8 0.51 土壤总深度 0~20 6.7 4659 9407 1593 2098 0.010 38.1 0.62 91~130 cm 20~40 6.8 2552 8392 607 2809 0.006 0.62 0.64 浅水湖泊湿地 澳大利亚阿尔伯里墨累河泛滥平原 0~10 cm 30000 3500 700 2.4 0.38 Baldwin et al., 2000 室内实验土壤 美国科罗拉多 0~15 cm 7.5 2000 1200 60 175 1 Rossi et al., 2012 松林地土壤 佛罗里达 7.8 4167 0.025 395 0.76 Zhou and Li，2001 大沼泽湿地底泥 南部 7.8 3528 0.029 372 0.37

湿地底泥受水文和外界输入的影响，既可能是营养物汇，也可能是源(Pant and Reddy， 2001；Ekholm and Krogerus， 2003；Pant and Reddy， 2003；徐进等，2007)，其影响因素为：底质类型、微生物种类和数量、水力停留时间、营养物质负荷、水力负荷、试验条件、气候状况等(龚春生等，2006).研究指出湿地底泥对P的截留作用在某种程度上只是作为一个“缓冲器”来调节水中磷浓度，截留的磷暂时贮存在底泥中，在一定条件下可释放P到水体中(Nguyen and Sukias， 2002).2010年，Wang等(2010)对太湖苕溪河湿地的室内静态模拟结果表明，底泥对上覆水中溶解态活性磷(DRP)的吸附作用可分为3个阶段：缓冲反应、快速吸附、缓慢吸收.Craft(1996)则研究发现P的截留主要依靠吸附、沉降作用；时间会影响湿地底泥对磷的截留作用，磷的截留率随着底泥对磷吸附点位逐渐达到饱和而下降(Ciupa，1996；Koskiaho et al., 2003；Tanner and Sukias， 2011).徐进和张奇(2007)指出当湿地进水溶解态反应性磷浓度高于磷平衡浓度时，湿地底泥为汇项；相反则为源项.

湿地磷截留效应的影响因素众多，除了水生植物及微生物的影响外，还有水文条件、氧化还原电位(Eh)、底泥类型、底泥离子含量与pH等(表 3).其中，水文是湿地生态系统的主要驱动力，对其结构与功能具有重要影响.湖滨河口湿地区别于其他水体的显著特征表现为：底质永久积水或间歇淹水、边界不确定.上述特征也是影响其内部过程及对营养物质P截留的主要驱动因素(王将克等，1999).已有研究发现：水文条件(如：流量、水位、水温、流速及其变化等)能改变底泥的Eh、底泥特性及pH值等，是营养物质浓度、存在形态、湿地过程与截留效应的重要影响因子(刘厚田，1996).其中，水位变化对湿地截P率的影响尤为重要.水位下降，氧化现象明显，反之在淹水条件下，底泥创造良好的还原条件(刘景双，2005).Ann等(1999)指出磷酸盐随着氧化还原电位的增加而减少，Fe结合态P随着Eh增加而增加，Ca结合态P与Eh无明显变化.Niedermeier和Robinson(2007)认为底泥的Eh与强降雨事件相关，表层0~10 cm通常维持在330 mV以上，30~100 cm 深度的底泥在淹水时Eh在-200～200 mV间变动，导致Fe结合态P的水解，成为水体内源污染的重大威胁. Surridge等(2007)指出底泥在被淹没时，铁、铝结合态无机磷可释放将近95%的P.尽管底质在淹水时形成强还原区，但在“水-土”界面上可形成氧化薄层，特殊的氧化还原条件加上丰富的水生植被、底质微生物和根际微生物条件，可为营养元素的迁移转化创造条件(姚志刚等，2006)(表 3).除了水位，研究指出增加水力负荷有利于增加截P量，如：Hoffmann等(2011)发现TP截留量y(kg)与径流量x(L · s^-1 · km^-2)满足指数关系y=14.645e^0.14x.然而，也有研究指出水力负荷会降低截P效率，如Wang and Mitsch(2000)指出当湿地入流由8 cm · week^-1增加到200 cm · week^-1时，湿地截P率由90%下降到50%.因此，水力负荷只有满足一定的范围才有利于发挥湿地对磷的截留能力，太小不利于充分发挥湿地对P的截留能力，过大又影响水生植物的生长，并缩短营养物质的停留时间，降低截留能力(郭萧等，2010).

表3(Table 3)

表3 湿地磷截留效应的影响因素 Table 3 Influence factors of P retention effects

表3 湿地磷截留效应的影响因素 Table 3 Influence factors of P retention effects 湿地 方法 水文 Eh或DO 植物 底泥离子 有机碳 pH 截留作用 结论 文献 丹麦已修复的河岸湿地 室内实验 √ 直接 TP截留量y(kg)与径流量(L · s-1 · km-2)满足指数关系y=14.645e0.14x Hoffmann et al., 2011 北京玉渊潭公园南侧昆玉河生态修复区 室内实验 √ 直接 延长停留时间，磷酸盐浓度下降缓慢，趋于平衡 刘来胜等，2005 美国伊利诺斯州东北部的河岸湿地 机理模型 √ 直接 入流由8 cm · week-1 增加到200 cm · week-1时，湿地截P率由90%下降到50% Wang and Mitsch， 2000 佛罗里达大湿地 野外监测 √ √ 间接 Sagittaria lancifolia随淹没时间增长而增加，Nymphaea odorata和Utricularia spp与每年增加的水深呈负相关 David，1996 德国东北部重新淹没恢复的湿地 室内孵化培养 √ √ √ 间接 干燥的土壤重新淹水后会促进底泥释放更多的P Zak et al., 2010 英国萨默塞特郡的修复湿地 室内孵化培养 √ √ √ 间接 磷酸盐随Eh增加而减少，而Fe结合态P随Eh增加而增加；底泥各个深度层的Eh都与水张力呈负相关 Niedermeier and Robinson， 2007 Apopka湖西北岸淹没的农田土壤 室内孵化培养 √ √ 间接 通常好氧条件下Eh高时，pH低 Ann et al., 1999 中国三江平原3个典型湿地 野外监测 √ √ √ √ 间接 底泥0~10 cm溶解态离子与周期性水文变化有响应；(Fe(II)+Fe(III))与P呈负相关 Zou et al., 2009 灌溉水稻土 室内植物培育 √ √ 间接 低DO水平时洋麻截P率是高DO水平时的50%~51% Abe and Ozaki， 2007 佛罗里达大湿地 室内植物培育 √ √ 间接 长苞香蒲在底泥Eh>565 mV时的P同化量高于低Eh时的吸收量 DeLaune et al., 1999 英国South-finger 人工湿地 野外监测 √ 间接 6月份Eh降低，导致底泥由3月份的汇变为源 Palmer-Felgate et al., 2011 富营养化湿地 室内孵化培养 √ √ 间接 有机碳与Fe3+反应，导致无机磷的释放，并被微生物吸收 Liptzin and Silver， 2009 萨吉诺湾Kawkawlin 河北支的河岸湿地 野外监测 √ √ √ 间接 DO低于2 mg · L-1导致铁离子结合态P的浓度降低；高浓度磷酸盐导致DO与pH降低，促进Fe3+的转化 Voss et al., 2014 美国北卡罗莱纳沿海平原2个森林河口湿地 野外监测 √ √ √ 直接 底泥的吸附系数PSI与Al离子和Fe离子含量有最强的相关性 Bruland and Richardson，2004

除上述因素外，湿地P的截留效应还受到黏土含量、有机质含量、磷酸盐浓度、pH和氧化还原电位、Fe/Al/Ca离子含量等的影响(Reddy and Delaune， 2004)，且各因素间相互作用、交互反馈(表 3、图 2).在湿地恢复措施中，若通过引进入流来连通断流湿地或扩大湿地面积，会导致Eh的降低(Zak et al., 2010)，从而降低底泥的截P率(DeLaune et al., 1999)：①Eh的变化进而引起pH的改变，在好氧条件下，Eh的升高会降低水体的pH(Ann et al., 1999；Zou et al., 2009)，反之会带来高的pH.而pH升高会降低湿地底泥中Fe³⁺含量，导致Fe结合态P浓度降低，底泥对P的截留效率下降.②Eh的改变亦可直接影响底泥离子含量，而底泥的吸附系数与Al³⁺和Fe³⁺含量有强的相关性(Bruland and Richardso，2004)，如Eh降低促进Fe³⁺被还原为Fe²⁺，导致Fe结合态P的水解(李文红等，2003；Niedermeier and Robinson， 2007；Voss et al., 2014).③Eh的变化意味着DO浓度的变化，以P:Fe的摩尔比0.33为临界值，好氧条件下比值会小于0.33，因此有足够的Fe与P吸附结合，相反导致多余的P释放(Zak et al., 2004)；高的DO浓度会促进水生植物的生长，从而增强对营养物质P的吸收.有研究指出，低DO水平((0.32±0.27)mg · L^-1)时，湿地洋麻对P的截留率是高DO((4.41±0.62)mg · L^-1)时的50%~51%，但晚上低浓度、白天高浓度对P去除率无明显抑制(Abe and Ozaki， 2007).此外，水生植物的茎叶会向根部传输氧气，影响根际的氧化还原电位、pH、底泥离子含量及根际微生物的含量，同时，水生植物的死亡凋落会增加表层底泥有机质的含量，对P的吸附作用产生影响(Richardson，1985)，而有机质的矿化降解需要消耗氧气、降低Eh，促进磷向孔隙水及上覆水的释放(Lucassen et al., 2004；Liptzin and Silver， 2009).水生植物的大量生长还将阻碍水流运动，改变原有流速和流态，影响水生植物的生长，如David(1996)通过监测发现，Sagittaria lancifolia的生物量随着淹没时间的增长会显著增加，Nymphaea odorata和Utricularia spp的生物量则与每年增加的水深呈明显的负相关.④DO浓度影响微生物截P作用，好氧条件下微生物可吸收大量P，但在厌氧条件下会释放出磷(Khoshmanesh et al., 1999).而微生物酶对有机质的催化作用会降低Eh，其新陈代谢又将改变底泥有机质含量(崔保山和杨志峰，2006).

图2(Fig.2)

图2 多种影响因素的交互作用 Fig.2 Interactions among various influence factors

野外定点试验、监测、室内实验与统计分析相结合的方式已被广泛用于湿地关键过程分析及截P率定量化评估研究中(表 4).Hoffmann等(2012)对已修复了5年的河岸湿地进行为期2年的高频率监测与统计分析发现，河岸湿地的释P作用比预期要低；Voss等(2014)通过对河岸带湿地2011—2012年夏季的监测发现，湿地低的pH值(大约为7)和低的DO浓度(出现小于1 mg · L^-1的值)是促进湿地底泥中磷解吸的重要原因，并会导致河岸带湿地成为磷源.此外，野外底泥或水生植物样品的采集可获取室内实验培养对象，在可控条件下识别湖滨带河口湿地截P效应的关键机制与主要影响因素，如Surridge等(2007)在英国诺福克河的Strumpshaw沼泽原位取底泥样品孵化培养，分别在淹没与不淹水条件下进行实验；Wang等(2010，2013)取太湖苕溪河湿地与下渚湖湿地底泥分别进行无流量的静态实验与有稳态流的室内模拟实验，探索不同水文条件下湿地底泥的截P机制.目前，常用室内培养方法研究底泥-上覆水界面过程或底泥吸附-解吸机制，并探讨水文、氧化还原电位、底泥离子含量等对其产生的影响，其中吸附等温线方法为最常用的方法(Casey et al., 2001)；室内水生植物培养方法可用于研究水生植物截P机制，并探索水生植物种类、溶解氧浓度等对吸收富集机制的影响(Casey et al., 2001)；稳定同位素示踪可用来研究湿地沉积物累积速率，定量化长期截P机制(表 2).

表4(Table 4)

表4 野外监测、室内试验、统计方法的综合应用 Table 4 Comprehensive application of field monitoring，laboratory experiment and statistical methods

表4 野外监测、室内试验、统计方法的综合应用 Table 4 Comprehensive application of field monitoring，laboratory experiment and statistical methods 文献 研究对象 研究问题 研究方法 统计关系及结论 野外 室内 统计方法 Richardson，1985 多个湿地 淡水湿地截P机理 野外监测 室内测试 线性拟合 API=1.21+0.015[Al] R2=0.93 API：磷酸盐吸附指数 [Al]：非晶型Al的提取量 结论：淡水湿地P的截留与Al离子密切相关 Reddy，1991 佛罗里达州奥基乔比湖流域的许多湿地 Fe，Al离子对底泥P吸附的影响 野外监测 室内测试 线性拟合 Smax=0.24oxalate[Fe+Al] R2=0.87 n=60 Smax：底泥的最大吸附能力(mmol · kg-1) [Fe+Al]：草酸提取的量(mmol · kg-1) 结论：底泥吸附能力与Fe，Al离子呈线性关系 Kadlec and Wallace， 2008 大量湿地 湿地对P的截留效应 野外监测 室内测试 指数拟合 C0=0.34Ci0.96 R2=0.73 n=373 C0：出流磷浓度(mg · L-1)(0.009~20) Ci：入流磷浓度(mg · L-1)(0.02~20) 结论：湿地出流P浓度与入流浓度呈指数关系 Casey and Klaine， 2001 美国南卡罗来纳州湿地 暴雨径流时河岸湿地对磷酸盐的削减作用 野外监测 室内测试 基本统计+图形分析 结论：11次暴雨径流事件中河岸带湿地可削减大约74%的磷酸盐. Abe and Ozaki， 2007 水稻土 DO对水生植物截P的影响 野外监测 室内培养 基本统计+图形分析 结论：低DO水平下湿地洋麻对P的截留率是高、中DO水平的 50%~51%， Aye et al., 2006 新西兰怀卡托地区的河岸带湿地 底泥纵切面截P能力 野外监测 室内测试 野外监测 S=653x0.82(0~2.5 cm)；S=977x0.57(2.5~7.5cm)；S=1803x0.63(7.5~15 cm) S：底泥吸附的磷浓度(mg · kg-1) x：平衡的磷浓度(mg · L-1) 结论：深层底泥比表层吸附P能力更强 Surridge et al., 2007 英国诺福克河的Strumpshaw湿地 水利条件对P截留的影响 野外取底泥 室内模拟实验 ANOVA方差分析 MRP=0.45Fe2++0.0027 R2=0.95 MRP：孔隙水中释放的钼酸盐活性磷的摩尔浓度 结论：淹没底泥时，铁、铝结合磷释放近95% 徐进和张奇，2007 抚仙湖马料河湖滨湿地 识别湿地基质对P的源汇功能 野外监测 室内静态模拟实验 吸附动力学+吸附等温线 S=0.363x-0.4159 R2=0.94 EPC0=0.31 mg · L-1 S：基质吸附磷量(mg/m2) x：上覆水初始磷浓度(mg · L-1) 结论：下暴雨时，雨水的稀释导致SRP浓度低于进水浓度；当进水量较小时，取决于进水SRP浓度 Richardson and Vaithiyanathan， 1995 美国佛罗里达大湿地 探索湿地底泥对P的吸附作用 野外监测 室内静态模拟实验 吸附动力学+吸附等温线 EFC0=6.44-0.63x R2=0.71 Q=82.88-7.67x R2=0.74 EFC0：吸附于解吸平衡时浓度(mg · L-1) x：距离(km) 结论：从上游到下游，底泥中TP浓度降低，初始吸附浓度值降低，吸附常数升高，平衡吸附浓度降低. Hoffmann et al., 2011 Karlsmosen河岸沼泽 探索水文对湿地P截留的影响 野外监测 室内测试 野外监测 y=14.645e0.14x R2=0.76 y：TP截留量(kg) x：径流量(L · s-1 · km-2) 结论：增加径流量有利于湿地截P量的增加 Hoffmann et al., 2012 离丹麦Funen岛60km远的河岸湿地 探讨以截N为目的建立的河岸湿地对P的截留效应 野外监测 室内测试 水量平衡方程 结论：由于水文条件、Fe/P摩尔比及适宜的硝酸盐浓度致使河岸湿地的释P作用比预期要低 Wang et al., 2010，2013 太湖南部苕溪河湿地入口处和下渚湖湿地 河岸湿地的截P能力 野外取底泥 室内静态模拟与稳态流模拟 图形分析+线性拟合 结论：静态模拟发现吸附作用可分为3个阶段：缓冲反应、快速吸附、缓慢吸收；稳态流模拟表明底泥对上覆水中DRP的吸附作用呈准U型曲线 Voss et al., 2014 美国密歇根州东岸Kawkawlin河岸湿地 探讨河流低氧的暗示 野外监测 室内测试 基本统计+图形分析 结论：河岸带湿地低pH 值(大约为7)和低DO浓度(出现小于1 mg · L-1的值)导致磷的解吸

实验室的研究在确定驱动机制、驱动因子的过程中发挥了不可替代的作用，但室内实验通常在控制变量的条件下进行，且是对单因素或少数几个因素的研究，与实际情况相差很大，因此实验研究的曲线、方程、参数，仅可作为粗略估算截留效果的参照.所以，湖泊湿地截P机制和效应研究，必须在基于实验室和原位试验研究的基础上，建立各方面主要驱动因素都包括在内的动力学方程，方可实现对湿地截留效应的综合评估.

在定量表征湿地过程及截留效应的研究中，有2类模型得到了广泛的开发和应用：(1)湿地生态水文模型：Dubnyak和Timchenko(2000)模拟了水动力与生物反应之间的关系，指出可通过调节湿地的水动力和水文特征来直接控制生物的演化过程和水质；Mansell等(2000)开发了WETLANDS模型，将蒸发作用和多种植被的根区相结合，描述淹水区的季节性动态水位变化和溶质迁移过程；贾忠华等(2004)采用湿地评价水文模型DRAINMOD，探讨了干旱和半干旱地区不同来水量对湿地地下水水位变化的影响.从发展历程分析，湿地生态水文模型经历了由起初的水量模型到水文-磷循环模型，到水文-磷循环-底泥模型，再到水文-磷循环-底泥-水生生物模型，逐渐发展成多模块化的湿地生态水文模型，同时经历了模拟变量由单个到多个、底泥模块由单层到多层、水生植物由单种到多种的转变(表 5)，其中，Van Der Peijl和Verhoeven(2000)开发的湿地生态模型具有重大意义，其提出的“mode”因子可以调节不同干湿边界下的氧化还原电位，进而改变反应速率.目前的湿地生态水文模型存在诸多需要继续改进的地方：①多为箱式模型，无法表现空间差异性；②虽然包含多个模块，但对每个模块具体机制、影响因素的刻画并不详细；③简单的水量平衡无法很好地模拟干湿边界变化.(2)湿地嵌入流域或水质模型(Arheimer and Wittgren， 2002)，如：HSPF(Liu and Tong， 2011)、DUFLOW(Raisin and Mitchell， 1995)、QUAL-2E(Cho and Ha， 2010)、MIKE12(Bach and Kjensen， 1994)、RCA(Juston and DeBusk， 2006)等.莫春华等(2008)引进水侵蚀预报模型(WEPPv2006.5)，以在广西桂林进行修正的WRSIS(美国灌溉-排水-湿地综合水管理系统)试验研究为例，模拟湿地系统土壤侵蚀等水文状况，进一步提高了湿地系统净化水质的能力.美国USDA-ARS开发的REMM模型可有效模拟滨水区的水流运动、底泥转运和营养物循环过程，定量评估其削减污染的有效性(Juston and DeBusk， 2006).目前已有的水文模型可对湿地水位变化进行很好地模拟；将湿地模型纳入流域模型可为模拟P的迁移提供有效借鉴的途径.但考虑到湖滨河口湿地的水文复杂性、边界不确定性以、底泥的淹水特征及植物截留作用，上述模型均无法同时满足对湖滨河口湿地磷截留效应的定量评估.

表5(Table 5)

表5 湿地生态水文模型的发展 Table 5 Development of wetl and eco-hydrological model

表5 湿地生态水文模型的发展 Table 5 Development of wetl and eco-hydrological model 模型名称 开发者 状态变量 P的形态 维数 动、稳态 水文 P循环 底泥模块 藻类、水生植物 水生动物 适用条件 研究目的 优缺点 A simple daily mass-balance water budget model Zhang and Mitsc， 2005 V 0 动态 √ 所有湿地 湿地水量平衡计算方法 优点：详细计算了水量平衡 缺点：没有与水质及悬浮固体相联系 Hydrology-Phosphorus Model Jørgensen，1986 V，P TP 0 动态 √ √ 水生植物作用不明显；空间差异不大的湿地 湿地水量与P平衡的计算方法 优点：考虑P与水量的质量守恒 缺点：没有考虑P的沉降等过程 Hydrology-Phosphorus Model+ Tree growth model Niswander and Mitsch， 1995 V，P，H(树高) TP 0 动态 √ √ 水生植物作用不明显；空间差异不大的湿地 初步湿地水文、P及植物的模拟 优点：对湿地中的乔木生长进行了模拟 缺点：树木生长与水量及P的模拟脱节，没有考虑之间联系 A dynamic and causal model；A first generation ecosystem model Jørgensen，1988； Christensen and JJørgensen，1994 V，SS，P等共8个 溶解态和颗粒态 0 动态 √ √ √ √ 空间差异不大的湿地 流量变化对湿地截留效应的影响及湿地 优点：箱式模型作为完全混合考虑，简化运算；引入初级生产力计算水生植物生物量 缺点：没有考虑内部空间变化；水生植物仅从底泥吸收营养物质；没有考虑干湿边界对理化性质影响；没有考虑降雨与蒸发的动态变化 A generalized yet detailed wetl and ecosystem model Wang and Mitsch， 2000 V，SS，P，浮游植物、附生植物、大型植物等共17个 溶解态和颗粒态(或由TP代替) 0 动态 √ √ √ 分活跃层、深层、死的水生植物(有附生植物固着)、悬浮固体、底部碎屑 √ 初级生产力包括浮游植物、大型水生植物和附生植物 空间差异不大的湿地 探索湿地的源汇功能，并通过敏感性分析与情景设置进一步揭示机理 优点：考虑了浮游植物、大型水生植物和附生植物3种植物类型；底泥细分为5个室；考虑大型植物对附生植物的遮光因子 缺点：不考虑空间差异与水生动物的影响；没有考虑水生植物对DO影响 Hydro geomorphic unit(HGMU)model +a simple hydrological sub-model to the model. Van Der Peijl and Verhoeven， 1999，2000 C、N、P共24个 生物可利用磷与生物不可利用磷 0或1 动态 √ √ √ 仅考虑表层，深度由根决定 √ 分茎部和根部 √ 草食性动物 适用异质性弱的湿地 识别每个单元的源汇功能 优点：调节因子“mode”干湿边界下DO与氧化还原电位的变化；可设置多类水生植物 缺点：每个单元内部作为箱式模型考虑，没有考虑空间差异 注:V代表水量， SS代表悬浮态固体浓度， C代表碳浓度， N代表氮浓度.

尽管国际上已有湖泊三维水动力-水质模型，如EFDC、DELFT3D、MIKE12等，可以详细地模拟磷在水-底泥-浮游植物系统中的循环过程，并体现多种影响因子对机制的综合作用，重现边界水文的干湿交替变化.但若将其应用于湿地中，仍有些不足：①没有涉及干湿边界变化对底泥理化性质的影响；②对水生植物种类的模拟单一；③现有模型没有涉及多种水生植物生长对水文过程的影响.因此，亟需将已有湿地水文模型与三维水动力-水质模型进行有机结合，开发新的湖滨河口湿地生态模型，为湿地磷在水-底泥-植物系统中的输移关键过程识别及截留效应评估提供有效途径，并为湿地恢复的工程措施提供科学支持.

1)湿地水文过程的变异性是湖滨河口湿地区别于其他湿地的重要特征，对湖滨河口湿地磷截留效应的定量评估，必须充分理解湿地水文过程对磷截留机制的影响，识别能精细表征湿地水文时间变化及底质干、湿条件下影响截留效率的关键因子，开发或应用精度适中的模型表征湖滨河口湿地复杂的水文特性.

2)研究湖滨河口湿地底质-上覆水界面磷的迁移特性，找出基质中磷的源、汇临界点，对于揭示湖滨河口湿地源-汇功能转换机理、探明其转换条件、定量评估其截留效率、改进湿地设计及科学管理湿地具有重要意义.

3)在强化重点过程(上覆水-底泥界面过程；水生植物吸收富集作用)研究的基础上，逐渐展开其他过程的综合研究，如水生植物对根际微生物及根部理化性质的影响；微生物矿化作用的动力学机制等.

4)底泥表层有机磷的矿化作用，导致水生植物只能作为湿地截磷的短期机制而存在.但湖滨河口湿地中水生植物生产力很高，可以吸收固定大量磷酸盐，因此如何合理安排水生生物种植种类与生长时间、及时收割凋亡的水生植物，对湖滨河口湿地磷的截留作用具有重大影响，是未来需要关注的重点问题.

(5)着眼于定量的角度解析湿地对磷截留的关键过程与影响因素，探索基于复杂的三维水动力学-水质-生态模型与实验模拟相结合的评估方法，揭示高原湖滨河口湿地磷的“源-汇”动力学过程及生态效应，并探讨对其他高原湖泊相关研究的可能借鉴.