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)

紅樹林種植-養(yǎng)殖耦合濕地生態(tài)修復(fù)效果評價

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林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)為研究對象,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3個不同修復(fù)年限(6,10和12a)樣地的生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行了定量評價.修復(fù)區(qū)水體和沉積物營養(yǎng)鹽和重金屬含量顯著低于對照河道區(qū),但各修復(fù)區(qū)池塘水質(zhì)均未達(dá)到國家海水II類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),不能滿足水產(chǎn)養(yǎng)殖用水要求;各修復(fù)區(qū)已修復(fù)紅樹林的生物群落結(jié)構(gòu),紅樹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;紅樹植物健康狀況方面,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,但仍處于“差”的等級; 6,10和12a修復(fù)樣地綜合評級得分為1.61、1.69和2.07,均為“中”,表明修復(fù)工程并未對濕地退化生境帶來顯著恢復(fù),僅適度改善了紅樹林植物的群落結(jié)構(gòu)和健康狀況.

；紅樹林；生態(tài)修復(fù)；水產(chǎn)養(yǎng)殖；灰色聚類；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],日益頻繁的人類活動導(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)重問題,成為脆弱的生態(tài)敏感區(qū)[2-3].近年來全國各地已開展了大量的濱海濕地修復(fù)工程,并取得了明顯的效果,如我國紅樹林濕地面積近 20a明顯增加,其中修復(fù)面積約占我國紅樹林總面積的 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態(tài)平衡過程,其生物多樣性、穩(wěn)定性以及抗逆能力相對較弱[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)展是迫在眉睫的問題.

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

本文針對我國濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果評價的重大需求,以華南典型紅樹林生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)模式––紅樹林種植-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,開展修復(fù)效果評價研究,并對深圳海上田園紅樹種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)3個不同修復(fù)年限(6,10,12a)樣地的生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行了評價,以期為解決當(dāng)前濱海濕地修復(fù)后的效果評價問題提供范例分析,為實(shí)現(xiàn)高強(qiáng)度開發(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)紅樹林實(shí)驗(yàn)基地(JD):2002年種植紅樹,面積6.8×104m2,紅樹植物分別為 15%面積的純林(秋茄,桐花樹為主),15%面積的混交林;(2)博覽園(BL):2004年種植紅樹,面積5.5×104m2,有各種真紅樹、半紅樹以及紅樹伴生植物,主要物種為秋茄和木欖;(3)桑基魚塘(SJ):2008年種植紅樹,面積 1.8×104m2,種植總面積為 12.5%的紅樹植物(秋茄、桐花樹為主);(4)河道對照(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)分布有多年生紅樹植物,以秋茄和老鼠簕為主;(5)深圳福田紅樹林(FT):以深圳福田自然保護(hù)區(qū)成熟秋茄林為正向參照,對海上田園紅樹植物和底棲動物群落的恢復(fù)程度進(jìn)行評價.

1.2 修復(fù)效果評價指標(biāo)的選取和樣品采集

對受損或退化濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行評價,修復(fù)目的是確定評價指標(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)紅樹林特有的結(jié)構(gòu)和功能,使其成為較為健康的紅樹林生態(tài)系統(tǒng).因此我們綜合考慮如下幾個方面:(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)對該類型濱海濕地的修復(fù)效果進(jìn)行評價(表1).

表1 紅樹種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)生態(tài)修復(fù)效果評價指標(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 本研究選取水體營養(yǎng)鹽和重金屬、紅樹林沉積物重金屬以及池塘底泥重金屬的量來反映修復(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)場測定, COD利用重鉻酸鉀分光光度法測定;水樣經(jīng)0.45μm濾膜過濾后,NH3-N使用水楊酸-次氯酸鹽分光光度法測定;有效磷AP使用磷鉬藍(lán)分光光度測定;部分樣品加酸酸化至pH＜2,冷藏保存, Nexion 300X ICP-MS測定重金屬含量.

采集表層 10cm的紅樹林沉積物和池塘底泥,60℃烘干,稱取約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)過濾和稀釋,利用 Nexion 300X ICP-MS測定重金屬含量.

水體環(huán)境質(zhì)量以國家海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB3097-1997)[12]、國家地表水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002)[13]和 國 家 漁 業(yè) 水 質(zhì) 標(biāo) 準(zhǔn)(GB11607-89)[14]作為評價標(biāo)準(zhǔn);紅樹林沉積物和池塘底泥重金屬含量以國家海洋沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB18668-2002)[15]作為評價標(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生長指標(biāo)作為監(jiān)測對象,評價樣地內(nèi)植被修復(fù)狀況.此外,本研究選擇物種數(shù)、底棲動物總豐度、總生物量以及 Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(H’)作為底棲動物群落評價指標(biāo).

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

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

1.2.3 紅樹植物健康指標(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價紅樹植物健康狀況.紅樹植物樣品采集于2014年08月,使用LI-6400(Li-COR Inc., USA)現(xiàn)場測定其光合參數(shù)和呼吸速率,成熟葉片置于生物采樣箱 4℃保存,實(shí)驗(yàn)室處理測定酶活,具體測定方法和步驟詳見參考文獻(xiàn)[16].以福田紅樹林國家級自然保護(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)評價標(biāo)準(zhǔn)及評分 (1)評價標(biāo)準(zhǔn)及等級劃分

確定評價指標(biāo)后,對各評價指標(biāo)進(jìn)行分等級并賦分.生物群落結(jié)構(gòu)和植物健康狀況的等級劃分,以正向參照樣地的狀態(tài)為標(biāo)準(zhǔn),計算修復(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,如紅樹植物高度等)以正向?qū)φ諛拥谾T進(jìn)行計算.

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

對于非生物環(huán)境質(zhì)量指標(biāo),根據(jù)相應(yīng)國家標(biāo)準(zhǔn)劃分等級,按照環(huán)境質(zhì)量優(yōu)劣劃分為 5個等級(I,II,III,IV,V類),分別予以賦分4,3,2,1,0.

(2)灰色聚類確定等級隸屬度

評價指標(biāo)等級劃分完成后,需要確定特定指標(biāo)對相應(yīng)等級的隸屬度.濱海濕地修復(fù)評價所獲得的數(shù)據(jù)都是在有限的時間和空間內(nèi)監(jiān)測所得,因此可以將濱海濕地視為一個,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法中灰色白化權(quán)函數(shù)描述各指標(biāo)等級分界界限,確定某一指標(biāo)對相應(yīng)等級的隸屬度,將各修復(fù)指標(biāo)劃分為 5個等級,各指標(biāo)隸屬度確定公式具體描述如下:

式中:表示第j個指標(biāo)被劃分為第k個灰類的白化權(quán)函數(shù),則表示指標(biāo)j的k級界限.

(3)單一指標(biāo)修復(fù)效果評分計算

利用白化權(quán)函數(shù)對某一特定指標(biāo)對不同等級類別的隸屬度進(jìn)行計算,然后將隸屬度得分化,即用該指標(biāo)對某一等級的白化權(quán)函數(shù)結(jié)果與該等級對應(yīng)的賦分值相乘,再利用公式(4)計算該指標(biāo)的修復(fù)效果評分(RS):

RSi為指標(biāo)i的修復(fù)效果評分,為指標(biāo)i對不同等級的隸屬度.

(4)最終生態(tài)修復(fù)效果評分(ERS)和評價等級劃分

在獲得所有指標(biāo)的修復(fù)效果評分之后,首先,將每個對象層中所有指標(biāo)的修復(fù)效果評分相加,然后除以該對象層類別數(shù)目,獲取對象層修復(fù)效果評分.對于環(huán)境質(zhì)量指標(biāo)內(nèi)的同一類別,如各水體營養(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.對于不同對象層和目標(biāo)層的指標(biāo),因?yàn)I海濕地生態(tài)修復(fù)評價中,每類指標(biāo)都具有相似的生態(tài)重要性,在評價中應(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類對象層的修復(fù)效果評分;n為對象層的數(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.

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)效果評分劃分為4個等級,其分別代表的意義見表2.

表2 濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果等級劃分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)詳見表3.水體pH值僅JD屬于海水水質(zhì)I, II類標(biāo)準(zhǔn),其余樣點(diǎn)均為海水水質(zhì)III, IV類標(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類標(biāo)準(zhǔn),其它樣點(diǎn)水體均為IV類.

水體營養(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)超過地表水 IV類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),表明珠江口區(qū)受到嚴(yán)重的無機(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類水質(zhì),JD區(qū)NH3-N含量水平較低,達(dá)到地表水I類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn).水體活性磷酸鹽AP含量,HD顯著高于3個修復(fù)樣點(diǎn)池塘(P＜0.05),而后三者之間無顯著差異,所有樣點(diǎn)AP含量均屬于國家海水IV類水質(zhì).3個修復(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類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn).對于水體 COD水平,HD與3個修復(fù)區(qū)池塘之間差異不顯著,均高于國家海水水質(zhì)IV類標(biāo)準(zhǔn).

表3 不同修復(fù)區(qū)及河道區(qū)水體營養(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

水體重金屬含量見表4,HD水體的Cd、Cr、 Cu和 Zn含量均顯著高于 3個修復(fù)樣地池塘(P＜0.05),而這幾種重金屬在 3個修復(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個樣地(P＜0.05),且HD平均含量最低,隨修復(fù)時間延長,水體 As平均含量呈現(xiàn)上升的趨勢.對比國家海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),HD水體Cd含量遠(yuǎn)超過海水IV類標(biāo)準(zhǔn),而其它3個樣地接近IV類海水標(biāo)準(zhǔn)值;所有樣點(diǎn)Pb、Cr、As、Cu和Zn含量均超過海水IV類標(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類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn). 2.2.2 紅樹林沉積物及池塘底泥重金屬含量圖2顯示,除As外, HD區(qū)紅樹林表層沉積物重金屬含量均顯著高于其它 3個修復(fù)區(qū)(P＜0.05),其中Cr、Cu、Zn含量分別3個修復(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),即紅樹林種植或養(yǎng)殖活動導(dǎo)致一定程度As污染.除Cd和As外, HD紅樹林表層沉積物重金屬含量均超過國家海洋沉積物II類標(biāo)準(zhǔn), Cu和Cr均已超過II類標(biāo)準(zhǔn).其它 3個修復(fù)區(qū)紅樹林表層沉積物重金屬含量,除As和Cu外,均低于或者接近國家海洋沉積物I類標(biāo)準(zhǔn).

圖2 不同修復(fù)區(qū)及河道區(qū)紅樹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個修復(fù)區(qū)池塘底泥Cd含量均低于國家海洋沉積物I類標(biāo)準(zhǔn),Pb、Cr和Zn接近或低于I類標(biāo)準(zhǔn),Cu含量及SJ和BL的As含量則均明顯高于I類標(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 紅樹植物群落特征和健康狀況 紅樹植物秋茄的株高和胸徑隨修復(fù)年限的增長而逐漸增大(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)紅樹植物高度生長可能受到了環(huán)境的抑制.各修復(fù)樣地紅樹生長指標(biāo)與福田紅樹林保護(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),紅樹植物健康指標(biāo)隨修復(fù)時間增長而逐漸增大(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 底棲動物群落結(jié)構(gòu)

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

2.4 評價結(jié)果

海上田園紅樹種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)生態(tài)修復(fù)效果評價評分及評價結(jié)果見表 5.生物群落得分方面,雖然植被群落得分隨修復(fù)年限的增長而逐漸增大,但無論植物群落還是底棲動物群落均處于“差”的等級.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,但 JD樣地得分已達(dá)到“中”的等級.SJ和BL水體環(huán)境質(zhì)量得分較低,均處于“中”的等級,JD已達(dá)到“良”的水平;各樣點(diǎn)紅樹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;環(huán)境質(zhì)量綜合得分相對較高,3個樣地均高于 2.8,為“良”的等級.各樣地綜合得分隨修復(fù)年限增長而增大,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.

表5 深圳海上田園紅樹林生態(tài)修復(fù)效果評價評分表Table 5 Assessment results of the restoration effectiveness of mangrove-aquaculture wetland at Shenzhen Waterlands Resorts

3 討論

3.1 影響紅樹林濕地修復(fù)的主要因素

我國華南沿海紅樹林的保護(hù)和修復(fù)工作大量開展[4],但卻存在造林成活率低,保留率低的問題,其中宜林地和宜林物種的選擇是紅樹林修復(fù)成功的關(guān)鍵因素[20].秋茄是常用的紅樹造林種,也是中國分布最廣泛、最耐低溫的物種[21],因此,溫度不會成為秋茄在深圳地區(qū)生長的限制因子.紅樹植物可以生長在幾乎各種底質(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].紅樹為鹽生植物,具有一定的喜鹽性,適當(dāng)?shù)柠}脅迫對秋茄生長有促進(jìn)作用,鹽分過低對秋茄株高生長不利,并且會影響其開花結(jié)果[23].此外,周期性潮汐浸淹不僅是紅樹林重要的生境特征之一,也是紅樹植物繁殖和擴(kuò)散的主要途徑[21].鹽度和淹水時間的協(xié)同作用可能是影響秋茄紅樹植物存活率和生長的重要外界環(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.在采樣過程中,我們發(fā)現(xiàn)海上田園幾乎所有紅樹林均生長于硬底質(zhì)土壤,而且土壤含水量普遍較低(約 35%～40%),并不適于紅樹植物生長,過硬的底質(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),紅樹植物群落內(nèi)已有少量陸生植物和攀緣外來植物生長,在缺乏淹水和鹽度這一生境限制條件后,紅樹植物會被迫與陸生植物競爭生存資源,失去了其生態(tài)位優(yōu)勢.以上可能是海上田園秋茄紅樹植物經(jīng)過10余年修復(fù)后,生長特征依舊與原生紅樹群落存在較大差距的原因.本研究組在福建漳江口開展的修復(fù)工程結(jié)果顯示,經(jīng)過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%,這表明該地紅樹植物的生長受到了一定程度的抑制,紅樹植物的光合特征和酶活特征也佐證了紅樹植物生長受到環(huán)境因子的脅迫[16].

3.2 紅樹林的環(huán)境污染凈化能力

紅樹發(fā)達(dá)的根系能夠有效吸收水體中氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)及重金屬元素,因此紅樹林濕地具有強(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,毀林圍塘養(yǎng)殖是中國紅樹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)殖過程中施肥、投餌及清淤等顯著增大了周邊水域富營養(yǎng)化風(fēng)險,加重了紅樹林的環(huán)境凈化壓力[30].鑒于此,基于紅樹林種植的退塘還林和紅樹種植-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)魚類生長[11].本研究中,紅樹林修復(fù)區(qū)水體營養(yǎng)鹽和重金屬含量相比河道均有顯著降低,同時 DO得以顯著提高,表明紅樹林種植-養(yǎng)殖耦合模式對遭受嚴(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)到國家海水II類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),不滿足水產(chǎn)養(yǎng)殖用水質(zhì)量要求.

紅樹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)潛在的重金屬儲存區(qū)[31].紅樹林生態(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)重金屬含量占總庫存量比例低于 4%[23].修復(fù)區(qū)紅樹林沉積物和池塘底泥重金屬含量均顯著低于河道對照區(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)紅樹林種植和運(yùn)行初期歷史數(shù)據(jù)相比,紅樹林沉積物中重金屬含量有顯著增加[32],這表明在長期尺度上紅樹林沉積物對重金屬的富集作用,有利于減緩環(huán)境壓力.

3.3 紅樹林大型底棲動物多樣性的修復(fù)效果

紅樹林為底棲動物提供了庇護(hù)和繁殖場所,底棲微藻和紅樹凋落物是諸多底棲動物重要的食物來源,構(gòu)成紅樹林生態(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),對紅樹林其它的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能(如底棲動物多樣性和食物網(wǎng)關(guān)系復(fù)雜性)未予以重視[33-35].底棲動物群落組成和多樣性與紅樹林植被息息相關(guān),紅樹林植被的消失通常會導(dǎo)致底棲動物多樣性水平的下降[36],而優(yōu)勢底棲動物群落隨紅樹林修復(fù)而變化[37],最終可恢復(fù)到與原生紅樹群落相當(dāng)?shù)乃絒33-34].本研究區(qū)所采用的紅樹林修復(fù)方法對底棲動物群落的恢復(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物,紅樹林沉積物缺乏潮汐浸淹導(dǎo)致的長期干旱,使得底棲動物無法定居和生存.因此,必須采取一定的生境改造措施,使紅樹林特有的水文條件得以恢復(fù),才能有利于紅樹林生物多樣性的修復(fù)和維持.

綜上,紅樹林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)的構(gòu)建,雖然在一定程度上對環(huán)境質(zhì)量具有凈化作用,但是長期看來,一方面不利于紅樹植物生長,更不利于紅樹林底棲動物群落的棲居和發(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)評價體系,不同修復(fù)年限的SJ、BL和JD均處于“中”的等級,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,在遭受嚴(yán)重污染區(qū)域開展紅樹林種植以實(shí)現(xiàn)環(huán)境質(zhì)量凈化具有可行性,但同時開展水產(chǎn)養(yǎng)殖活動并不可取.若要實(shí)現(xiàn)紅樹林修復(fù)和水產(chǎn)養(yǎng)殖二者兼?zhèn)?需要對原有系統(tǒng)進(jìn)行改造,如設(shè)立多級水質(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)紅樹林區(qū)潮汐浸淹,同時可結(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)評價準(zhǔn)確性的因素主要包括評價指標(biāo)的選取、評價標(biāo)準(zhǔn)的確定以及評價方法的選擇等.評價指標(biāo)的選擇是決定修復(fù)效果評價的關(guān)鍵步驟,決定了整個修復(fù)效果的評價結(jié)果[6,38].未來濱海濕地修復(fù)效果評價中,綜合性多層次指標(biāo)的采用將是趨勢,評價指標(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,適宜的濕地管理措施對修復(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)效果評價指標(biāo)體系.

4 結(jié)論

4.1 針對紅樹林種植-養(yǎng)殖耦合系統(tǒng)構(gòu)建了其生態(tài)修復(fù)效果評價體系,并對深圳海上田園不同年限修復(fù)樣地進(jìn)行了評價.評價結(jié)果顯示, 該模式運(yùn)行6a、10a和12a后,修復(fù)效果并不理想, 評價等級僅處于“中”的級別.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,不利于紅樹植物群落及其相關(guān)的大型底棲動物群落的生長和發(fā)育,需要恢復(fù)紅樹林周期性浸淹的水文條件,才能有利于紅樹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養(yǎng)鹽和重金屬含量, 但并未將其修復(fù)至滿足水產(chǎn)養(yǎng)殖用水要求的國家標(biāo)準(zhǔn).

4.3 在污染嚴(yán)重的地區(qū),可通過紅樹林種植改善水質(zhì)和恢復(fù)紅樹林面積,但若同時開展水產(chǎn)養(yǎng)殖需要對現(xiàn)有進(jìn)水途徑進(jìn)行改造,實(shí)現(xiàn)水質(zhì)多級凈化,以滿足紅樹林生長和水產(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.廈門五緣灣濱海濕地生態(tài)恢復(fù)成效評估 [J]. 應(yīng)用海洋學(xué)學(xué)報, 2015,34(4):501-508.

[6] 張 悅,劉長安,宋永剛,等.濱海濕地植物修復(fù)效果監(jiān)測與評價方法研究 [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,孫萬光.基于灰色聚類法的扎龍濕地水環(huán)境質(zhì)量綜合評價 [J]. 大連理工大學(xué)學(xué)報, 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.中國紅樹林恢復(fù)與重建技術(shù) [M]. 北京:科學(xué)出版社, 2010:24.

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

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

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

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

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

[26] 游惠明.秋茄幼苗對鹽度、淹水環(huán)境的生長適應(yīng) [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 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植物秋茄替代互花米草生態(tài)修復(fù)效果定量評價 [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,莫創(chuàng)榮,盧 杰.我國紅樹林凈化污水研究進(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)險評價 [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.紅樹林生物多樣性恢復(fù) [J]. 生態(tài)學(xué)報, 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林國家級自然保護(hù)區(qū)徐華林主任等在野外采樣過程中提供的幫助,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

國家海洋局海洋公益性行業(yè)科研專項(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