紅樹林種植-養殖耦合濕地生態修復效果評價

馮建祥,朱小山,寧存鑫,林起輝,吳 浩,李銀心,林光輝(1.清華大學深圳研究生院,海洋科學與技術學部,廣東 深圳 180；2.中山大學生命科學學院,廣東 廣州 170；.哈爾濱工業大學深圳研究生院,土木與環境工程學院,廣東 深圳 180；.深圳出入境檢驗檢疫局食品檢驗檢疫技術中心,廣東 深圳18016；.中國科學院植物研究所,植物分子生理學重點實驗室,北京 10009；6.清華大學地球系統科學系,北京10008)

環境生態

紅樹林種植-養殖耦合濕地生態修復效果評價

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.清華大學深圳研究生院,海洋科學與技術學部,廣東 深圳 518055；2.中山大學生命科學學院,廣東 廣州 517055；3.哈爾濱工業大學深圳研究生院,土木與環境工程學院,廣東 深圳 518055；4.深圳出入境檢驗檢疫局食品檢驗檢疫技術中心,廣東 深圳518016；5.中國科學院植物研究所,植物分子生理學重點實驗室,北京 100093；6.清華大學地球系統科學系,北京100084)

2014年 08月以深圳海上田園紅樹林種植-養殖耦合系統為研究對象,從修復濕地的環境質量狀況、生物群落結構及植物健康狀況等方面,對3個不同修復年限(6,10和12a)樣地的生態修復效果進行了定量評價.修復區水體和沉積物營養鹽和重金屬含量顯著低于對照河道區,但各修復區池塘水質均未達到國家海水II類水質標準,不能滿足水產養殖用水要求;各修復區已修復紅樹林的生物群落結構,紅樹植物高度和胸徑相比自然林修復比例低于 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年限呈現增大的趨勢,但仍處于“差”的等級; 6,10和12a修復樣地綜合評級得分為1.61、1.69和2.07,均為“中”,表明修復工程并未對濕地退化生境帶來顯著恢復,僅適度改善了紅樹林植物的群落結構和健康狀況.

；紅樹林；生態修復；水產養殖；灰色聚類；重金屬

濱海濕地在維持區域及全球生態平衡中發揮著至關重要的作用[1],日益頻繁的人類活動導致濱海濕地出現面積縮小、污染加劇、生產力減弱、生物多樣性下降等嚴重問題,成為脆弱的生態敏感區[2-3].近年來全國各地已開展了大量的濱海濕地修復工程,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,其中修復面積約占我國紅樹林總面積的 7%[4].然而,多數修復工程完成后,由于缺乏后續資金投入和管理,項目結束便陷入停滯[5-6].此外,已修復濱海濕地生態系統的結構和功能常常處于脆弱的動態平衡過程,其生物多樣性、穩定性以及抗逆能力相對較弱[7].因此,如何判斷已修復濱海濕地的修復效果以維持其修復成果,實現濕地保護與地區經濟協調發展是迫在眉睫的問題.

紅樹林是位于熱帶亞熱帶地區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所,也通過凋落物的大量輸出而成為復雜食物網的重要能量來源[9].基于紅樹林濕地的水質凈化潛能而構建的紅樹林種植-養殖耦合系統,利用紅樹植物降低污染物含量以滿足養殖要求的同時,又實現紅樹林的修復和保育,是當前華南地區紅樹林修復的重要方式之一[10-11].該系統修復后早期能顯著凈化水質和增加養殖產量,但隨著紅樹植物生長和養殖污染物累積以及后期管理投入程度的下降,該類系統的實際修復效果如何,迄今仍缺乏相關的監測和研究.此外,以往的研究多重點關注紅樹林對養殖質量的改善效果[11],而忽視了對紅樹林自身結構、功能以及健康狀況的修復效果評價.

本文針對我國濱海濕地生態修復效果評價的重大需求,以華南典型紅樹林生態系統修復模式––紅樹林種植-養殖耦合系統為例,在掌握修復現狀基礎上,從修復濕地的生物群落結構、植物健康狀況及環境質量狀況等方面,構建相應的特征指標群,開展修復效果評價研究,并對深圳海上田園紅樹種植-養殖耦合系統3個不同修復年限(6,10,12a)樣地的生態修復效果進行了評價,以期為解決當前濱海濕地修復后的效果評價問題提供范例分析,為實現高強度開發利用條件下濱海修復濕地的功能維持與保育提供科學基礎.

1 材料和方法

1.1 研究地點

圖1 深圳海上田園采樣點分布示意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,園內紅樹林種植-養殖耦合修復濕地是深圳市灘涂濕地生態修復的典型代表.本研究選取了以下研究樣地:(1)紅樹林實驗基地(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):為養殖池塘供水主河道,受珠江口漲落潮影響,河道兩側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區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程度進行評價.

1.2 修復效果評價指標的選取和樣品采集

對受損或退化濱海濕地生態修復效果進行評價,修復目的是確定評價指標最重要的考量因素[5-6].本文中所涉及的生態修復工程目標是利用紅樹林種植-養殖耦合系統的構建,修復水體和沉積物環境質量促使其達到水產養殖用水標準,并逐漸修復紅樹林特有的結構和功能,使其成為較為健康的紅樹林生態系統.因此我們綜合考慮如下幾個方面:(1)環境質量的修復;(2)生物群落的修復;(3)紅樹植物健康狀況的改善,并以此為基礎篩選出適宜的指標對該類型濱海濕地的修復效果進行評價(表1).

表1 紅樹種植-養殖耦合系統生態修復效果評價指標體系Table 1 Index system for the evaluation of restoration in mangrove-aquaculture coupling wetland

1.2.1 環境質量特征 本研究選取水體營養鹽和重金屬、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濕地生態系統環境質量健康狀況,具體指標詳見表 1.水體指標中,鹽度、pH值和溶解氧 (DO)利用Thermal A329多參數水質分析儀現場測定, COD利用重鉻酸鉀分光光度法測定;水樣經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,消解液經過濾和稀釋,利用 Nexion 300X ICP-MS測定重金屬含量.

水體環境質量以國家海水水質標準(GB3097-1997)[12]、國家地表水水質標準(GB3838-2002)[13]和 國 家 漁 業 水 質 標 準(GB11607-89)[14]作為評價標準;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量標準(GB18668-2002)[15]作為評價標準.

1.2.2 生物群落結構特征 由于樣地內紅樹植物群落結構較為單一,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作為監測對象,評價樣地內植被修復狀況.此外,本研究選擇物種數、底棲動物總豐度、總生物量以及 Shannon-Wiener多樣性指數(H’)作為底棲動物群落評價指標.

植物群落的調查開展于2014年08月,于修復樣地(SJ、BL和JD),選擇10m×10m的樣方,測量樣方內每棵植株的高度、胸徑等.以深圳福田紅樹林國家級自然保護區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查同時進行,每個樣點上挖取25cm×25cm×20cm底泥,500μm網篩淘洗,獲取大型底棲動物樣品,4%的甲醛固定,帶回實驗室后挑選鑒定,計數和稱重,獲取豐度和生物量數據,計算 Shannon-Wiener指數.選取深圳福田紅樹林國家級自然保護區秋茄林(FT)為正向參照.

1.2.3 紅樹植物健康指標 選擇光合速率、呼吸速率、己糖磷酸異構酶以及 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)現場測定其光合參數和呼吸速率,成熟葉片置于生物采樣箱 4℃保存,實驗室處理測定酶活,具體測定方法和步驟詳見參考文獻[16].以福田紅樹林國家級自然保護區成熟秋茄群落為正向參照.

1.2.4 濕地生態修復評價標準及評分 (1)評價標準及等級劃分

確定評價指標后,對各評價指標進行分等級并賦分.生物群落結構和植物健康狀況的等級劃分,以正向參照樣地的狀態為標準,計算修復比例(R),表示如下:

式中:Ii為修復樣地指標i的值,而Is則為對照樣地指標i的值,遞增型指標(隨修復年限逐漸增大,如紅樹植物高度等)以正向對照樣地FT進行計算.

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

對于非生物環境質量指標,根據相應國家標準劃分等級,按照環境質量優劣劃分為 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

評價指標等級劃分完成后,需要確定特定指標對相應等級的隸屬度.濱海濕地修復評價所獲得的數據都是在有限的時間和空間內監測所得,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[17].本研究借鑒灰色聚類法中灰色白化權函數描述各指標等級分界界限,確定某一指標對相應等級的隸屬度,將各修復指標劃分為 5個等級,各指標隸屬度確定公式具體描述如下:

式中:表示第j個指標被劃分為第k個灰類的白化權函數,則表示指標j的k級界限.

(3)單一指標修復效果評分計算

利用白化權函數對某一特定指標對不同等級類別的隸屬度進行計算,然后將隸屬度得分化,即用該指標對某一等級的白化權函數結果與該等級對應的賦分值相乘,再利用公式(4)計算該指標的修復效果評分(RS):

RSi為指標i的修復效果評分,為指標i對不同等級的隸屬度.

(4)最終生態修復效果評分(ERS)和評價等級劃分

在獲得所有指標的修復效果評分之后,首先,將每個對象層中所有指標的修復效果評分相加,然后除以該對象層類別數目,獲取對象層修復效果評分.對于環境質量指標內的同一類別,如各水體營養鹽指標,水體重金屬指標,沉積物和池塘底泥重金屬指標,均采用倒數法確定各具體指標的權重值,即根據國家環境質量相關標準,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重.對于不同對象層和目標層的指標,因濱海濕地生態修復評價中,每類指標都具有相似的生態重要性,在評價中應被賦予相同的權重[18-19],因此,ERS按公式(5)獲得:

式中:RSj為第j類對象層的修復效果評分;n為對象層的數目;本研究RSj包括RSC(生物群落結構層)、RSH(植物健康狀況)和 RSE(環境質量)3類.

采用等間距法,按最大可能總得分 4分的20%,40%,60%和 80%,將最終生態修復效果評分劃分為4個等級,其分別代表的意義見表2.

表2 濱海濕地生態修復效果等級劃分Table 2 Rank of the restoration effectiveness for coastal wetlands

2 結果與分析

2.1 環境質量狀況

2.1.1 水體環境質量 2014年 08月各修復樣點水體鹽度均處在較低的水平,在1～3之間,大小順序為 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淡水輸入量增大有關.各修復區其余水體環境質量指標詳見表3.水體pH值僅JD屬于海水水質I, II類標準,其余樣點均為海水水質III, IV類標準.水體DO排序為JD＞BL＞SJ＞HD,其中只有JD達到了海水水質III類標準,其它樣點水體均為IV類.

水體營養鹽結果顯示,河道 HD的 NH3-N含量高達 32.46mg/L,顯著高于修復池塘(P＜0.05),遠遠超過地表水 IV類水質標準,表明珠江口區受到嚴重的無機氮污染.其它樣點中,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,JD區NH3-N含量水平較低,達到地表水I類水質標準.水體活性磷酸鹽AP含量,HD顯著高于3個修復樣點池塘(P＜0.05),而后三者之間無顯著差異,所有樣點AP含量均屬于國家海水IV類水質.3個修復區的水體NH3-N和AP含量均未達到水產養殖要求的海水 II類水質標準.對于水體 COD水平,HD與3個修復區池塘之間差異不顯著,均高于國家海水水質IV類標準.

表3 不同修復區及河道區水體營養鹽指標Table 3 Concentrations of nutrients index of water at different sites

表4 不同修復區及河道區水體重金屬含量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個修復樣地池塘(P＜0.05),而這幾種重金屬在 3個修復樣地池塘之間差異不顯著.Pb在各樣地之間并未呈現顯著差異,而As則表現為JD顯著高于其它3個樣地(P＜0.05),且HD平均含量最低,隨修復時間延長,水體 As平均含量呈現上升的趨勢.對比國家海水水質標準,HD水體Cd含量遠超過海水IV類標準,而其它3個樣地接近IV類海水標準值;所有樣點Pb、Cr、As、Cu和Zn含量均超過海水IV類標準,這表明從水體重金屬含量角度,修復樣地也并未達到水產養殖要求的II類水質標準. 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區紅樹林表層沉積物重金屬含量均顯著高于其它 3個修復區(P＜0.05),其中Cr、Cu、Zn含量分別3個修復區高出6.7～7.4倍, 31.5～45.8倍和2.4倍,這表明該區受到嚴重的重金屬污染,尤其是 Cu污染.不同修復區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(P＜0.05),即紅樹林種植或養殖活動導致一定程度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類標準, Cu和Cr均已超過II類標準.其它 3個修復區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類標準.

圖2 不同修復區及河道區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各樣點之間差異顯著

對于修復區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個修復區池塘底泥Cd含量均低于國家海洋沉積物I類標準,Pb、Cr和Zn接近或低于I類標準,Cu含量及SJ和BL的As含量則均明顯高于I類標準.

圖3 不同修復區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各樣點之間差異顯著

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年限的增長而逐漸增大(圖4),高度表現為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區紅樹植物高度生長可能受到了環境的抑制.各修復樣地紅樹生長指標與福田紅樹林保護區(FT)相比依舊存在較大差距, SJ、BL和JD區秋茄高度的修復比例分別為18.9%, 26.3%和 35.5%,而胸徑的修復比例則分別為19.4%, 23.7%和30.7%.

從HD到正向對照FT區,紅樹植物健康指標隨修復時間增長而逐漸增大(圖 5).己糖磷酸異構酶,FT顯著高于其它樣地(P＜0.05),而各修復樣地中,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個修復樣地間也不存在顯著差異.葉片呼吸速率各樣點之間差異與光合速率基本一致.

圖4 不同修復區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之間差異顯著

圖5 不同修復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之間差異顯著

2.3 底棲動物群落結構

采樣中,各修復樣地紅樹林沉積物內均未能發現大型底棲動物,表明該區紅樹林修復方式不利于底棲動物群落的恢復.

2.4 評價結果

海上田園紅樹種植-養殖耦合系統生態修復效果評價評分及評價結果見表 5.生物群落得分方面,雖然植被群落得分隨修復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.植物健康指標得分與植物群落得分表現出一致的變化趨勢,但 JD樣地得分已達到“中”的等級.SJ和BL水體環境質量得分較低,均處于“中”的等級,JD已達到“良”的水平;各樣點紅樹林沉積物和池塘底泥環境質量得分均已處于“優”的等級;環境質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修復效果評價評分表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的主要因素

我國華南沿海紅樹林的保護和修復工作大量開展[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成功的關鍵因素[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生長的限制因子.紅樹植物可以生長在幾乎各種底質的海岸,但以淤泥質潮灘最普遍,秋茄被認為最適宜生長于由細砂粒和粘粒組成且有機質含量豐富的土壤底質中[22].紅樹為鹽生植物,具有一定的喜鹽性,適當的鹽脅迫對秋茄生長有促進作用,鹽分過低對秋茄株高生長不利,并且會影響其開花結果[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散的主要途徑[21].鹽度和淹水時間的協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境因子[24-26].

本研究區的秋茄造林均在封閉養殖池塘內,無法在潮汐周期內接受潮汐浸淹,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,而養殖過程中,通常選擇冬季高鹽度期換水作為1a的用水,導致水體鹽度隨降雨稀釋而不斷下降.在采樣過程中,我們發現海上田園幾乎所有紅樹林均生長于硬底質土壤,而且土壤含水量普遍較低(約 35%～40%),并不適于紅樹植物生長,過硬的底質更不利于其幼苗更新和繁殖.植被調查結果顯示,在 SJ修復區,紅樹植物群落內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,失去了其生態位優勢.以上可能是海上田園秋茄紅樹植物經過10余年修復后,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工程結果顯示,經過15a左右的修復,秋茄高度和胸徑與原生成熟秋茄相比,修復比例分別達到了64.4%和68.3%[27],而海上田園JD修復區的秋茄高度和胸徑修復比例僅為 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境因子的脅迫[16].

3.2 紅樹林的環境污染凈化能力

紅樹發達的根系能夠有效吸收水體中氮磷等營養物質及重金屬元素,因此紅樹林濕地具有強的處理生活污水和水產養殖廢水的環境凈化潛力[28-29].20世紀80年代以來,毀林圍塘養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].而水產養殖過程中施肥、投餌及清淤等顯著增大了周邊水域富營養化風險,加重了紅樹林的環境凈化壓力[30].鑒于此,基于紅樹林種植的退塘還林和紅樹種植-養殖耦合系統的構建,成為華南濱海圍墾養殖區濕地修復的重要模式[10],紅樹林種植不僅能夠顯著改善水質,還可以有效減少水產病害發生頻率,促進魚類生長[11].本研究中,紅樹林修復區水體營養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-養殖耦合模式對遭受嚴重污染的水質有一定的凈化效果.不同于河道區水體污染物每天因漲潮而得以補充,修復區封閉式的池塘體現的是該系統持續凈化效果.然而,各修復區池塘水體氮磷及重金屬含量依舊未達到國家海水II類水質標準,不滿足水產養殖用水質量要求.

紅樹林沉積物為富含有機質的還原環境,具有較強的重金屬富集能力,是濱海地區潛在的重金屬儲存區[31].紅樹林生態系統中,絕大部分重金屬均分布在沉積物中,植物體內重金屬含量占總庫存量比例低于 4%[23].修復區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.河道沉積物高重金屬高含量與其持續潮水浸淹帶來的重金屬供給相關,而這也表明珠江口地區濕地處于嚴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重金屬富集現象,這是由于修復區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.與本系統紅樹林種植和運行初期歷史數據相比,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,有利于減緩環境壓力.

3.3 紅樹林大型底棲動物多樣性的修復效果

紅樹林為底棲動物提供了庇護和繁殖場所,底棲微藻和紅樹凋落物是諸多底棲動物重要的食物來源,構成紅樹林生態系統食物網的能量基礎[9,33].當前濱海濕地修復工程中,多數僅注重植被的修復,對紅樹林其它的生態系統服務功能(如底棲動物多樣性和食物網關系復雜性)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,紅樹林植被的消失通常會導致底棲動物多樣性水平的下降[36],而優勢底棲動物群落隨紅樹林修復而變化[37],最終可恢復到與原生紅樹群落相當的水平[33-34].本研究區所采用的紅樹林修復方法對底棲動物群落的恢復和發育極為不利,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,才能有利于紅樹林生物多樣性的修復和維持.

綜上,紅樹林種植-養殖耦合系統的構建,雖然在一定程度上對環境質量具有凈化作用,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育,另外在環境質量修復層面,也并未將水質和沉積物質量修復至符合水產養殖用水標準.根據我們構建的生態修復評價體系,不同修復年限的SJ、BL和JD均處于“中”的等級,即該生態修復并未顯著改善退化濕地生態環境狀況,未能很好的實現原初修復目標.以上結果表明,在遭受嚴重污染區域開展紅樹林種植以實現環境質量凈化具有可行性,但同時開展水產養殖活動并不可取.若要實現紅樹林修復和水產養殖二者兼備,需要對原有系統進行改造,如設立多級水質處理系統,水質凈化緩沖區與水產養殖區分離,以恢復紅樹林區潮汐浸淹,同時可結合江蘺或者海馬齒等生態浮筏原位修復技術實現養殖水體的進一步凈化.

影響濱海濕地生態修復評價準確性的因素主要包括評價指標的選取、評價標準的確定以及評價方法的選擇等.評價指標的選擇是決定修復效果評價的關鍵步驟,決定了整個修復效果的評價結果[6,38].未來濱海濕地修復效果評價中,綜合性多層次指標的采用將是趨勢,評價指標的篩選更要充分考慮修復工程本身特征,應能代表修復預期效果并且同修復目標聯系緊密.同時,適宜的濕地管理措施對修復后濱海濕地生態服務功能的提升具有關鍵作用,基于濕地修復“重工程,輕管理”的現狀,建議后續研究中要將濕地管理方式納入修復效果評價指標體系.

4 結論

4.1 針對紅樹林種植-養殖耦合系統構建了其生態修復效果評價體系,并對深圳海上田園不同年限修復樣地進行了評價.評價結果顯示, 該模式運行6a、10a和12a后,修復效果并不理想, 評價等級僅處于“中”的級別.這表明該修復工程并未顯著改善濕地原有退化生境特征.

4.2 封閉式池塘養殖導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的大型底棲動物群落的生長和發育,需要恢復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和維持.而從環境質量的角度,該系統能夠顯著降低水體和沉積物中營養鹽和重金屬含量, 但并未將其修復至滿足水產養殖用水要求的國家標準.

4.3 在污染嚴重的地區,可通過紅樹林種植改善水質和恢復紅樹林面積,但若同時開展水產養殖需要對現有進水途徑進行改造,實現水質多級凈化,以滿足紅樹林生長和水產養殖所需水文及水質條件.

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致謝：感謝深圳海上田園旅游區謝泳嫻女士和深圳福田紅樹林國家級自然保護區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,感謝清華大學崔曉偉和柏建坤對作圖提供的協助.

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,主要從事濕地生態學和水產養殖生態學研究.發表論文10余篇.

2016-11-08

國家海洋局海洋公益性行業科研專項(201305021);深圳市基礎研究學科布局項目(JCYJ20150529164918736);廣東省自然科學基金資助項目(2015A030313831);中國博士后科學基金面上資助項目(2015M581071)

* 責任作者, 副研究員, zhu.xiaoshan@sz.tsinghua.edu.cn; 教授, lingh@tsinghua.edu.cn