洪澤湖濕地退化區植被構建技術效果評估

李成之，董 倩，郭晏汝，莊 犁

(1.江蘇省泗洪洪澤湖濕地國家級自然保護區管理處，江蘇泗洪 223900；2.南京大學生命科學學院，江蘇南京 210046；3.南京樸厚生態科技有限公司，江蘇南京 210046)

湖泊生態系統具有調蓄水資源、改良水質、提供動物棲息地、調節局部氣候等重要的生態學意義，包括水陸交錯帶和敞水區，與河流相比，湖泊生態系統流動性差，物質交互緩慢，含氧量相對較低，更容易被污染。洪澤湖是我國第四大淡水湖、江蘇省第二大淡水湖，是南水北調工程重要的水源地和調節湖泊，近年來，由于圍湖造田、圍網養殖、過度捕撈等人類活動的嚴重干擾，洪澤湖及湖區濕地面臨著生態功能萎縮、生境破碎化程度升高、生物多樣性下降等一系列問題，有研究表明，濕地退化已經成為限制洪澤湖區可持續發展的主要因素。為了探究洪澤湖水質主要限制因子，在湖區范圍內已經開展了許多科學研究，表明TN、COD和TP是洪澤湖水環境治理最重要的控制因子，特別是氮、磷已經成為湖區主要超標的污染物，湖區總體僅達到Ⅳ類水質標準。在針對影響湖區水質的主要因子的研究中發現，建設用地、圍網和圍圩養殖面積增加以及景觀破碎化增強與湖區TN、TP濃度上升呈顯著正相關。為了改善洪澤湖區及湖區濕地的生態環境，有必要通過退漁還濕、退圩還湖、兩船清理、十年禁漁、增殖放流和生態移民等措施，減少人類活動干擾，促進洪澤湖濕地的生態恢復。

據調查，洪澤湖區拆除圍網大面積退漁還濕后，由于湖區景觀單一、生態位空缺，導致外來物種喜旱蓮子草(，又稱水花生)入侵并大肆蔓延，形成單優群落，有研究表明，水花生群落的水環境效益較差，且會造成本土物種多樣性下降。保護區范圍內有約0.3萬hm的生態脆弱區亟待修復，多樣性植被構建與適應性管理有可能對水花生的入侵起到抑制作用，并促進湖區濕地生態系統功能提高。對此，在江蘇泗洪洪澤湖濕地國家級自然保護區懷洪新河入湖口北側開展了濕地退化區的水生植被修復技術應用示范與推廣工程，對湖區進行植被和生態環境的修復。該項目對生態系統的修復工程包括湖區地貌改造、土著物種再植、水生群落重建等，以實現洪澤湖區生物多樣性提高和水環境改善的目標。將研究示范區水生植被修復技術推廣應用至保護區其他生態脆弱區甚至將要實施退漁還濕的江蘇省其他湖泊濕地區域上，將產生巨大的生態效益和社會效益。該研究主要針對該水生植被修復技術應用示范與推廣工程，通過對生物多樣性、水質指標、沉積物指標的檢測，評估該項目工程對洪澤湖區生態環境的修復效果。

1 資料與方法

洪澤湖是由黃河奪淮形成，洪澤湖區(118°10′～118°52′E、 33°06′～33°40′N)位于我國江蘇省淮安市與宿遷市，涉及淮陰區、宿豫區、洪澤區、盱眙縣、泗陽縣、泗洪縣6個區縣，在南水北調工程中發揮重要的調節作用。水域總面積1 708 km，湖區流域保護面積達3 704 km，平均水深1.90 m，最大水深可達4.50 m，平均入湖水量342億m，出湖水量313億m，平均水位12.55 m。

本植被景觀構建技術項目范圍為江蘇泗洪洪澤湖濕地國家級自然保護區懷洪新河入湖口北側，溧河洼區域，中心地理位置為118°13′26.630″～118°13′30.782″E、33°14′11.420″～33°14′12.869″N，總面積約18 600 m(圖1)。項目區為新拆圍網水域，景觀和生物多樣性退化嚴重。但其水下微地形、水環境在圍網拆除區域具有典型代表性，同時該區域位于暖溫帶與北亞熱帶分界線，水域水深常年保持在2 m上下，溫度和光照等條件適合浮游生物及沉水、挺水植物的生長繁殖。

注：a.俯瞰圖；b.植被恢復設計圖；c.地形整理設計圖 Note:a.Aerial view;b.Vegetation restoration design;c.Terrain consolidation design圖1 項目區示意圖Fig.1 Schematic diagram of the project area

2021年6月，在項目區根據群落類型采集水質樣品和沉積物樣品，具體采樣編號及對應位置和群落類型見表1和圖2。另外在不同的恢復區域隨機取1 m×1 m樣方，統計樣方內植被蓋度、物種類型及分布比例。

將采集好的樣品進行分類測定，測定均依照國家水質和土壤測定標準，水質樣品檢測方法具體見表2，沉積物樣品檢測方法具體見表3。

將采集的樣方數據按照恢復區分類整理，分別計算樣方內群落的Simpson多樣性指數()、Shannon-Wiener多樣性指數(′)和Pielou均勻度指數()。Simpson多樣性指數描述的是從一個群落中連續2次抽樣所得到的個體數屬于同一種的概率；Shannon-Wiener多樣性指數借用了信息論的方法，測量對象是系統的序或無序的含量，反映了群落物種構成的復雜性；Pielou均勻度指數反映群落均勻度。計算公式如下：

(1)

(2)

(3)

式中，為物種數；為種的個體數占群落中總個體數的比例。

以上計算均由Excel 2020軟件完成，并使用RStudio 4.0.5 繪制條形圖并進行單因素方差分析(ANOVA)，分析結果包含在條形圖中。

2 結果與分析

從表4可以看出，對照區優勢

表1 水質和沉積物樣品采集信息

種有水花生()和蘆葦()等，試驗區優勢種有水蓼()、莎草()、酸模()、蛇床()等草本植物和荇菜()、狐尾藻()、菹草()、浮萍()等水生植物。此次調查共記錄植物33種，分屬23科32屬。其中禾本科植物種數最多(4種)，其次為莎草科(3種)、菊科(2種)、蓼科(2種)、十字花科(2種)、水鱉科(2種)、眼子菜科(2種)等。

注：a.試驗區；b.對照區 Note:a.Experimental area;b.Control area圖2 項目區采樣點示意圖Fig.2 Diagram of sampling points in the project area

表2 水質樣品采集檢測方法

表3 沉積物樣品采集檢測方法

據統計，項目區內優勢種基本情況如表5所示，根據《中國植被》對植物生活型的劃分，項目區植物以多年生草本為主，依據植物對水分的適應特點，項目區植物以水生植物為主。

從圖3可以看出，各樣方蓋度之間差異性不顯著(=0.080 2)，對照區植被平均蓋度為77.22%，除蘆葦區(82.26%)外，對照區植被蓋度高于其他區域，且明顯高于自然區(46.36%)、浮葉區(70.29%)和沉水區(58.18%)。

表4 各區域樣方物種組成統計

表5 樣方內優勢種基本情況

圖3 樣方蓋度統計Fig.3 Statistics of quadrat coverage

從圖4可以看出，各區域Simpson多樣性指數()有極顯著差異(=0.001 63)，除蘆葦區外，其余區域指數都大于對照區，特別是自然區和浮葉區，多樣性明顯高于對照區。各區域Shannon-Wiener多樣性指數(′)也有極顯著差異(=0.001 02)，且趨勢與指數一致，當′指數大于0且小于1時，生物多樣性較差，′指數大于等于1時，生物多樣性良好，除自然區、香蒲區、沉水區生物多樣性良好外，其余區域多樣性均較差。各區域Pielou均勻度指數()有極顯著差異(=0.000 657)，對照區均勻度顯著高于試驗區，當指數為0.8以上時，生物均勻度較好。

圖4 樣方內生物D指數、H′指數和J指數Fig.4 D index,H′ index and J index of organisms in the quadrat

從項目區內各采樣點水質物理指標(圖5)可以看出，各樣點水質電導率(EC)無顯著差異(=0.811)。對照區氧化還原電位(ORP)與試驗區各組間無顯著差異(=0.174)，但對照區氧化還原電位(207.13 mV)明顯高于漂浮區(195.27 mV)。各樣點水面溫度有顯著差異(=0.009)，航道區(27.13 ℃)和對照區(27.33 ℃)水面溫度明顯低于各試驗區。各樣點水質透明度也有顯著差異(=0.009)，表現為對照區水質透明度(0.39 m)明顯低于漂浮區(0.43 m)和挺水區(0.43 m)。

圖5 各采樣點水質物理指標Fig.5 Physical indicators of water quality at each sampling point

將樣點水質化學指標與《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)進行對比，結果發現(圖6)，各區域高錳酸鹽指數(COD)有顯著差異(=0.007)，航道區(6.40 mg/L)和對照區高錳酸鹽指數(6.67 mg/L)明顯低于挺水區(6.94 mg/L)和敞水區(7.42 mg/L)，各區域高錳酸鹽指數均符合Ⅳ類水標準。而各個樣點硝酸鹽氮(=0.712，達到國家標準)、氨氮(=0.279，均達到 Ⅰ 類水標準)、總氮(=0.667，均達到Ⅱ類水標準)、總磷(=0.550，均達到Ⅳ類水標準)含量均無顯著差異。各區域水樣pH有極顯著差異(=0.000)，航道區(7.48)和對照區(7.46)pH均低于試驗區，但都在國家標準范圍內。各區域水樣溶解氧(DO)有極顯著差異(=0.000)，其中航道區(5.96 mg/L)和對照區(5.78 mg/L)符合Ⅳ類水標準，明顯低于試驗區(Ⅰ 類水標準)。各區域硝酸根離子有顯著差異(=0.002)，且對照區(0.26 mg/L)明顯低于其他區域。

圖6 各采樣點水質化學指標Fig.6 Chemical properties of water quality at each sampling point

各區域沉積物中總氮(=0.000)、總磷(=0.022)、有機碳(=0.021)含量均有顯著差異(圖7)。對照區總氮(2.51 g/kg)和有機碳(20.40 g/kg)含量明顯高于其他區域，對照區(394.67 mg/kg)和航道區(521.33 mg/kg)總磷含量明顯高于試驗區。

各區域沉積物粒度分布及含水率統計如圖8所示，航道區和對照區沉積物砂粒含量明顯多于試驗區，各區域沉積物含水量有極顯著差異(=0.001)，其中對照區土壤含水率(61.70%)明顯高于其他區域。

3 討論

項目區植被恢復以自然恢復為主，人工種植為輔，經過1年時間的恢復，除蘆葦區外，其余區域都保持了良好的生物多樣性和植被蓋度。對照區主要群落為水花生群落，植被蓋度較高，遮擋了陽光照射進水面，導致其他植物缺氧，不能生長繁殖。項目區建設的圍欄有效地阻擋了水花生的蔓延，在項目區內少有水花生發現，說明圍欄的設置對生物多樣性的提高有一定的積極作用。

試驗區內的蘆葦區植被蓋度高于對照組，且生物多樣性指數也比較低，在區域內沒有發現蘆葦群落，優勢群落為水蓼群落，說明蘆葦區的植被恢復效果較差，環境不適宜蘆葦群落的生存。可能是因為在蘆葦島西側與對照區相連，沒有圍欄阻擋。

對照區與項目區的水質差異主要體現在溫度、透明度、高錳酸鹽指數、溶解氧和硝酸根離子上，特別是溶解氧的差異較大，項目區與對照區達到的水質標準相差2個等級。

對照區水溫明顯低于項目區，可能是由于對照區水花生泛濫，有效阻擋了陽光的照射，導致水面溫度降低，雖然這可能對水質有積極作用，但水花生對陽光的阻擋在一定程度上還是會造成水體缺氧，導致水質變差。對照區水體透明度的降低也印證了水質下降，表明藻類繁殖比較旺盛，沉水植物生存條件較差。

高錳酸鹽指數是反映水體中有機及無機可氧化物質污染的常用指標，指數越高，表明水體有機污染程度越高。項目區特別是敞水區的高錳酸鹽指數較高，反映出敞水區有一定程度的富營養化。同時，敞水區的硝酸根濃度也明顯高于其他區域，也代表了敞水區的水體有富營養化的特征，說明植物的存在對湖區富營養化有一定的改善效果，敞水區植被仍處于演替初期階段，對水質的凈化作用較弱，但從水體的其他化學指標綜合對比來看，敞水區水質條件優于對照區。試驗區與對照區差異最大的水質因子是溶解氧，經過植被恢復后，試驗區水體溶氧量提升了3個等級，顯著改善了水體的水質和植被生長環境。

圖7 各采樣點沉積物化學性質Fig.7 Chemical properties of sediments at each sampling point

圖8 各采樣點沉積物物理性質Fig.8 Physical properties of sediment at each sampling point

對照區沉積物的碳、氮、磷含量都明顯高于試驗區，可能是由于水花生對水面的覆蓋造成水體溶氧量下降，水體整體是缺氧環境，有機污染物不能及時分解，沉降到了湖底沉積物中。底泥的富營養化可能會隨著水體的循環擾動重新進入水體中，造成水體的富營養化。

4 結論

通過對洪澤湖濕地圍網拆除區的水生植被修復技術應用示范與推廣工程，項目區內的生物組成和多樣性得到顯著恢復；項目區水質情況有所改善，但敞水區由于水生植被尚處于群落演替發育早期，缺少植物凈化，硝酸鹽氮含量較高，但整體水質特別是溶氧量相比對照區有明顯提升；沉積環境富營養化顯著改善，項目工程初步取得了良好的效果。

然而項目區建成后湖區生態系統修復期只有1年的時間，植被演替仍處在初期先鋒階段，群落結構比較單純，植被對水質和沉積環境的改造作用還不明顯，生態系統相對不穩定，需要持續跟進對項目進行檢測評估，以全面評價植被景觀構建修復技術的整體效果。