馮建祥,朱小山,寧存鑫,林起輝,吳 浩,李銀心,林光輝(1.清華大學(xué)深圳研究生院,海洋科學(xué)與技術(shù)學(xué)部,廣東 深圳 180；2.中山大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,廣東 廣州 170；.哈爾濱工業(yè)大學(xué)深圳研究生院,土木與環(huán)境工程學(xué)院,廣東 深圳 180；.深圳出入境檢驗(yàn)檢疫局食品檢驗(yàn)檢疫技術(shù)中心,廣東 深圳18016；.中國(guó)科學(xué)院植物研究所,植物分子生理學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 10009；6.清華大學(xué)地球系統(tǒng)科學(xué)系,北京10008)

環(huán)境生態(tài)

紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合濕地生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)

馮建祥1,2,朱小山1*,寧存鑫3,林起輝4,吳 浩4,李銀心5,林光輝1,6*(1.清華大學(xué)深圳研究生院,海洋科學(xué)與技術(shù)學(xué)部,廣東 深圳 518055；2.中山大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,廣東 廣州 517055；3.哈爾濱工業(yè)大學(xué)深圳研究生院,土木與環(huán)境工程學(xué)院,廣東 深圳 518055；4.深圳出入境檢驗(yàn)檢疫局食品檢驗(yàn)檢疫技術(shù)中心,廣東 深圳518016；5.中國(guó)科學(xué)院植物研究所,植物分子生理學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100093；6.清華大學(xué)地球系統(tǒng)科學(xué)系,北京100084)

2014年 08月以深圳海上田園紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)為研究對(duì)象,從修復(fù)濕地的環(huán)境質(zhì)量狀況、生物群落結(jié)構(gòu)及植物健康狀況等方面,對(duì)3個(gè)不同修復(fù)年限(6,10和12a)樣地的生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行了定量評(píng)價(jià).修復(fù)區(qū)水體和沉積物營(yíng)養(yǎng)鹽和重金屬含量顯著低于對(duì)照河道區(qū),但各修復(fù)區(qū)池塘水質(zhì)均未達(dá)到國(guó)家海水II類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),不能滿(mǎn)足水產(chǎn)養(yǎng)殖用水要求;各修復(fù)區(qū)已修復(fù)紅樹(shù)林的生物群落結(jié)構(gòu),紅樹(shù)植物高度和胸徑相比自然林修復(fù)比例低于 35.5%,得分均處于“差”的等級(jí);紅樹(shù)植物健康狀況方面,葉片酶活含量和光合特征隨修復(fù)年限呈現(xiàn)增大的趨勢(shì),但仍處于“差”的等級(jí); 6,10和12a修復(fù)樣地綜合評(píng)級(jí)得分為1.61、1.69和2.07,均為“中”,表明修復(fù)工程并未對(duì)濕地退化生境帶來(lái)顯著恢復(fù),僅適度改善了紅樹(shù)林植物的群落結(jié)構(gòu)和健康狀況.

；紅樹(shù)林；生態(tài)修復(fù)；水產(chǎn)養(yǎng)殖；灰色聚類(lèi)；重金屬

濱海濕地在維持區(qū)域及全球生態(tài)平衡中發(fā)揮著至關(guān)重要的作用[1],日益頻繁的人類(lèi)活動(dòng)導(dǎo)致濱海濕地出現(xiàn)面積縮小、污染加劇、生產(chǎn)力減弱、生物多樣性下降等嚴(yán)重問(wèn)題,成為脆弱的生態(tài)敏感區(qū)[2-3].近年來(lái)全國(guó)各地已開(kāi)展了大量的濱海濕地修復(fù)工程,并取得了明顯的效果,如我國(guó)紅樹(shù)林濕地面積近 20a明顯增加,其中修復(fù)面積約占我國(guó)紅樹(shù)林總面積的 7%[4].然而,多數(shù)修復(fù)工程完成后,由于缺乏后續(xù)資金投入和管理,項(xiàng)目結(jié)束便陷入停滯[5-6].此外,已修復(fù)濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能常常處于脆弱的動(dòng)態(tài)平衡過(guò)程,其生物多樣性、穩(wěn)定性以及抗逆能力相對(duì)較弱[7].因此,如何判斷已修復(fù)濱海濕地的修復(fù)效果以維持其修復(fù)成果,實(shí)現(xiàn)濕地保護(hù)與地區(qū)經(jīng)濟(jì)協(xié)調(diào)發(fā)展是迫在眉睫的問(wèn)題.

紅樹(shù)林是位于熱帶亞熱帶地區(qū)的濱海木本植物群落[8],不僅為大量水生動(dòng)物提供了棲息和繁殖的庇護(hù)所,也通過(guò)凋落物的大量輸出而成為復(fù)雜食物網(wǎng)的重要能量來(lái)源[9].基于紅樹(shù)林濕地的水質(zhì)凈化潛能而構(gòu)建的紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng),利用紅樹(shù)植物降低污染物含量以滿(mǎn)足養(yǎng)殖要求的同時(shí),又實(shí)現(xiàn)紅樹(shù)林的修復(fù)和保育,是當(dāng)前華南地區(qū)紅樹(shù)林修復(fù)的重要方式之一[10-11].該系統(tǒng)修復(fù)后早期能顯著凈化水質(zhì)和增加養(yǎng)殖產(chǎn)量,但隨著紅樹(shù)植物生長(zhǎng)和養(yǎng)殖污染物累積以及后期管理投入程度的下降,該類(lèi)系統(tǒng)的實(shí)際修復(fù)效果如何,迄今仍缺乏相關(guān)的監(jiān)測(cè)和研究.此外,以往的研究多重點(diǎn)關(guān)注紅樹(shù)林對(duì)養(yǎng)殖質(zhì)量的改善效果[11],而忽視了對(duì)紅樹(shù)林自身結(jié)構(gòu)、功能以及健康狀況的修復(fù)效果評(píng)價(jià).

本文針對(duì)我國(guó)濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)的重大需求,以華南典型紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)模式––紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)為例,在掌握修復(fù)現(xiàn)狀基礎(chǔ)上,從修復(fù)濕地的生物群落結(jié)構(gòu)、植物健康狀況及環(huán)境質(zhì)量狀況等方面,構(gòu)建相應(yīng)的特征指標(biāo)群,開(kāi)展修復(fù)效果評(píng)價(jià)研究,并對(duì)深圳海上田園紅樹(shù)種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)3個(gè)不同修復(fù)年限(6,10,12a)樣地的生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行了評(píng)價(jià),以期為解決當(dāng)前濱海濕地修復(fù)后的效果評(píng)價(jià)問(wèn)題提供范例分析,為實(shí)現(xiàn)高強(qiáng)度開(kāi)發(fā)利用條件下濱海修復(fù)濕地的功能維持與保育提供科學(xué)基礎(chǔ).

1 材料和方法

1.1 研究地點(diǎn)

圖1 深圳海上田園采樣點(diǎn)分布示意Fig.1 Sampling sites at Waterlands Resort in Shenzhen

深圳海上田園坐落于廣東省深圳市寶安區(qū)沙井街道(22°43’14’N,113°45’53’E,圖1),西鄰珠江口東岸,總面積約 174×104m2,園內(nèi)紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合修復(fù)濕地是深圳市灘涂濕地生態(tài)修復(fù)的典型代表.本研究選取了以下研究樣地:(1)紅樹(shù)林實(shí)驗(yàn)基地(JD):2002年種植紅樹(shù),面積6.8×104m2,紅樹(shù)植物分別為 15%面積的純林(秋茄,桐花樹(shù)為主),15%面積的混交林;(2)博覽園(BL):2004年種植紅樹(shù),面積5.5×104m2,有各種真紅樹(shù)、半紅樹(shù)以及紅樹(shù)伴生植物,主要物種為秋茄和木欖;(3)?；~(yú)塘(SJ):2008年種植紅樹(shù),面積 1.8×104m2,種植總面積為 12.5%的紅樹(shù)植物(秋茄、桐花樹(shù)為主);(4)河道對(duì)照(HD):為養(yǎng)殖池塘供水主河道,受珠江口漲落潮影響,河道兩側(cè)分布有多年生紅樹(shù)植物,以秋茄和老鼠簕為主;(5)深圳福田紅樹(shù)林(FT):以深圳福田自然保護(hù)區(qū)成熟秋茄林為正向參照,對(duì)海上田園紅樹(shù)植物和底棲動(dòng)物群落的恢復(fù)程度進(jìn)行評(píng)價(jià).

1.2 修復(fù)效果評(píng)價(jià)指標(biāo)的選取和樣品采集

對(duì)受損或退化濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行評(píng)價(jià),修復(fù)目的是確定評(píng)價(jià)指標(biāo)最重要的考量因素[5-6].本文中所涉及的生態(tài)修復(fù)工程目標(biāo)是利用紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)的構(gòu)建,修復(fù)水體和沉積物環(huán)境質(zhì)量促使其達(dá)到水產(chǎn)養(yǎng)殖用水標(biāo)準(zhǔn),并逐漸修復(fù)紅樹(shù)林特有的結(jié)構(gòu)和功能,使其成為較為健康的紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng).因此我們綜合考慮如下幾個(gè)方面:(1)環(huán)境質(zhì)量的修復(fù);(2)生物群落的修復(fù);(3)紅樹(shù)植物健康狀況的改善,并以此為基礎(chǔ)篩選出適宜的指標(biāo)對(duì)該類(lèi)型濱海濕地的修復(fù)效果進(jìn)行評(píng)價(jià)(表1).

表1 紅樹(shù)種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)指標(biāo)體系Table 1 Index system for the evaluation of restoration in mangrove-aquaculture coupling wetland

1.2.1 環(huán)境質(zhì)量特征 本研究選取水體營(yíng)養(yǎng)鹽和重金屬、紅樹(shù)林沉積物重金屬以及池塘底泥重金屬的量來(lái)反映修復(fù)濕地生態(tài)系統(tǒng)環(huán)境質(zhì)量健康狀況,具體指標(biāo)詳見(jiàn)表 1.水體指標(biāo)中,鹽度、pH值和溶解氧 (DO)利用Thermal A329多參數(shù)水質(zhì)分析儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定, COD利用重鉻酸鉀分光光度法測(cè)定;水樣經(jīng)0.45μm濾膜過(guò)濾后,NH3-N使用水楊酸-次氯酸鹽分光光度法測(cè)定;有效磷AP使用磷鉬藍(lán)分光光度測(cè)定;部分樣品加酸酸化至pH＜2,冷藏保存, Nexion 300X ICP-MS測(cè)定重金屬含量.

采集表層 10cm的紅樹(shù)林沉積物和池塘底泥,60℃烘干,稱(chēng)取約0.1g干土,以5mL:1mL的比例加入65%和30%雙氧水,CEM-Mars X微波消解儀消解后,消解液經(jīng)過(guò)濾和稀釋,利用 Nexion 300X ICP-MS測(cè)定重金屬含量.

水體環(huán)境質(zhì)量以國(guó)家海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB3097-1997)[12]、國(guó)家地表水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002)[13]和 國(guó) 家 漁 業(yè) 水 質(zhì) 標(biāo) 準(zhǔn)(GB11607-89)[14]作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn);紅樹(shù)林沉積物和池塘底泥重金屬含量以國(guó)家海洋沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB18668-2002)[15]作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn).

1.2.2 生物群落結(jié)構(gòu)特征 由于樣地內(nèi)紅樹(shù)植物群落結(jié)構(gòu)較為單一,本研究選擇樣地建群種之一––秋茄為代表,以其高度和胸徑這兩個(gè)生長(zhǎng)指標(biāo)作為監(jiān)測(cè)對(duì)象,評(píng)價(jià)樣地內(nèi)植被修復(fù)狀況.此外,本研究選擇物種數(shù)、底棲動(dòng)物總豐度、總生物量以及 Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(H’)作為底棲動(dòng)物群落評(píng)價(jià)指標(biāo).

植物群落的調(diào)查開(kāi)展于2014年08月,于修復(fù)樣地(SJ、BL和JD),選擇10m×10m的樣方,測(cè)量樣方內(nèi)每棵植株的高度、胸徑等.以深圳福田紅樹(shù)林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)的秋茄自然成熟群落作為正向參照.

底棲動(dòng)物采樣與植物群落調(diào)查同時(shí)進(jìn)行,每個(gè)樣點(diǎn)上挖取25cm×25cm×20cm底泥,500μm網(wǎng)篩淘洗,獲取大型底棲動(dòng)物樣品,4%的甲醛固定,帶回實(shí)驗(yàn)室后挑選鑒定,計(jì)數(shù)和稱(chēng)重,獲取豐度和生物量數(shù)據(jù),計(jì)算 Shannon-Wiener指數(shù).選取深圳福田紅樹(shù)林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)秋茄林(FT)為正向參照.

1.2.3 紅樹(shù)植物健康指標(biāo) 選擇光合速率、呼吸速率、己糖磷酸異構(gòu)酶以及 3-磷酸甘油醛脫氫酶用于評(píng)價(jià)紅樹(shù)植物健康狀況.紅樹(shù)植物樣品采集于2014年08月,使用LI-6400(Li-COR Inc., USA)現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定其光合參數(shù)和呼吸速率,成熟葉片置于生物采樣箱 4℃保存,實(shí)驗(yàn)室處理測(cè)定酶活,具體測(cè)定方法和步驟詳見(jiàn)參考文獻(xiàn)[16].以福田紅樹(shù)林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)成熟秋茄群落為正向參照.

1.2.4 濕地生態(tài)修復(fù)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)及評(píng)分 (1)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)及等級(jí)劃分

確定評(píng)價(jià)指標(biāo)后,對(duì)各評(píng)價(jià)指標(biāo)進(jìn)行分等級(jí)并賦分.生物群落結(jié)構(gòu)和植物健康狀況的等級(jí)劃分,以正向參照樣地的狀態(tài)為標(biāo)準(zhǔn),計(jì)算修復(fù)比例(R),表示如下:

式中:Ii為修復(fù)樣地指標(biāo)i的值,而Is則為對(duì)照樣地指標(biāo)i的值,遞增型指標(biāo)(隨修復(fù)年限逐漸增大,如紅樹(shù)植物高度等)以正向?qū)φ諛拥谾T進(jìn)行計(jì)算.

根據(jù)計(jì)算所得修復(fù)比例,采用等間距法劃分如下等級(jí)并予以賦分,遞增型指標(biāo)等級(jí)為 0≤Rr＜20,20≤Rr＜40,40≤Rr＜80,80≤Rr＜100,對(duì)應(yīng)得分分別為0,1,2,3,4.

對(duì)于非生物環(huán)境質(zhì)量指標(biāo),根據(jù)相應(yīng)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)劃分等級(jí),按照環(huán)境質(zhì)量?jī)?yōu)劣劃分為 5個(gè)等級(jí)(I,II,III,IV,V類(lèi)),分別予以賦分4,3,2,1,0.

(2)灰色聚類(lèi)確定等級(jí)隸屬度

評(píng)價(jià)指標(biāo)等級(jí)劃分完成后,需要確定特定指標(biāo)對(duì)相應(yīng)等級(jí)的隸屬度.濱海濕地修復(fù)評(píng)價(jià)所獲得的數(shù)據(jù)都是在有限的時(shí)間和空間內(nèi)監(jiān)測(cè)所得,因此可以將濱海濕地視為一個(gè),部分信息已知,部分信息未知或者不確定的灰色系統(tǒng)[17].本研究借鑒灰色聚類(lèi)法中灰色白化權(quán)函數(shù)描述各指標(biāo)等級(jí)分界界限,確定某一指標(biāo)對(duì)相應(yīng)等級(jí)的隸屬度,將各修復(fù)指標(biāo)劃分為 5個(gè)等級(jí),各指標(biāo)隸屬度確定公式具體描述如下:

式中:表示第j個(gè)指標(biāo)被劃分為第k個(gè)灰類(lèi)的白化權(quán)函數(shù),則表示指標(biāo)j的k級(jí)界限.

(3)單一指標(biāo)修復(fù)效果評(píng)分計(jì)算

利用白化權(quán)函數(shù)對(duì)某一特定指標(biāo)對(duì)不同等級(jí)類(lèi)別的隸屬度進(jìn)行計(jì)算,然后將隸屬度得分化,即用該指標(biāo)對(duì)某一等級(jí)的白化權(quán)函數(shù)結(jié)果與該等級(jí)對(duì)應(yīng)的賦分值相乘,再利用公式(4)計(jì)算該指標(biāo)的修復(fù)效果評(píng)分(RS):

RSi為指標(biāo)i的修復(fù)效果評(píng)分,為指標(biāo)i對(duì)不同等級(jí)的隸屬度.

(4)最終生態(tài)修復(fù)效果評(píng)分(ERS)和評(píng)價(jià)等級(jí)劃分

在獲得所有指標(biāo)的修復(fù)效果評(píng)分之后,首先,將每個(gè)對(duì)象層中所有指標(biāo)的修復(fù)效果評(píng)分相加,然后除以該對(duì)象層類(lèi)別數(shù)目,獲取對(duì)象層修復(fù)效果評(píng)分.對(duì)于環(huán)境質(zhì)量指標(biāo)內(nèi)的同一類(lèi)別,如各水體營(yíng)養(yǎng)鹽指標(biāo),水體重金屬指標(biāo),沉積物和池塘底泥重金屬指標(biāo),均采用倒數(shù)法確定各具體指標(biāo)的權(quán)重值,即根據(jù)國(guó)家環(huán)境質(zhì)量相關(guān)標(biāo)準(zhǔn),某種污染物限定值越小,其危害性越大,因此分配其較大的權(quán)重.對(duì)于不同對(duì)象層和目標(biāo)層的指標(biāo),因?yàn)I海濕地生態(tài)修復(fù)評(píng)價(jià)中,每類(lèi)指標(biāo)都具有相似的生態(tài)重要性,在評(píng)價(jià)中應(yīng)被賦予相同的權(quán)重[18-19],因此,ERS按公式(5)獲得:

式中:RSj為第j類(lèi)對(duì)象層的修復(fù)效果評(píng)分;n為對(duì)象層的數(shù)目;本研究RSj包括RSC(生物群落結(jié)構(gòu)層)、RSH(植物健康狀況)和 RSE(環(huán)境質(zhì)量)3類(lèi).

采用等間距法,按最大可能總得分 4分的20%,40%,60%和 80%,將最終生態(tài)修復(fù)效果評(píng)分劃分為4個(gè)等級(jí),其分別代表的意義見(jiàn)表2.

表2 濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果等級(jí)劃分Table 2 Rank of the restoration effectiveness for coastal wetlands

2 結(jié)果與分析

2.1 環(huán)境質(zhì)量狀況

2.1.1 水體環(huán)境質(zhì)量 2014年 08月各修復(fù)樣點(diǎn)水體鹽度均處在較低的水平,在1～3之間,大小順序?yàn)?BL＞JD＞SJ≈HD,這與夏季降雨量充足,對(duì)池塘水體的稀釋作用以及河口區(qū)淡水輸入量增大有關(guān).各修復(fù)區(qū)其余水體環(huán)境質(zhì)量指標(biāo)詳見(jiàn)表3.水體pH值僅JD屬于海水水質(zhì)I, II類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),其余樣點(diǎn)均為海水水質(zhì)III, IV類(lèi)標(biāo)準(zhǔn).水體DO排序?yàn)镴D＞BL＞SJ＞HD,其中只有JD達(dá)到了海水水質(zhì)III類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),其它樣點(diǎn)水體均為IV類(lèi).

水體營(yíng)養(yǎng)鹽結(jié)果顯示,河道 HD的 NH3-N含量高達(dá) 32.46mg/L,顯著高于修復(fù)池塘(P＜0.05),遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過(guò)地表水 IV類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),表明珠江口區(qū)受到嚴(yán)重的無(wú)機(jī)氮污染.其它樣點(diǎn)中,SJ和BL水體NH3-N含量較高,顯著高于JD,前兩者同樣屬于地表水V類(lèi)水質(zhì),JD區(qū)NH3-N含量水平較低,達(dá)到地表水I類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn).水體活性磷酸鹽AP含量,HD顯著高于3個(gè)修復(fù)樣點(diǎn)池塘(P＜0.05),而后三者之間無(wú)顯著差異,所有樣點(diǎn)AP含量均屬于國(guó)家海水IV類(lèi)水質(zhì).3個(gè)修復(fù)區(qū)的水體NH3-N和AP含量均未達(dá)到水產(chǎn)養(yǎng)殖要求的海水 II類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn).對(duì)于水體 COD水平,HD與3個(gè)修復(fù)區(qū)池塘之間差異不顯著,均高于國(guó)家海水水質(zhì)IV類(lèi)標(biāo)準(zhǔn).

表3 不同修復(fù)區(qū)及河道區(qū)水體營(yíng)養(yǎng)鹽指標(biāo)Table 3 Concentrations of nutrients index of water at different sites

表4 不同修復(fù)區(qū)及河道區(qū)水體重金屬含量Table 4 Concentrations of heavy metals of water at different sites

水體重金屬含量見(jiàn)表4,HD水體的Cd、Cr、 Cu和 Zn含量均顯著高于 3個(gè)修復(fù)樣地池塘(P＜0.05),而這幾種重金屬在 3個(gè)修復(fù)樣地池塘之間差異不顯著.Pb在各樣地之間并未呈現(xiàn)顯著差異,而As則表現(xiàn)為JD顯著高于其它3個(gè)樣地(P＜0.05),且HD平均含量最低,隨修復(fù)時(shí)間延長(zhǎng),水體 As平均含量呈現(xiàn)上升的趨勢(shì).對(duì)比國(guó)家海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),HD水體Cd含量遠(yuǎn)超過(guò)海水IV類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),而其它3個(gè)樣地接近IV類(lèi)海水標(biāo)準(zhǔn)值;所有樣點(diǎn)Pb、Cr、As、Cu和Zn含量均超過(guò)海水IV類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),這表明從水體重金屬含量角度,修復(fù)樣地也并未達(dá)到水產(chǎn)養(yǎng)殖要求的II類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn). 2.2.2 紅樹(shù)林沉積物及池塘底泥重金屬含量圖2顯示,除As外, HD區(qū)紅樹(shù)林表層沉積物重金屬含量均顯著高于其它 3個(gè)修復(fù)區(qū)(P＜0.05),其中Cr、Cu、Zn含量分別3個(gè)修復(fù)區(qū)高出6.7～7.4倍, 31.5～45.8倍和2.4倍,這表明該區(qū)受到嚴(yán)重的重金屬污染,尤其是 Cu污染.不同修復(fù)區(qū)之間紅樹(shù)林表層沉積物重金屬含量差異不顯著,As含量均顯著高于 HD區(qū)(P＜0.05),即紅樹(shù)林種植或養(yǎng)殖活動(dòng)導(dǎo)致一定程度As污染.除Cd和As外, HD紅樹(shù)林表層沉積物重金屬含量均超過(guò)國(guó)家海洋沉積物II類(lèi)標(biāo)準(zhǔn), Cu和Cr均已超過(guò)II類(lèi)標(biāo)準(zhǔn).其它 3個(gè)修復(fù)區(qū)紅樹(shù)林表層沉積物重金屬含量,除As和Cu外,均低于或者接近國(guó)家海洋沉積物I類(lèi)標(biāo)準(zhǔn).

圖2 不同修復(fù)區(qū)及河道區(qū)紅樹(shù)林表層沉積物重金屬含量Fig.2 Concentrations of heavy metals of mangrove sediment at different sites不同字母表示相同指標(biāo)各樣點(diǎn)之間差異顯著

對(duì)于修復(fù)區(qū)池塘底泥重金屬含量(圖 3),As在SJ顯著高于其它2個(gè)樣地,Cd在BL顯著高于SJ(P＜0.05),其它重金屬含量差異不顯著.3個(gè)修復(fù)區(qū)池塘底泥Cd含量均低于國(guó)家海洋沉積物I類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),Pb、Cr和Zn接近或低于I類(lèi)標(biāo)準(zhǔn),Cu含量及SJ和BL的As含量則均明顯高于I類(lèi)標(biāo)準(zhǔn).

圖3 不同修復(fù)區(qū)池塘表層沉積物重金屬含量Fig.3 Concentrations of heavy metals of aquaculture ponds sediment at different sites不同字母表示相同指標(biāo)各樣點(diǎn)之間差異顯著

2.2 紅樹(shù)植物群落特征和健康狀況 紅樹(shù)植物秋茄的株高和胸徑隨修復(fù)年限的增長(zhǎng)而逐漸增大(圖4),高度表現(xiàn)為JD＞BL＞SJ,SJ和BL樣地秋茄的胸徑差異不顯著,但均顯著低于 JD樣地(P＜0.05).HD區(qū)秋茄的胸徑接近JD樣地,但其高度與SJ處于同一水平,表明HD區(qū)紅樹(shù)植物高度生長(zhǎng)可能受到了環(huán)境的抑制.各修復(fù)樣地紅樹(shù)生長(zhǎng)指標(biāo)與福田紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)(FT)相比依舊存在較大差距, SJ、BL和JD區(qū)秋茄高度的修復(fù)比例分別為18.9%, 26.3%和 35.5%,而胸徑的修復(fù)比例則分別為19.4%, 23.7%和30.7%.

從HD到正向?qū)φ誇T區(qū),紅樹(shù)植物健康指標(biāo)隨修復(fù)時(shí)間增長(zhǎng)而逐漸增大(圖 5).己糖磷酸異構(gòu)酶,FT顯著高于其它樣地(P＜0.05),而各修復(fù)樣地中,僅JD顯著高于其它樣地(P＜0.05),SJ和BL并未與HD表現(xiàn)出顯著差異.3-磷酸甘油醛脫氫酶同樣為FT顯著高于其它樣地(P＜0.05),JD顯著高于HD和SJ,而與BL差異不顯著,HD、SJ和BL之間顯著不差異.紅樹(shù)植物葉片光合速率,FT僅顯著高于SJ和HD (P＜0.05),與BL和JD之間差異不顯著,3個(gè)修復(fù)樣地間也不存在顯著差異.葉片呼吸速率各樣點(diǎn)之間差異與光合速率基本一致.

圖4 不同修復(fù)區(qū)及天然紅樹(shù)林秋茄高度和胸徑Fig.4 Comparison of height and basal diameter of K. obovata at different sites不同字母表示各樣點(diǎn)之間差異顯著

圖5 不同修復(fù)樣地及自然紅樹(shù)林秋茄酶活及光合特征Fig.5 Comparison of enzyme activity and photosynthetic characteristics for K.obovata at different sites不同字母表示各樣點(diǎn)之間差異顯著

2.3 底棲動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)

采樣中,各修復(fù)樣地紅樹(shù)林沉積物內(nèi)均未能發(fā)現(xiàn)大型底棲動(dòng)物,表明該區(qū)紅樹(shù)林修復(fù)方式不利于底棲動(dòng)物群落的恢復(fù).

2.4 評(píng)價(jià)結(jié)果

海上田園紅樹(shù)種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)評(píng)分及評(píng)價(jià)結(jié)果見(jiàn)表 5.生物群落得分方面,雖然植被群落得分隨修復(fù)年限的增長(zhǎng)而逐漸增大,但無(wú)論植物群落還是底棲動(dòng)物群落均處于“差”的等級(jí).植物健康指標(biāo)得分與植物群落得分表現(xiàn)出一致的變化趨勢(shì),但 JD樣地得分已達(dá)到“中”的等級(jí).SJ和BL水體環(huán)境質(zhì)量得分較低,均處于“中”的等級(jí),JD已達(dá)到“良”的水平;各樣點(diǎn)紅樹(shù)林沉積物和池塘底泥環(huán)境質(zhì)量得分均已處于“優(yōu)”的等級(jí);環(huán)境質(zhì)量綜合得分相對(duì)較高,3個(gè)樣地均高于 2.8,為“良”的等級(jí).各樣地綜合得分隨修復(fù)年限增長(zhǎng)而增大,但差距并不大,SJ、BL和JD分別為1.61、1.69和2.07,均處“中”的等級(jí).

表5 深圳海上田園紅樹(shù)林生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)評(píng)分表Table 5 Assessment results of the restoration effectiveness of mangrove-aquaculture wetland at Shenzhen Waterlands Resorts

3 討論

3.1 影響紅樹(shù)林濕地修復(fù)的主要因素

我國(guó)華南沿海紅樹(shù)林的保護(hù)和修復(fù)工作大量開(kāi)展[4],但卻存在造林成活率低,保留率低的問(wèn)題,其中宜林地和宜林物種的選擇是紅樹(shù)林修復(fù)成功的關(guān)鍵因素[20].秋茄是常用的紅樹(shù)造林種,也是中國(guó)分布最廣泛、最耐低溫的物種[21],因此,溫度不會(huì)成為秋茄在深圳地區(qū)生長(zhǎng)的限制因子.紅樹(shù)植物可以生長(zhǎng)在幾乎各種底質(zhì)的海岸,但以淤泥質(zhì)潮灘最普遍,秋茄被認(rèn)為最適宜生長(zhǎng)于由細(xì)砂粒和粘粒組成且有機(jī)質(zhì)含量豐富的土壤底質(zhì)中[22].紅樹(shù)為鹽生植物,具有一定的喜鹽性,適當(dāng)?shù)柠}脅迫對(duì)秋茄生長(zhǎng)有促進(jìn)作用,鹽分過(guò)低對(duì)秋茄株高生長(zhǎng)不利,并且會(huì)影響其開(kāi)花結(jié)果[23].此外,周期性潮汐浸淹不僅是紅樹(shù)林重要的生境特征之一,也是紅樹(shù)植物繁殖和擴(kuò)散的主要途徑[21].鹽度和淹水時(shí)間的協(xié)同作用可能是影響秋茄紅樹(shù)植物存活率和生長(zhǎng)的重要外界環(huán)境因子[24-26].

本研究區(qū)的秋茄造林均在封閉養(yǎng)殖池塘內(nèi),無(wú)法在潮汐周期內(nèi)接受潮汐浸淹,而且夏季鹽度普遍較低,在1‰～3‰之間,即使到冬季有所提高,也在 8‰～14‰之間,而養(yǎng)殖過(guò)程中,通常選擇冬季高鹽度期換水作為1a的用水,導(dǎo)致水體鹽度隨降雨稀釋而不斷下降.在采樣過(guò)程中,我們發(fā)現(xiàn)海上田園幾乎所有紅樹(shù)林均生長(zhǎng)于硬底質(zhì)土壤,而且土壤含水量普遍較低(約 35%～40%),并不適于紅樹(shù)植物生長(zhǎng),過(guò)硬的底質(zhì)更不利于其幼苗更新和繁殖.植被調(diào)查結(jié)果顯示,在 SJ修復(fù)區(qū),紅樹(shù)植物群落內(nèi)已有少量陸生植物和攀緣外來(lái)植物生長(zhǎng),在缺乏淹水和鹽度這一生境限制條件后,紅樹(shù)植物會(huì)被迫與陸生植物競(jìng)爭(zhēng)生存資源,失去了其生態(tài)位優(yōu)勢(shì).以上可能是海上田園秋茄紅樹(shù)植物經(jīng)過(guò)10余年修復(fù)后,生長(zhǎng)特征依舊與原生紅樹(shù)群落存在較大差距的原因.本研究組在福建漳江口開(kāi)展的修復(fù)工程結(jié)果顯示,經(jīng)過(guò)15a左右的修復(fù),秋茄高度和胸徑與原生成熟秋茄相比,修復(fù)比例分別達(dá)到了64.4%和68.3%[27],而海上田園JD修復(fù)區(qū)的秋茄高度和胸徑修復(fù)比例僅為 35.5%和30.7%,這表明該地紅樹(shù)植物的生長(zhǎng)受到了一定程度的抑制,紅樹(shù)植物的光合特征和酶活特征也佐證了紅樹(shù)植物生長(zhǎng)受到環(huán)境因子的脅迫[16].

3.2 紅樹(shù)林的環(huán)境污染凈化能力

紅樹(shù)發(fā)達(dá)的根系能夠有效吸收水體中氮磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)及重金屬元素,因此紅樹(shù)林濕地具有強(qiáng)的處理生活污水和水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的環(huán)境凈化潛力[28-29].20世紀(jì)80年代以來(lái),毀林圍塘養(yǎng)殖是中國(guó)紅樹(shù)林面積不斷下降和生境退化的主要原因之一[4].而水產(chǎn)養(yǎng)殖過(guò)程中施肥、投餌及清淤等顯著增大了周邊水域富營(yíng)養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn),加重了紅樹(shù)林的環(huán)境凈化壓力[30].鑒于此,基于紅樹(shù)林種植的退塘還林和紅樹(shù)種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)的構(gòu)建,成為華南濱海圍墾養(yǎng)殖區(qū)濕地修復(fù)的重要模式[10],紅樹(shù)林種植不僅能夠顯著改善水質(zhì),還可以有效減少水產(chǎn)病害發(fā)生頻率,促進(jìn)魚(yú)類(lèi)生長(zhǎng)[11].本研究中,紅樹(shù)林修復(fù)區(qū)水體營(yíng)養(yǎng)鹽和重金屬含量相比河道均有顯著降低,同時(shí) DO得以顯著提高,表明紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合模式對(duì)遭受?chē)?yán)重污染的水質(zhì)有一定的凈化效果.不同于河道區(qū)水體污染物每天因漲潮而得以補(bǔ)充,修復(fù)區(qū)封閉式的池塘體現(xiàn)的是該系統(tǒng)持續(xù)凈化效果.然而,各修復(fù)區(qū)池塘水體氮磷及重金屬含量依舊未達(dá)到國(guó)家海水II類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),不滿(mǎn)足水產(chǎn)養(yǎng)殖用水質(zhì)量要求.

紅樹(shù)林沉積物為富含有機(jī)質(zhì)的還原環(huán)境,具有較強(qiáng)的重金屬富集能力,是濱海地區(qū)潛在的重金屬儲(chǔ)存區(qū)[31].紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)中,絕大部分重金屬均分布在沉積物中,植物體內(nèi)重金屬含量占總庫(kù)存量比例低于 4%[23].修復(fù)區(qū)紅樹(shù)林沉積物和池塘底泥重金屬含量均顯著低于河道對(duì)照區(qū).河道沉積物高重金屬高含量與其持續(xù)潮水浸淹帶來(lái)的重金屬供給相關(guān),而這也表明珠江口地區(qū)濕地處于嚴(yán)重的重金屬污染脅迫[28].相比池塘底泥,紅樹(shù)林沉積物并未出現(xiàn)重金屬富集現(xiàn)象,這是由于修復(fù)區(qū)紅樹(shù)林沉積物并未被水浸淹覆蓋,因此水體中重金屬污染物可能多沉降累積于池塘底泥中.與本系統(tǒng)紅樹(shù)林種植和運(yùn)行初期歷史數(shù)據(jù)相比,紅樹(shù)林沉積物中重金屬含量有顯著增加[32],這表明在長(zhǎng)期尺度上紅樹(shù)林沉積物對(duì)重金屬的富集作用,有利于減緩環(huán)境壓力.

3.3 紅樹(shù)林大型底棲動(dòng)物多樣性的修復(fù)效果

紅樹(shù)林為底棲動(dòng)物提供了庇護(hù)和繁殖場(chǎng)所,底棲微藻和紅樹(shù)凋落物是諸多底棲動(dòng)物重要的食物來(lái)源,構(gòu)成紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)食物網(wǎng)的能量基礎(chǔ)[9,33].當(dāng)前濱海濕地修復(fù)工程中,多數(shù)僅注重植被的修復(fù),對(duì)紅樹(shù)林其它的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能(如底棲動(dòng)物多樣性和食物網(wǎng)關(guān)系復(fù)雜性)未予以重視[33-35].底棲動(dòng)物群落組成和多樣性與紅樹(shù)林植被息息相關(guān),紅樹(shù)林植被的消失通常會(huì)導(dǎo)致底棲動(dòng)物多樣性水平的下降[36],而優(yōu)勢(shì)底棲動(dòng)物群落隨紅樹(shù)林修復(fù)而變化[37],最終可恢復(fù)到與原生紅樹(shù)群落相當(dāng)?shù)乃絒33-34].本研究區(qū)所采用的紅樹(shù)林修復(fù)方法對(duì)底棲動(dòng)物群落的恢復(fù)和發(fā)育極為不利,在采樣期間并未能采集到大型底棲動(dòng)物,紅樹(shù)林沉積物缺乏潮汐浸淹導(dǎo)致的長(zhǎng)期干旱,使得底棲動(dòng)物無(wú)法定居和生存.因此,必須采取一定的生境改造措施,使紅樹(shù)林特有的水文條件得以恢復(fù),才能有利于紅樹(shù)林生物多樣性的修復(fù)和維持.

綜上,紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)的構(gòu)建,雖然在一定程度上對(duì)環(huán)境質(zhì)量具有凈化作用,但是長(zhǎng)期看來(lái),一方面不利于紅樹(shù)植物生長(zhǎng),更不利于紅樹(shù)林底棲動(dòng)物群落的棲居和發(fā)育,另外在環(huán)境質(zhì)量修復(fù)層面,也并未將水質(zhì)和沉積物質(zhì)量修復(fù)至符合水產(chǎn)養(yǎng)殖用水標(biāo)準(zhǔn).根據(jù)我們構(gòu)建的生態(tài)修復(fù)評(píng)價(jià)體系,不同修復(fù)年限的SJ、BL和JD均處于“中”的等級(jí),即該生態(tài)修復(fù)并未顯著改善退化濕地生態(tài)環(huán)境狀況,未能很好的實(shí)現(xiàn)原初修復(fù)目標(biāo).以上結(jié)果表明,在遭受?chē)?yán)重污染區(qū)域開(kāi)展紅樹(shù)林種植以實(shí)現(xiàn)環(huán)境質(zhì)量?jī)艋哂锌尚行?但同時(shí)開(kāi)展水產(chǎn)養(yǎng)殖活動(dòng)并不可取.若要實(shí)現(xiàn)紅樹(shù)林修復(fù)和水產(chǎn)養(yǎng)殖二者兼?zhèn)?需要對(duì)原有系統(tǒng)進(jìn)行改造,如設(shè)立多級(jí)水質(zhì)處理系統(tǒng),水質(zhì)凈化緩沖區(qū)與水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)分離,以恢復(fù)紅樹(shù)林區(qū)潮汐浸淹,同時(shí)可結(jié)合江蘺或者海馬齒等生態(tài)浮筏原位修復(fù)技術(shù)實(shí)現(xiàn)養(yǎng)殖水體的進(jìn)一步凈化.

影響濱海濕地生態(tài)修復(fù)評(píng)價(jià)準(zhǔn)確性的因素主要包括評(píng)價(jià)指標(biāo)的選取、評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)的確定以及評(píng)價(jià)方法的選擇等.評(píng)價(jià)指標(biāo)的選擇是決定修復(fù)效果評(píng)價(jià)的關(guān)鍵步驟,決定了整個(gè)修復(fù)效果的評(píng)價(jià)結(jié)果[6,38].未來(lái)濱海濕地修復(fù)效果評(píng)價(jià)中,綜合性多層次指標(biāo)的采用將是趨勢(shì),評(píng)價(jià)指標(biāo)的篩選更要充分考慮修復(fù)工程本身特征,應(yīng)能代表修復(fù)預(yù)期效果并且同修復(fù)目標(biāo)聯(lián)系緊密.同時(shí),適宜的濕地管理措施對(duì)修復(fù)后濱海濕地生態(tài)服務(wù)功能的提升具有關(guān)鍵作用,基于濕地修復(fù)“重工程,輕管理”的現(xiàn)狀,建議后續(xù)研究中要將濕地管理方式納入修復(fù)效果評(píng)價(jià)指標(biāo)體系.

4 結(jié)論

4.1 針對(duì)紅樹(shù)林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)構(gòu)建了其生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)體系,并對(duì)深圳海上田園不同年限修復(fù)樣地進(jìn)行了評(píng)價(jià).評(píng)價(jià)結(jié)果顯示, 該模式運(yùn)行6a、10a和12a后,修復(fù)效果并不理想, 評(píng)價(jià)等級(jí)僅處于“中”的級(jí)別.這表明該修復(fù)工程并未顯著改善濕地原有退化生境特征.

4.2 封閉式池塘養(yǎng)殖導(dǎo)致潮汐浸淹缺失以及鹽度的下降,不利于紅樹(shù)植物群落及其相關(guān)的大型底棲動(dòng)物群落的生長(zhǎng)和發(fā)育,需要恢復(fù)紅樹(shù)林周期性浸淹的水文條件,才能有利于紅樹(shù)林生物多樣性的修復(fù)和維持.而從環(huán)境質(zhì)量的角度,該系統(tǒng)能夠顯著降低水體和沉積物中營(yíng)養(yǎng)鹽和重金屬含量, 但并未將其修復(fù)至滿(mǎn)足水產(chǎn)養(yǎng)殖用水要求的國(guó)家標(biāo)準(zhǔn).

4.3 在污染嚴(yán)重的地區(qū),可通過(guò)紅樹(shù)林種植改善水質(zhì)和恢復(fù)紅樹(shù)林面積,但若同時(shí)開(kāi)展水產(chǎn)養(yǎng)殖需要對(duì)現(xiàn)有進(jìn)水途徑進(jìn)行改造,實(shí)現(xiàn)水質(zhì)多級(jí)凈化,以滿(mǎn)足紅樹(shù)林生長(zhǎng)和水產(chǎn)養(yǎng)殖所需水文及水質(zhì)條件.

[1] Costanza R, d'Arge R, de Groot R, et al. The value of the world's ecosystem services and natural capital [J]. Nature, 1997, 387(6630):253-260.

[2] 馮建祥,黃敏參,黃 茜,等.穩(wěn)定同位素在濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)研究中的應(yīng)用現(xiàn)狀與前景 [J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2013,32(4):1065-1074.

[3] 張曉龍,李培英,李 萍,等.中國(guó)濱海濕地研究現(xiàn)狀與展望 [J].海洋科學(xué)進(jìn)展, 2005,23(1):87-95.

[4] Chen L, Wang W, Zhang Y, et al. Recent progresses in mangrove conservation, restoration and research in China [J]. Journal of Plant Ecology, 2009,2(2):45-54.

[5] 黃海萍,陳 彬,俞煒煒,等.廈門(mén)五緣灣濱海濕地生態(tài)恢復(fù)成效評(píng)估 [J]. 應(yīng)用海洋學(xué)學(xué)報(bào), 2015,34(4):501-508.

[6] 張 悅,劉長(zhǎng)安,宋永剛,等.濱海濕地植物修復(fù)效果監(jiān)測(cè)與評(píng)價(jià)方法研究 [J]. 海洋環(huán)境科學(xué), 2013,32(4):544-546.

[7] Moreno-Mateos D, Power M E, Comin F A, et al. Structural and Functional Loss in Restored Wetland Ecosystems [J]. Plos Biology, 2012,10(1):e1001247.

[8] Alongi D M. Present state and future of the world's mangrove forests. Environmental Conservation, 2002,29:331-349.

[9] Kristensen E, Bouillon S, Dittmar T, et al. Organic carbon dynamics in mangrove ecosystems: A review [J]. Aquatic Botany, 2008,89(2):201-219.

[10] 徐華林,彭逸生,葛仙梅,等.基于紅樹(shù)林種植的濱海濕地恢復(fù)效果研究 [J]. 濕地科學(xué)與管理, 2012,8(3):36-40.

[11] 佘忠明,林俊雄,彭友貴,等.紅樹(shù)林與水產(chǎn)養(yǎng)殖系統(tǒng)初步研究[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2005,24(7):837-840.

[12] GB3097-1997 海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn) [S].

[13] GB3838-2002 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) [S].

[14] GB11607-89 漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn) [S].

[15] GB18668-2002 海洋沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) [S].

[16] Guo J, Chen X, Bao H, et al. Photosynthetic and physiological responses of mangroves under an environmental deterioration [J]. Acta Physiologiae Plantarum, 2016,38(6):1-12.

[17] 周林飛,許士國(guó),孫萬(wàn)光.基于灰色聚類(lèi)法的扎龍濕地水環(huán)境質(zhì)量綜合評(píng)價(jià) [J]. 大連理工大學(xué)學(xué)報(bào), 2007,47(2):240-245.

[18] Staszak L A, Armitage A R. Evaluating salt marsh restoration success with an index of ecosystem integrity [J]. Journal ofCoastal Research, 2012,29:410-418.

[19] Stein Eric D, Elizabeth F A, Clark R P, et al. Validation of a wetland Rapid Assessment Method: Use of EPA’s level 1-2-3framework for method testing and refinement [J]. Wetlands, 2009, 29:648-665.

[20] 廖寶文.中國(guó)紅樹(shù)林恢復(fù)與重建技術(shù) [M]. 北京:科學(xué)出版社, 2010:24.

[21] 王文卿,王 瑁.中國(guó)紅樹(shù)林 [M]. 北京:科學(xué)出版社, 2007:12.

[22] 盧昌義,林 鵬.秋茄紅樹(shù)林的造林技術(shù)及其生態(tài)學(xué)原理 [J].廈門(mén)大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版, 1990,29(6):694-698.

[23] 鄭文教,王文卿.九龍江口桐花樹(shù)紅樹(shù)林對(duì)重金屬的吸收與累積[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 1996,2(3):207-213.

[24] 陳鷺真,王文卿,林 鵬.潮汐淹水時(shí)間對(duì)秋茄幼苗生長(zhǎng)的影響[J]. 海洋學(xué)報(bào), 2005,27(2):141-147.

[25] 陳鷺真,楊志偉,王文卿,等.廈門(mén)地區(qū)秋茄幼苗生長(zhǎng)的宜林臨界線(xiàn)探討 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2006,17(2):177-181.

[26] 游惠明.秋茄幼苗對(duì)鹽度、淹水環(huán)境的生長(zhǎng)適應(yīng) [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015,26(3):676-680.

[27] 馮建祥,寧存鑫,朱小山,等.福建漳江口本土紅樹(shù)植物秋茄替代互花米草生態(tài)修復(fù)效果定量評(píng)價(jià) [J]. 海洋與湖沼, 2017,48: 266-275.

[28] Bai J, Xiao R, Cui B, et al. Assessment of heavy metal pollution in wetland soils from the young and old reclaimed regions in the Pearl River Estuary, South China [J]. Environmental Pollution, 2011,159(3):817-24.

[29] 李 霞,莫?jiǎng)?chuàng)榮,盧 杰.我國(guó)紅樹(shù)林凈化污水研究進(jìn)展 [J]. 海洋環(huán)境科學(xué), 2005,24(4):77-80.

[30] Wu H, Peng R, Yang Y, et al. Mariculture pond influence on mangrove areas in south China: Significantly larger nitrogen and phosphorus loadings from sediment wash-out than from tidal water exchange [J]. Aquaculture, 2014,426–427(4):204-212.

[31] 鄧 利,張慧敏,勞大榮,等.福田紅樹(shù)林自然保護(hù)區(qū)沉積物重金屬污染現(xiàn)狀及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J]. 海洋環(huán)境科學(xué), 2014,33(6): 947-953.

[32] 陳桂珠,彭友貴.灘涂海水種植-養(yǎng)殖系統(tǒng)技術(shù)研究 [M]. 廣州:中山大學(xué)出版社, 2005:34-36.

[33] Feng J, Guo J, Huang Q, et al. Changes in the Community Structure and Diet of Benthic Macrofauna in Invasive Spartina alterniflora Wetlands Following Restoration with Native Mangroves [J]. Wetlands, 2014,34:673-683.

[34] Gratton C, Denno R F. Arthropod food web restoration following removal of an invasive wetland plant [J]. Ecological Applications, 2006,16(2):622-631.

[35] 葉 勇,翁 勁,盧昌義,等.紅樹(shù)林生物多樣性恢復(fù) [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006,26(4):1243-1250.

[36] Fondo E N, Martens E E. Effects of mangrove deforestation on macrofaunal densities, Gazi Bay, Kenya [J]. Mangroves & Salt Marshes, 1998,2(2):75-83.

[37] Chen G, Ye Y, Lu C. Changes of macro-benthic faunal community with stand age of rehabilitated Kandelia candel mangrove in Jiulongjiang Estuary, China [J]. Ecological Engineering, 2007,31(3):215-224.

[38] Zhao Q, Bai J, Huang L, et al. A review of methodologies and success indicators for coastal wetland restoration [J]. Ecological Indicators, 2016,60:442-452.

致謝：感謝深圳海上田園旅游區(qū)謝泳嫻女士和深圳福田紅樹(shù)林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)徐華林主任等在野外采樣過(guò)程中提供的幫助,感謝清華大學(xué)深圳研究生院姜玥璐老師對(duì)英文摘要及圖題和表題英文的修改,感謝清華大學(xué)崔曉偉和柏建坤對(duì)作圖提供的協(xié)助.

Evaluation of mangrove-aquaculture integrated system in wetland eco-restoration in Shenzhen.

FENG Jian-xiang1, ZHU Xiao-shan1*, NING Cun-xin3, LIN Qi-hui4, WU Hao4, LI Yin-xin5, LIN Guang-hui1,6*(1.Division of Ocean Science and Technology, Graduate School at Shenzhen, Tsinghua University, Shenzhen 518055, China；2.School of Life Sciences, Sun Yat-Sen University, Guangzhou, 517055；3.School of Civil and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology Shenzhen Graduate School, Shenzhen 518055, China；4.Shenzhen Entry-Exit Inspection and Quarantine Bureau, Shenzhen 518016, China；5.Key Laboratory of Plant Molecular Physiology, Institute of Botany, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100093, China；6.Department of Earth System Science, Tsinghua University, Beijing 100084, China). China Environmental Science, 2017,37(7)：2662～2673

Three wetland sites, restored for 6, 10 and 12 years respectively, at Waterlands Resort in Shenzhen were designated for the evaluation of wetland eco-restoration. A comprehensive index system was built for quantitative assessments on the efficiency of restoration, including environmental factors, mangrove community structure and physiological status of mangrove plants. Concentrations of macronutrients and heavy metals in both water and sediment of restored areas had been effectively decreased, though still found to be under the acceptable values suggested by the aquaculture criteria. Although the community structure and physiological status of mangrove plant had been significantly improved with the increasing restoration duration, great discrepancies remained between the restored and the natural mangroves. The ecological restoration score for three sites are 1.61, 1.69 and 2.07, respectively. Their integrated restoration levels were all ranked as “Medium”, indicted that the full restoration for the retrogressive wetland ecosystem will require decades or longer time for development.

mangrove；eco-restoration；aquaculture；grey clustering method；heavy metals

X171,Q148

A

1000-6923(2017)07-2662-12

馮建祥(1985-),男,山東梁山人,博士,主要從事濕地生態(tài)學(xué)和水產(chǎn)養(yǎng)殖生態(tài)學(xué)研究.發(fā)表論文10余篇.

2016-11-08

國(guó)家海洋局海洋公益性行業(yè)科研專(zhuān)項(xiàng)(201305021);深圳市基礎(chǔ)研究學(xué)科布局項(xiàng)目(JCYJ20150529164918736);廣東省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(2015A030313831);中國(guó)博士后科學(xué)基金面上資助項(xiàng)目(2015M581071)

* 責(zé)任作者, 副研究員, zhu.xiaoshan@sz.tsinghua.edu.cn; 教授, lingh@tsinghua.edu.cn