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(píng)價(jià)*

馮建祥 寧存鑫 朱小山 林光輝

(1. 清華大學(xué)深圳研究生院海洋學(xué)部 深圳 518055; 2. 中山大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院 廣州 510275; 3. 哈爾濱工業(yè)大學(xué)深圳研究生院土木環(huán)境與工程學(xué)院 深圳 518055; 4. 清華大學(xué)地球系統(tǒng)科學(xué)系 北京 100084)

濱海濕地在全球生物地球化學(xué)循環(huán)中扮演著重要的角色, 同時(shí)也承載著豐富的生物多樣性和復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能(Gedan et al, 2009)。因位于海陸交錯(cuò)地帶, 濱海濕地是脆弱的生態(tài)敏感區(qū)(張曉龍等,2005), 承受著來自人類活動(dòng)以及全球環(huán)境變化的雙重威脅, 不僅導(dǎo)致其面積下降, 生態(tài)系統(tǒng)功能也逐漸退化(Comeaux et al, 2012)。因此, 加強(qiáng)對(duì)濱海濕地的保護(hù)和已退化濱海濕地的生態(tài)修復(fù)成為當(dāng)務(wù)之急,也是當(dāng)前生態(tài)學(xué)研究的熱點(diǎn)問題(Spencer et al,2012)。我國(guó)已開展了大量的濱海濕地修復(fù)工程(張悅等, 2013), 然而, 多數(shù)生態(tài)修復(fù)工程完成后, 由于缺乏后續(xù)資金投入和人員管理, 導(dǎo)致項(xiàng)目結(jié)束便陷入停滯。而且濕地修復(fù)中, 其生物多樣性和物質(zhì)循環(huán)等生態(tài)功能的恢復(fù)本身就是一個(gè)漫長(zhǎng)的過程(Moreno-Mateos et al, 2012), 而修復(fù)的主要目的是使其具有與自然濕地相近的動(dòng)植物群落結(jié)構(gòu)以及生態(tài)服務(wù)功能,因此, 為更科學(xué)而有效的管理和修復(fù)濱海濕地, 亟需在生態(tài)系統(tǒng)層面對(duì)已修復(fù)濱海濕地的結(jié)構(gòu)和功能進(jìn)行長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)。

紅樹林濕地是位于熱帶亞熱帶地區(qū)的濱海木本植物群落, 具有重要的生態(tài)服務(wù)價(jià)值(Alongi, 2014)。近年來, 紅樹林不僅受到水產(chǎn)養(yǎng)殖、圍海造田和生態(tài)旅游等人為活動(dòng)的嚴(yán)重干擾, 還逐漸被入侵種互花米草(Spartina alterniflora)所威脅(Zhang et al, 2012)。利用本土紅樹植物, 結(jié)合物理手段對(duì)互花米草進(jìn)行生態(tài)替代, 以抑制互花米草生長(zhǎng)和擴(kuò)張, 恢復(fù)原有生境, 可作為互花米草治理的重要手段(Feng et al,2014)。而本土紅樹植物替代互花米草后, 其生物群落結(jié)構(gòu)及物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)等功能特征是否得到修復(fù), 則需要后續(xù)的監(jiān)測(cè)和評(píng)價(jià)。本文在整合生態(tài)系統(tǒng)層面指標(biāo)因子的基礎(chǔ)上, 借鑒美國(guó)濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康評(píng)價(jià)方法—快速評(píng)價(jià)法(rapid assessment method, RAMs)(Steinet al, 2009), 建立了基于灰色聚類分析的濱海濕地生態(tài)修復(fù)綜合評(píng)價(jià)方法, 并對(duì)福建云霄漳江口的本土紅樹植物替代入侵種互花米草樣地的生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行了評(píng)價(jià)。

1 材料與方法

1.1 研究地點(diǎn)

本 研 究 地 點(diǎn) 位 于 福 建 云 霄 (23°55.719′N,117°26.436′E), 地處漳江入海口, 毗鄰漳江口紅樹林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū), 該地區(qū)為不規(guī)則半日潮, 年平均氣溫為 22.2°C, 年平均降水量為 1871.2mm。2010年10月開展了“刈割+高程抬高+本土紅樹植物替代”的方法防控互花米草, 選取物種為秋茄(Kandelia obovata), 實(shí)施面積為 14.7hm2(4年秋茄種植樣地,PKO)。在臨近工程樣地 500m處, 存在左右的面積約為 1hm2秋茄替代互花米草修復(fù)區(qū) (15年秋茄種植樣地, DKO), 約種植于2000年。同時(shí)選取修復(fù)樣地周邊未處理的互花米草群落做為負(fù)向?qū)φ諛拥?互花米草群落, SA), 選取紅樹林保護(hù)區(qū)的至少50年歷史的原生天然秋茄林作為正向?qū)φ諛拥?天然秋茄林, NKO) (圖1)。

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

對(duì)濱海濕地修復(fù)效果進(jìn)行評(píng)價(jià), 首先要明確該修復(fù)工程的原初目標(biāo)、待修復(fù)濕地的結(jié)構(gòu)和功能特征以及最顯著的退化問題(黃海萍等, 2015)。本文生態(tài)修復(fù)目標(biāo)是利用本土紅樹植物抑制互花米草生長(zhǎng),并逐漸修復(fù)紅樹林特有的結(jié)構(gòu)和功能, 成為較為健康的生態(tài)系統(tǒng)。因此, 篩選出如下適宜指標(biāo)對(duì)該類型濱海濕地修復(fù)進(jìn)行評(píng)價(jià)(表1):

1.2.1 生物群落結(jié)構(gòu)特征 植物群落的調(diào)查開展于2014年08月, 于互花米草群落中選擇50cm×50cm小樣方, 刈割地上部分, 烘干后稱量干重得到負(fù)向?qū)φ諛拥鼗セ撞萆锪俊Ｐ迯?fù)樣地(PKO、DKO)和正向?qū)φ諛拥?NKO)內(nèi), 選擇 10m×10m 的樣方, 測(cè)量樣方內(nèi)每棵植株的基徑、高度、胸徑等。

圖1 福建云霄漳江口紅樹林替代互花米草生態(tài)修復(fù)樣地示意圖Fig.1 Sampling sites in mangrove wetlands after replacing S. alterniflora with native K. obovata in Zhangjiang River estuary, Yunxiao,Fujian

表1 濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)指標(biāo)體系Tab.1 System of indices for restoration assessment of the coastal wetland

底棲動(dòng)物采樣于各樣地內(nèi)均設(shè)三條樣線, 每條樣線隔 200m設(shè)一個(gè)取樣點(diǎn), 每個(gè)樣點(diǎn)上挖取25cm×25cm面積內(nèi), 深度為20cm的底泥, 用500μm的篩網(wǎng)淘洗底泥, 獲取滯留在篩網(wǎng)上的大型底棲動(dòng)物樣品, 利用 4%的甲醛固定后, 送至國(guó)家海洋局第三海洋研究所底棲動(dòng)物實(shí)驗(yàn)室, 進(jìn)行大型底棲動(dòng)物鑒定, 計(jì)數(shù)和稱重, 獲取物種, 豐度和生物量數(shù)據(jù),計(jì)算Shannon-Wiener指數(shù)。

1.2.2 非生物環(huán)境質(zhì)量特征 本文選取單因子污染指數(shù)法對(duì)濕地沉積物生源要素健康風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià):

其中, Pi為單項(xiàng)指標(biāo)的評(píng)價(jià)指數(shù), Ci為評(píng)價(jià)因子i的實(shí)測(cè)值, 而Cs則為評(píng)價(jià)因子i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值。本文采用加拿大安大略省制定的環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)(李任偉,1998), 稍作修改, 以能引起最低級(jí)別生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的總有機(jī)碳(TOC, 1%)、總氮(TN, 550mg/kg)和總磷(TP,600mg/kg)含量為標(biāo)準(zhǔn), 根據(jù) Pi得分大小, 將評(píng)價(jià)區(qū)域的健康風(fēng)險(xiǎn)劃分為五個(gè)級(jí)別: Ⅰ級(jí)表示非常清潔,即0

1.2.3 生態(tài)系統(tǒng)功能特征 紅樹林植被生物量基于植被群落調(diào)查得到的紅樹高度、基徑和胸徑數(shù)據(jù), 利用如下的異速生長(zhǎng)方程方法進(jìn)行計(jì)算(Tam et al, 1998):

其中, WAGB和WBGB分別為地上生物量和地下生物量,D為紅樹植物胸徑, H為紅樹植物高度。

土壤碳庫(kù)則通過采集 0—60cm范圍內(nèi)的沉積物,將其分為0—10cm, 10—20cm, 20—40cm, 40—60cm四層, 研磨后利用1mol/L的稀鹽酸去除土壤無機(jī)碳,用Elementar Macrocube元素分析儀分析土壤TOC含量, 計(jì)算0—60cm土壤總碳庫(kù):

其中, TOCpool為0—60cm內(nèi)土壤總碳庫(kù), TOCi為第i層的土壤有機(jī)碳含量, BDi為第i層的土壤容重(Bulk density), Di為第i層土壤的深度。

底棲動(dòng)物食物源貢獻(xiàn)比例, 通過測(cè)定各食物源(互花米草、秋茄、底棲微藻SOM及浮游微藻POM)和所選取的底棲動(dòng)物的碳穩(wěn)定同位素(δ13C), 利用穩(wěn)定同位素溯源軟件MixSIR計(jì)算得到。

1.2.4 濕地生態(tài)修復(fù)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)及評(píng)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)并賦予得分。生物群落結(jié)構(gòu)和生態(tài)系統(tǒng)功能指標(biāo)(表 1)等級(jí)劃分, 以正向或負(fù)向?qū)φ諛拥貭顟B(tài)為標(biāo)準(zhǔn), 計(jì)算修復(fù)比例(restoration ratio, RR), 表示如下:

其中, 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)紅樹植物高度(C2)、紅樹植物基徑(C3)、底棲動(dòng)物豐度(C4)、底棲動(dòng)物生物量(C5)、底棲動(dòng)物Shannon-wiener多樣性指數(shù)(C6)、植物生物量(F1)、沉積物碳庫(kù)(F2)和特征動(dòng)物食物來源比例(F3)以正向?qū)φ諛拥?NKO進(jìn)行計(jì)算, 而遞減型指標(biāo)互花米草生物量(C1)則以負(fù)向?qū)φ諛拥豐A進(jìn)行計(jì)算。

根據(jù)計(jì)算所得修復(fù)比例, 劃分如下等級(jí)并予以賦分, 遞增性指標(biāo)等級(jí)為 0≤RR<25、25≤RR<50、50≤RR<75、75≤RR<95、95≤RR<100, 對(duì)應(yīng)得分分別為 0、1、2、3、4。遞減型指標(biāo)等級(jí)為 100≥RR>75、75≥RR>50、50≥RR>25、25≥RR>5、5≥RR>0, 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)單因子污染指數(shù)以及等級(jí)劃分, 分別對(duì)重度污染Ⅴ級(jí)、中度污染Ⅳ級(jí)、輕度污染Ⅲ級(jí)、清潔Ⅱ級(jí)和非常清潔Ⅰ級(jí)賦予得分, 分別為 0、1、2、3、4。

完成等級(jí)劃分后, 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(jí)分界界限, 確定某一指標(biāo)對(duì)相應(yīng)等級(jí)的隸屬度(周林飛等, 2007):

其中,x為待評(píng)價(jià)指標(biāo)值,表示第j個(gè)指標(biāo)被劃分為第k個(gè)灰類的白化權(quán)函數(shù),則表示指標(biāo)j的k級(jí)界限。

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)類別的隸屬度進(jìn)行計(jì)算, 然后將隸屬度得分化, 計(jì)算該指標(biāo)的修復(fù)效果評(píng)分(restoration score, 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。

在獲得所有指標(biāo)的修復(fù)效果評(píng)分之后, 采用如下步驟獲得生態(tài)系統(tǒng)層次的最終生態(tài)修復(fù)效果評(píng)分(ecosystem-level restoration score, ERS)。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)象層指標(biāo)數(shù)目, 獲取對(duì)象層修復(fù)效果評(píng)分。因?yàn)I海濕地生態(tài)修復(fù)評(píng)價(jià)中, 每個(gè)指標(biāo)類別都具有相似的生態(tài)重要性, 在評(píng)價(jià)中應(yīng)被賦予相同的權(quán)重(Steinet al, 2009, Staszaket al, 2012), 因此, 最終生態(tài)修復(fù)效果評(píng)分按公式(8)獲得:

其中, RSj為第j類對(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)、RSE(非生物環(huán)境質(zhì)量層)和 RSF(生態(tài)系統(tǒng)功能層)三類。

采用等間距法, 按最大可能總得分4分的20%、40%、60%、80%, 將最終生態(tài)修復(fù)效果評(píng)分劃分為五個(gè)等級(jí), 其代表的意義如表2。

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

2 結(jié)果

2.1 生物群落結(jié)構(gòu)特征

自2013年8月—2014年8月, 每半年一次的監(jiān)測(cè)結(jié)果顯示, PKO樣地內(nèi)秋茄的高度和基徑逐漸增大(圖 2), 且樣地內(nèi)未發(fā)現(xiàn)互花米草, 表明高密度種植紅樹秋茄幼苗短期內(nèi)形成郁閉的紅樹植物群落,可成功抑制互花米草生長(zhǎng)。2014年 8月的調(diào)查結(jié)果顯示, DKO內(nèi)秋茄高度和基徑顯著高于PKO, 但依舊顯著低于NKO樣地(P<0.01)。

圖2 秋茄植物高度和基徑隨修復(fù)的變化及其與原生秋茄的比較Fig.2 Comparison of height and basal diameter of K. obovata during the restoration

對(duì)于大型底棲動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)特征, 相比修復(fù)前互花米草樣地SA和天然秋茄樣地NKO, 兩個(gè)修復(fù)樣地PKO和DKO內(nèi)大型底棲動(dòng)物的總豐度與之都不存在顯著差異(P>0.05, 圖3), 但就平均值而言, 平均總豐度隨著修復(fù)而逐漸增大; PKO和DKO的總生物量均顯著低于SA和NKO (P<0.05), 而前二者之間和后二者之間均不存在顯著差異(P>0.05)。四個(gè)樣地之間大型底棲動(dòng)物的 Shannon-Wiener指數(shù)之間差異均不顯著。

種植前期幼苗階段, 秋茄生長(zhǎng)速度較快, 修復(fù) 4年后高度和基徑的修復(fù)比例分別達(dá)到 34.71%±1.25%和41.07%±3.24%(圖4)。隨著修復(fù)的進(jìn)行, 秋茄生長(zhǎng)速度逐漸變緩, 修復(fù)時(shí)間約15年的DKO樣地內(nèi), 秋茄高度和基徑的修復(fù)比例僅為 64.43%±1.37%和68.31%±11.95%, 這表明作為木本紅樹植物生長(zhǎng)和修復(fù)較為緩慢。對(duì)于底棲動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)特征, 其修復(fù)比例變動(dòng)較大, 而且PKO與DKO之間差異不顯著(圖4)。

圖3 大型底棲動(dòng)物群落總豐度、總生物量及Shannon-wiener多樣性指數(shù)隨修復(fù)的變化及其與原生紅樹林的比較Fig.3 Comparisonin total density, total biomass, and Shannon-wiener index for benthic macfaunal community under restoration.

圖4 修復(fù)樣地內(nèi)紅樹植物群落特征修復(fù)比例和大型底棲動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)特征修復(fù)比例Fig.4 Restoration ratios of community structure characteristics of mangrove and benthic macarofauna

2.2 沉積物生源要素含量及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

互花米草被秋茄替代后, 表層沉積物TOC和TN含量均會(huì)顯著下降, 而兩個(gè)修復(fù)樣地之間TOC和TN含量不存在顯著差異, NKO樣地具有最高的TOC和TN含量(P<0.05)。TN含量在各樣點(diǎn)之間差異不顯著(P>0.05)。表層沉積物生源要素生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示(表3), NKO和SA內(nèi)沉積物嚴(yán)重受到氮污染, 均處于重度污染水平。除PKO和DKO內(nèi)TOC生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)為清潔外, SA和NKP樣地的TOC生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)和所有樣地 TN的風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)均為輕度污染, 表明漳江口地區(qū)濕地沉積物已受到有機(jī)碳污染, 雖然多數(shù)仍處在生物尚可承受的范圍, 但若紅樹林內(nèi)沉積物碳含量進(jìn)一步增大 TOC污染則會(huì)有進(jìn)一步升級(jí)的風(fēng)險(xiǎn)。

表3 各樣地表層沉積物碳氮磷生源要素含量及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)級(jí)Tab.3 The concentration and ecological risk assessment for the organic carbon, total nitrogen, and total phosphorus in surface sediment

2.3 濕地碳庫(kù)功能

秋茄的生物量隨濕地修復(fù)逐漸增大, 按順序遞增PKO< DKO

互花米草被去除后表層土壤碳含量表現(xiàn)出下降的趨勢(shì), 但其土壤碳庫(kù)并未下降, 即SA和PKO土壤碳庫(kù)差異不顯著。而隨修復(fù)進(jìn)行, 濕地土壤碳庫(kù)有所增大, 導(dǎo)致DKO土壤碳庫(kù)顯著高于PKO, 但依舊顯著低于天然秋茄 NKO樣地土壤碳庫(kù)(P<0.05)。PKO和 DKO土壤碳庫(kù)的修復(fù)比例分別為 50.14%±4.04%和 63.05%±2.01%, 土壤碳庫(kù)修復(fù)比例明顯高于生物量的修復(fù)比例。

圖5 秋茄生物量以及各樣地土壤碳庫(kù)隨濕地修復(fù)的變化Fig.5 Comparisonin biomass of K. obovata and organic carbon pool in soil during restoration

2.4 濕地食物網(wǎng)功能

如圖6所示, 互花米草入侵后, SA內(nèi)底棲蟹類和螺類的食物有機(jī)碳源幾乎完全轉(zhuǎn)變?yōu)橐曰セ撞轂橹? 其平均貢獻(xiàn)率在 80%以上, 對(duì)褶痕相手蟹(Sesarma plicata)的貢獻(xiàn)率甚至達(dá)到 100%。而 PKO內(nèi), 互花米草對(duì)兩種底棲動(dòng)物的食物有機(jī)碳貢獻(xiàn)率并未下降, 對(duì)珠帶擬蟹守螺(Cerithidea cingulata)的貢獻(xiàn)比例反而出現(xiàn)上升, 達(dá)到98%。但隨著修復(fù)時(shí)間的增長(zhǎng), 紅樹植物秋茄的凋落物產(chǎn)量和地下生物量會(huì)逐漸增大, 使得互花米草對(duì)底棲動(dòng)物食物源的貢獻(xiàn)度呈現(xiàn)下降趨勢(shì), DKO內(nèi)互花米草對(duì)兩種底棲動(dòng)物的平均貢獻(xiàn)度分別下降到 28.3%和 49.5%, 但與NKO相比存在較大差距。

2.5 濕地生態(tài)修復(fù)評(píng)價(jià)評(píng)分及評(píng)價(jià)結(jié)果

濕地生態(tài)修復(fù)效果最終評(píng)分顯示(表 4), PKO和DKO 的評(píng)分等級(jí)分別為“差”和“中”, 其生物群落結(jié)構(gòu)得分都超過2.4, 達(dá)到了“良”的級(jí)別; 而PKO因修復(fù)時(shí)間短, 紅樹植物高度和基徑得分較低, 但兩樣地底棲動(dòng)物 Shannon-wiener多樣性指數(shù)得分別達(dá)到了“優(yōu)”和“良”的級(jí)別。非生物環(huán)境質(zhì)量方面, 兩個(gè)修復(fù)樣地得分均較低, 處于“差”的等級(jí), 這與整個(gè)漳江口紅樹林生態(tài)系統(tǒng)受到了氮和磷污染威脅有關(guān)。生態(tài)系統(tǒng)功能方面, PKO樣地因植被生物量和食物網(wǎng)功能修復(fù)比例低, 處于“劣”的等級(jí), 而DKO食物網(wǎng)功能指標(biāo)修復(fù)比例高, 達(dá)到了“優(yōu)”的級(jí)別, 因此生態(tài)系統(tǒng)功能評(píng)分接近“良”的水平。以上結(jié)果表明, 從替代互花米草的角度, 該類型濕地生態(tài)修復(fù)達(dá)到了目的, 但是從生態(tài)系統(tǒng)層次進(jìn)行評(píng)價(jià), 即使如 DKO樣地經(jīng)過了十余年的修復(fù), 與天然紅樹林生態(tài)系統(tǒng)依舊存在很大差距, 木本紅樹林生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)具有緩慢性和長(zhǎng)期性的特點(diǎn)。

圖6 各樣地內(nèi)大型底棲動(dòng)物褶痕相手蟹(Sesarma plicata)和珠帶擬蟹守螺(Cerithidea cingulate)食物有機(jī)碳貢獻(xiàn)率Fig.6 Contribution of different food organic carbon sources to crab Sesarma plicata and gastropod Cerithidea cingulate

表4 福建漳江口紅樹林生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)評(píng)分表Tab.4 Score of the assessment on restoration effectiveness for mangrove wetland in Zhangjiang River estuary

3 討論

互花米草作為世界上最成功入侵物種之一, 近年來已成功侵入中國(guó)東南沿海紅樹林生態(tài)系統(tǒng), 并被認(rèn)為會(huì)對(duì)紅樹幼苗的更新和生長(zhǎng)造成負(fù)面影響(Zhanget al, 2012, 黃冠閩等, 2013), 因而有必要對(duì)互花米草進(jìn)行防治和管理。為避免化學(xué)方法帶來的二次污染, 結(jié)合物理手段, 對(duì)互花米草進(jìn)行生態(tài)替代是抑制其生長(zhǎng)和擴(kuò)散的一個(gè)重要手段(Fenget al, 2014,Zhou et al, 2015)。唐龍(2008)探討了采用刈割、淹水和蘆葦替代綜合途徑治理互花米草的可行性, 并有效恢復(fù)了本土蘆葦植被。在紅樹林區(qū), Zhou等(2015)發(fā)現(xiàn)無瓣海桑種植可有效抑制互花米草滋生和蔓延,然而同樣作為外來種的無瓣海桑可能會(huì)引入新的物種入侵風(fēng)險(xiǎn)。因此本研究探討了利用本土紅樹植物秋茄對(duì)互花米草進(jìn)行替代和治理的有效性, 并對(duì)其生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行了定量評(píng)價(jià)。

3.1 紅樹植物群落修復(fù)

本研究中, 修復(fù)樣地 PKO內(nèi)互花米草通過刈割方式的去除, 然后高密度(株距選擇為25cm×25cm)扦插胚軸培植秋茄幼苗。黃冠閩等(2013)發(fā)現(xiàn), 秋茄幼苗會(huì)因互花米草遮陰而生長(zhǎng)緩慢, 進(jìn)而由于互花米草倒伏而導(dǎo)致秋茄幼苗死亡。紅樹植物生長(zhǎng)較為緩慢,互花米草殘存的地下根莖一旦萌發(fā)重新生長(zhǎng), 形成的遮陰勢(shì)必會(huì)抑制秋茄幼苗的生長(zhǎng)。因此, 秋茄幼苗種植前期, 需要投入較多的人力對(duì)修復(fù)樣地進(jìn)行維護(hù)和管理, 定期刈割去除互花米草排除影響, 高密度種植也是為促使秋茄能夠占據(jù)生態(tài)位空間, 而一旦紅樹植物形成郁閉群落, 互花米草的生長(zhǎng)和擴(kuò)散將受到抑制(Zhang et al, 2012)。PKO修復(fù)樣地中, 秋茄經(jīng)過 4年的生長(zhǎng), 高度已達(dá) 1.55m, 雖與天然秋茄林相比修復(fù)比例僅為 34.7%, 評(píng)分處于“差”的等級(jí), 但其群落中已無互花米草生長(zhǎng), 達(dá)到了抑制入侵種并恢復(fù)本土植被群落的修復(fù)目的。修復(fù)時(shí)間約15年的DKO樣地, 在紅樹植物生長(zhǎng)指標(biāo)方面與天然秋茄林NKO依舊存在較大差距, 表明作為唯一生長(zhǎng)在濱海潮間帶的木本植物, 紅樹林群落的修復(fù)比較緩慢。

3.2 紅樹林內(nèi)底棲動(dòng)物群落修復(fù)

大型底棲動(dòng)物因其定居習(xí)性以及對(duì)環(huán)境變化的敏感性, 可以作為潮間帶重要生態(tài)過程的指示物, 而濱海濕地植被群落的改變勢(shì)必會(huì)對(duì)底棲動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)造成影響, 但互花米草入侵后底棲動(dòng)物群落如何響應(yīng)當(dāng)前尚無一致的結(jié)論(Chen et al, 2009)。本研究中, 不同樣地之間底棲動(dòng)物 Shannon-Wiener指數(shù)不存在顯著差異, 總豐度平均值在互花米草被去除后呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢(shì), 但差異性也不顯著。兩個(gè)修復(fù)樣地內(nèi)底棲動(dòng)物生物量比較天然秋茄林和互花米草均相對(duì)較低, 可能原因是修復(fù)樣地內(nèi)優(yōu)勢(shì)腹足類由大個(gè)體的查加擬蟹守螺轉(zhuǎn)變?yōu)樾€(gè)體的短擬沼螺所致(Feng et al, 2014), 即修復(fù)工程開展過程中物理干擾和紅樹植物種植導(dǎo)致的生境變化, 為底棲動(dòng)物提供了新的棲息空間和食物源, 會(huì)給某些機(jī)會(huì)主義物種帶來生存契機(jī)。修復(fù)樣地和對(duì)照天然秋茄林之間多樣性水平相近, 導(dǎo)致PKO和DKO在該項(xiàng)評(píng)分都達(dá)到“優(yōu)”的等級(jí), 但由于大型底棲動(dòng)物采樣中的局限性, 可能會(huì)低估某些運(yùn)動(dòng)能力強(qiáng)的蟹類如相手蟹類和某些樹棲性螺類如濱螺等在紅樹林生態(tài)修復(fù)效果評(píng)價(jià)中的作用, 而底棲蟹類高多樣性是紅樹林健康狀態(tài)的重要指示(Ashton et al, 2003), 因此, 在本文所選取的底棲動(dòng)物群落指標(biāo)之外, 在將來的工作中, 適當(dāng)篩選特征物種如相手蟹類作為評(píng)價(jià)指標(biāo)可能更為準(zhǔn)確合理。

3.3 漳江口紅樹林濕地生源要素生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

PKO和DKO樣地非生物環(huán)境質(zhì)量特征評(píng)分均較低, 處于“差”的等級(jí), 表明二者沉積物存在一定污染,具有潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。從沉積物單因子污染指數(shù)看,漳江口濱海濕地, 除PKO和DKO樣地TOC為評(píng)分等級(jí)為“清潔”外, 其他樣地各個(gè)指標(biāo)均超出正常范圍,尤其是SA和NKO樣地的TN已達(dá)到重度污染級(jí)別,表明漳江口紅樹林濕地和入侵后形成的互花米草濕地均受到了較嚴(yán)重的氮污染。濕地沉積物內(nèi)氮素主要來源于動(dòng)植物殘?bào)w歸還以及外源氮的輸入, 除互花米草和紅樹林群落內(nèi)自身凋落物輸入外, 漳江口濕地周邊大量水產(chǎn)養(yǎng)殖池塘養(yǎng)殖廢水和清淤沉積物的排放, 也可能是導(dǎo)致其氮污染嚴(yán)重的重要原因。互花米草群落沉積物氮污染指數(shù)評(píng)分最高, Peng等(2011)在崇明東灘的研究發(fā)現(xiàn)互花米草會(huì)通過從潮水中吸收無機(jī)氮而提升沉積物內(nèi)無機(jī)氮含量, 這可能也是漳江口互花米草沉積物氮污染較為嚴(yán)重的原因。互花米草入侵和定居會(huì)增大濱海濕地沉積物氮污染風(fēng)險(xiǎn),而紅樹替代互花米草會(huì)在一定程度上緩解這一趨勢(shì),從而利于濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康維持。

3.4 紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)功能修復(fù)

濱海濕地生態(tài)修復(fù)中, 生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)尤其是植被群落結(jié)構(gòu)的修復(fù)效果最受關(guān)注, 而生態(tài)系統(tǒng)功能指標(biāo)如濕地對(duì)食物網(wǎng)的支持功能同樣應(yīng)該予以考慮。紅樹林濕地具有相當(dāng)高的初級(jí)生產(chǎn)力和豐富的沉積物碳儲(chǔ)量, 同時(shí)為大量濱海水生動(dòng)物提供庇護(hù)和棲居場(chǎng)所, 也成為濱海生態(tài)系統(tǒng)復(fù)雜食物網(wǎng)的重要能量基礎(chǔ)(Alongi, 2014; Feng et al, 2014)。互花米草的生長(zhǎng)為其群落內(nèi)的底棲動(dòng)物提供了食物來源, 但也顯著限制了其他高質(zhì)量食物源如底棲微藻的能量供應(yīng),大大降低了底棲動(dòng)物食物源多樣性水平, 不利于食物網(wǎng)穩(wěn)定性(Howe et al, 2011)。生態(tài)修復(fù)開展初期,由于互花米草生物量殘?bào)w的存在以及周邊互花米草來源物質(zhì)輸入的影響, 底棲動(dòng)物食物有機(jī)碳源并未發(fā)生變化, 依舊以互花米草為主。而隨著紅樹植物的生長(zhǎng)和互花米草來源物質(zhì)輸入的下降, 底棲動(dòng)物的食物源已逐漸修復(fù), 本土食物有機(jī)碳源如微藻類物質(zhì)等的貢獻(xiàn)水平增大, 提高了底棲動(dòng)物食物源多樣性水平, DKO樣地的食物網(wǎng)功能評(píng)分已達(dá)到“優(yōu)”的等級(jí)。

與食物網(wǎng)功能高評(píng)分相反, DKO碳庫(kù)功能得分依舊較低, 這說明紅樹植物的生長(zhǎng)和濕地土壤碳庫(kù)的積累是緩慢而漫長(zhǎng)的過程。Moreno-Mateos等(2012)綜述了濕地生態(tài)修復(fù)工程開展多年以后, 生物群落結(jié)構(gòu)尤其是植物群落以及以碳為代表的生源要素的變化, 發(fā)現(xiàn)即便是生態(tài)修復(fù)實(shí)施幾十年后, 修復(fù)濕地這兩個(gè)方面與原生濕地差距依舊明顯。濕地生態(tài)修復(fù)中生態(tài)系統(tǒng)功能指標(biāo)的恢復(fù)具有緩慢性, 這提醒我們要加強(qiáng)現(xiàn)有濕地的保護(hù)和管理, 尤其對(duì)于受互花米草入侵威脅的濱海濕地生態(tài)系統(tǒng), 更要提高警惕,預(yù)防為主, 及時(shí)發(fā)現(xiàn), 盡早處理, 以避免互花米草對(duì)本土生物群落和生態(tài)系統(tǒng)功能產(chǎn)生危害。

濱海濕地類型復(fù)雜多樣, 通常評(píng)價(jià)指標(biāo)應(yīng)該根據(jù)待評(píng)價(jià)濕地的特點(diǎn)以及退化的原因和修復(fù)的目標(biāo),并遵循科學(xué)性、合理性以及可操作性等原則進(jìn)行篩選(張悅等, 2013), 同時(shí)應(yīng)該注重評(píng)價(jià)指標(biāo)的全面性和整體性。紅樹林生態(tài)系統(tǒng)具有復(fù)雜的生境異質(zhì)性、豐富的生物多樣性和多樣的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能(Alongi,2014)。本文在濱海紅樹林濕地修復(fù)評(píng)價(jià)指標(biāo)和方法方面做了探索, 但所選取的指標(biāo)顯然不能全面反映紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能修復(fù)狀況, 因此, 將來的工作中需要予以改進(jìn), 增加諸如微生物群落結(jié)構(gòu)變化和紅樹林防風(fēng)消浪生態(tài)功能等指標(biāo), 以提升評(píng)價(jià)結(jié)果的準(zhǔn)確性和可信度。

4 結(jié)論

本文針對(duì)互花米草對(duì)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的入侵和修復(fù)狀況, 構(gòu)建了相應(yīng)的濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果的評(píng)價(jià)指標(biāo)體系, 并基于灰色聚類分析對(duì)各單項(xiàng)指標(biāo)進(jìn)行了分值量化, 實(shí)現(xiàn)了在生態(tài)系統(tǒng)層面對(duì)濱海濕地生態(tài)修復(fù)效果的快速評(píng)價(jià)。對(duì)福建云霄漳江口本土紅樹植物秋茄替代互花米草生態(tài)修復(fù)樣地的評(píng)價(jià)顯示, 利用本土紅樹植物可以有效抑制互花米草生長(zhǎng),并促進(jìn)本土植被群落和底棲動(dòng)物多樣性的恢復(fù), 但工程實(shí)施前期管理維護(hù)是修復(fù)工作成功的重要保證,從而需要在修復(fù)過程中投入大量的人力物力。而且由于紅樹林自身生長(zhǎng)特性, 其植物群落結(jié)構(gòu)和生態(tài)系統(tǒng)功能的修復(fù)均較為緩慢, 可能需要數(shù)十年時(shí)間才能達(dá)到原生天然紅樹林濕地的水平。因此, 當(dāng)前中國(guó)濱海紅樹林濕地對(duì)互花米草的管理中, 預(yù)防入侵仍是關(guān)鍵, 而對(duì)入侵后的治理方式, 我們建議采取物理手段結(jié)合本土紅樹植物替代的綜合治理措施, 盡量降低對(duì)濕地結(jié)構(gòu)和功能的破壞。而從環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)的角度, 當(dāng)前漳江口紅樹林生態(tài)系統(tǒng), 尤其是被入侵種互花米草所占據(jù)的區(qū)域, 面臨著氮、磷污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 尤其是氮的污染達(dá)到“重度污染”等級(jí), 因此在加強(qiáng)濕地資源保護(hù), 推進(jìn)濕地修復(fù)工作開展的同時(shí), 也要合理規(guī)劃紅樹林濕地周邊養(yǎng)殖產(chǎn)業(yè)發(fā)展, 控制漳江上游工農(nóng)業(yè)和生活污染物質(zhì)的排放, 以降低對(duì)漳江口紅樹林濕地的環(huán)境威脅, 維護(hù)濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康。

致謝 感謝漳江口紅樹林自然保護(hù)區(qū)黃冠閩和吳秋城在采樣過程中的協(xié)助; 感謝國(guó)家海洋局第三海洋研究所江錦祥研究員對(duì)大型底棲動(dòng)物鑒定和分析提供的幫助。

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