深圳市東涌紅樹林生態環境地質特征

盧 薇，尹小玲，龔 鵬，張洪巖，易順民，邱瓊藝

（1. 廣東省科學院廣州地理研究所//廣東省地理空間信息技術與應用公共實驗室，廣州 510070；2. 深圳市自然資源和不動產評估發展研究中心//深圳市地質環境監測中心，廣東 深圳 518000；3. 華南師范大學 地理科學學院，廣州 510631）

紅樹林是熱帶和亞熱帶海灣河口泥灘鹽漬化沼澤上的鹽生森林植物群落，是陸地向海洋過渡的特殊生態系統，具有重要的生態環境服務功能（李振良 等，2021）。然而，由于地處海陸交界的特殊地帶，紅樹林也是全球最脆弱的生態系統之一，城市發展、環境污染、水產養殖等問題嚴重威脅著紅樹林的生長（Pham et al., 2016）。近年來，隨著國家對紅樹林保護的重視以及深圳致力于打造園林城市，相關部門開展了眾多針對紅樹林的保護和恢復工作，使得紅樹林的面積得到一定恢復（丘建煌等，2021），林分質量也得到一定程度的提升（關開朗 等，2021），東涌紅樹林即是其中之一。

東涌紅樹林位于深圳市大鵬半島自然保護區內，擁有豐富的紅樹林濕地資源，特別是東涌的海漆林，是中國保存較完整、面積較大、具有典型海漆景觀外貌的紅樹林（Ye et al., 2013），極具觀賞與生態保育價值。因其典型性和重要性，關于東涌紅樹林的研究較多：如張倬綸等（2012）經分析得出，水質污染和船舶航行等人類活動是妨礙東涌紅樹林發展的重要因素；李瑜等（2013）對東涌紅樹林的風水林式管理模式進行了研究，發現該管理模式下群落組成多以地帶性植被為主，群落的結構較穩定。韋萍萍（2015）和關開朗（2021）、王章芬（2021）、丘建煌（2021）等分別于2015 和2021 年對東涌紅樹林開展了樣方調查，結果表明，東涌紅樹林是中國少有的典型海漆群落，相較6年前，東涌紅樹林的物種多樣性，生態優勢度和均勻度均有所提升；特別是由海漆-老鼠簕+桐花樹組成的群落處于由中齡林向成熟林過渡的階段，有一定的林分更新能力；河道淤積為紅樹植物提供了新的生境，紅樹林面積從2015 年的0.03 km2增加至2021 年的0.08 km2；但由于城市發展，紅樹林濕地被不斷分割蠶食，需要從管理與生境保護等方面加強東涌紅樹林保育。綜上，過往針對東涌紅樹林的研究主要集中在紅樹林群落本身和濕地管理方式上。

除了紅樹林自身，影響紅樹林生態系統健康和諧發展的要素還包括地球淺表系統中的巖石、水和土壤的環境狀況，而生態環境地質調查正是研究上述要素及其相互作用的重要手段（黃潤秋，2001）。因此，本文通過生態環境地質調查，利用地質學、地貌學、土壤學、生態學等方法，分析東涌紅樹林的生態環境地質特征。以期為紅樹林生態保護修復提供科學依據，并為自然保護區的建設管理提供基礎支撐。

1 研究區概況

東涌紅樹林位于深圳市大鵬新區南澳街道的東涌河入海口處，南面臨海，其中心地理坐標為22°29′40.9″ N、114°34′23.4″ E。東涌紅樹林地處亞熱帶地區，屬南亞熱帶海洋性季風氣候，年均溫為22.3 ℃，多年平均降雨量為1 978.2 mm，雨量充沛，但季節分配不均，4—9月雨季降雨量占全年雨量的85%以上。在地貌類型上，中部東涌河及兩岸洼地上游為潟湖平原，下游為砂堤，西南部為低山。東涌河由西北-東南方向穿過研究區，紅樹林主要分布在東涌河兩岸灘涂和河心灘上（圖1），研究區地形平坦，地面高程＜20 m。

圖1 深圳市大鵬半島自然保護區東涌紅樹林全景Fig.1 Panoramic view of Dongchong mangrove forest in Dapeng Peninsula Nature Reserve, Shenzhen

2 材料與方法

2.1 地質鉆探

本研究在研究區共布設41個鉆孔，位置如圖2所示。鉆探方式為回轉鉆進，開孔直徑≥110 mm，終孔直徑＞60 mm，100 m深度內井斜≤1°，取芯率＞75 %，終孔標準為鉆進至基巖中風化層≥2 m。

圖2 東涌紅樹林綜合生態環境地質Fig.2 Integrated eco-environmental geological map of the Dongchong mangrove forest

圖3 東涌紅樹林生態地質剖面Fig.3 Ecological geological profile of the Dongchong mangrove forest

2.2 采樣與分析

巖石樣品采集區內典型巖層中的完整巖塊，土壤采集表層土壤，深度5～30 cm，樣品采集后用PE自封袋保存；地表水樣和地下水樣從上游至下游分段進行采集后，按測試項目用玻璃瓶及PET瓶添加穩定劑后封裝；植物選擇優勢紅樹林物種，采集其根莖葉用紙質取樣袋及西林瓶封裝保存。全部樣品均即采即送、及時送交具相關資質的專業檢測機構進行檢測，從樣品采集至實驗室進行預處理，時間間隔不超過48 h。在研究區共采集巖石樣品3 件，土壤樣品20件，水樣8件（其中2件包含重金屬檢測），植物樣品6件，各樣品采樣位置見圖2所示。

經干燥、研磨和過篩后，巖石和土壤使用HNO3-HF-HCl溶液（體積比為9∶3∶1）進行微波消解，植物樣品使用HNO3-HCl-HF-HClO4溶液（體積比為6∶2∶1∶1）進行微波消解。Ni、Mo、Zn、Cd、Pb、Cr、Cu、Be、V、Co、Ba、Tl、Se 和B等元素用電感耦合等離子體質譜（ICP-MS）法檢測，Mn、P、K 用電感耦合等離子體發射光譜（ICP-OES）法檢測，As 和Hg 用原子熒光（AFS）法檢測，N 和Org 用元素分析儀法檢測。水樣中，As、Hg、Cd、Pb、Cr、Cu、Zn等用電感耦合等離子體質譜（ICP-MS） 法檢測，K+、Na+、Ca2+、Mg2+等用電感耦合等離子體發射光譜（ICP-OES）法檢測，Cl-、、NO3-用離子色譜法檢測，、、游離、COD、總堿度和總硬度用滴定法檢測，NH3-N用分光度法檢測。

2.3 分析評價方法

2.3.1 地表水水質評價方法 參考《地表水環境質量標準（GB 3838-2002）》（中華人民共和國環境保護總局，2002）對地表水質進行評價，其中：地表水質量單指標評價，按指標值所在的限值范圍確定地表水質量類別，指標限值相同時，從優不從劣；地表水質量綜合評價，按單指標評價結果最差的類別確定，并指出最差類別的指標。

2.3.2 舒卡列夫分類法 將地下水中6種主要離子（Na+、Ca2+、Mg2+、、、Cl-，K+合并于Na+）含量＞25%毫克當量的陰離子和陽離子結合礦化度進行組合命名。

2.3.3 生物富集系數法 植物體內富集的元素主要是從土壤吸收的，植物對元素的生物富集系數，也稱吸收系數，是指植物地上部分某元素的含量與其生長介質中某元素含量之比。生物富集系數是植物將元素吸收轉移到體內，并在體內累積的能力大小的評價指標，常用該指標反映重金屬元素在土壤-植物體系中遷移的難易程度（孫現領 等，2020），計算公式為：

式中：CF為生物富集系數；HMP為植物體內某元素含量；HMS為土壤中某元素含量。

2.3.4 土壤環境質量分析評價方法

1）評價依據與評價指標

以《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB15618-2018）（中華人民共和國生態環境部，2018）作為土壤環境質量評價技術依據，評價指標如表1所示。

表1 土壤污染風險篩選值Table 1 Soil pollution risk screening value mg/kg

2）評價方法

①土壤單項污染因子計算方法為：

式中：Pi為第i種重金屬的污染指數；Ci為第i種重金屬的實測值；Si為第i種重金屬的標準值。

②內梅羅綜合污染指數法：

內梅羅綜合污染指數可全面反映各污染物對土壤污染的程度，同時又突出高濃度對土壤環境質量的影響，因此，采用該指數評定和劃分土壤環境質量等級更加客觀，其計算公式為：

式中：Pi為第i種重金屬的污染指數；（Ci/Si）max：土壤污染指數中的最大值；（Ci/Si）ave：土壤污染指數中的平均值。

內梅羅污染指數的分級標準如表2所示：

表2 內梅羅綜合污染指數法分級標準Table 2 Grading standard of Nemero composite index method

3 結果分析

3.1 基礎地質特征

3.1.1 地層與巖性 根據現場地質調查及鉆探揭露，研究區地層主要為下白堊統南山村組（K1n1）的流紋巖、第四系殘積層（Qhel）、第四系潟湖相沉積層（Qhml）和人工填土（Qs）（見圖2、3）。

1）下白堊統南山村組（K1n1）

在研究區及外圍分布廣泛，巖性主要為灰白色流紋狀、塊狀流紋巖，局部夾凝灰巖，細粒結構，塊狀構造，主要礦物成分為石英、長石和云母。鉆孔控制深度內，按風化程度及力學性質可分全風化、強風化及中風化等3 個風化層。鉆孔揭露厚度＞15 m，巖面埋深5.60～26.30 m，巖面起伏變化較大。

2）第四系（Q）

研究區及周邊的第四系地層（Q）由殘積土層（Qhel）、潟湖相沉積層（Qhml）和人工填土層（Qs）組成。如圖4所示，殘積層（Qhel）主要由粉質黏土和粉土組成，呈可塑-硬塑狀；風化殘積土的黏性稍差，含較多粉細砂顆粒。揭露層厚0.60～8.00 m，平均層厚3.53 m。

圖4 東涌紅樹林第四系土層類型統計Fig.4 Statistics of quaternary soil type in the Dongchong mangrove forest

潟湖相沉積層（Qhml）主要由粉質黏土、粉砂和礫砂組成，呈可塑-硬塑狀，土質較均勻。揭露層厚2～15.8 m，平均層厚9.35 m。

人工填土層（Qs）主要由粉土和礫砂組成，結構松散，呈濕-飽和狀，級配一般。揭露層厚0.8～3 m，平均層厚2.75 m。

3.1.2 地質構造 斷層發育于東涌紅樹林濕地公園西側，從區域上看，研究區附近的斷裂構造屬東涌-大排頭斷裂（F2-19-①）的東段，該斷裂分布于大鵬半島東南部的東涌-大排頭一線，沿東涌河負地形延展約6 km，遙感影像圖呈明顯的線性構造影像。斷層兩側巖層破碎強烈，呈碎塊狀，地貌上為沖溝負地貌。

東涌紅樹林濕地公園東南角舊采石場斷層露頭的流紋巖斷層面發育有擦痕（圖5），斷層破碎帶巖石裂隙發育，隙壁呈淺灰色，黏土發育。據擦痕指示方向，斷層性質為逆斷層，斷層上盤為灰色塊狀流紋巖、下盤為紫紅色塊狀流紋巖。斷層面產狀38°∠52°～65°，斷層面擦痕指示右行走滑活動，斷層巖劈理發育，局部片理化明顯，斷層面小褶皺及碎斑等特征表明斷層力學性質呈右行壓扭狀態，斷層破碎帶內發育的淺灰色斷層泥遇水極易軟化。

圖5 東涌紅樹林濕地公園東南角舊采石場斷層露頭Fig.5 Fault outcrop of old quarry in southeast corner of the Dongchong Mangrove Wetland Park

3.1.3 環境地質問題 根據鉆孔揭露和綜合地質環境調查結果，研究區環境地質問題主要有：①由人工填土的不均勻性及密實度較差導致的地面不均勻沉降、地面裂縫；②由流塑-軟塑狀淤泥土層、松散狀中砂層等軟弱土層造成的地面沉陷和不均勻沉降；③由砂層飽和砂土液化可能導致的地面沉降、沉陷等問題。

3.2 水環境特征

3.2.1 地表水的水環境特征

1）地表水的水文特征

研究區及周邊的地表水系發育，周邊地表水主要為東涌水庫、東涌河和區內水塘。其中，東涌水庫位于紅樹林外西北側，為中型水庫，設計總庫容1 190.99萬m3，集雨面積為9.6 km2。東涌河屬于大亞灣水系，發源于七娘山，全長6.75 km，流域面積15.24 km2，平均坡降31.18‰；由于七娘山逼近海岸，東涌河源短流急，具有短小、感潮和雨源性等特點（深圳市規劃和自然資源局，2020）。

東涌紅樹林位于東涌水庫下游、屬東涌河口區域。東涌河由西北-東南方向穿過東涌村及紅樹林濕地公園，上游涌寬為25～30 m，下游入海口處河道逐漸變寬，最寬約為130 m，水深一般2～5 m，最深約6 m，區內東涌河水位主要受潮汐、上游水庫泄洪和降水影響。東涌河河岸為自然形成的土質岸堤，邊坡坡度約30°～50°，穩定性好，高出水面約0.5～1.5 m。

東涌紅樹林濕地公園東北側原為村民圍改舊河道而成的蝦塘，整體呈“田”字型分布，水深約0.5～1.5 m，濕地公園建設時，蝦塘被改造成形態各異的水塘，并通過河渠及箱涵與東涌河相連通，形成人工種植紅樹林的地表水文環境。

2）地表水的水質特征

如表3所示，東涌紅樹林的地表水由淡水與海水混合而成，地表水酸堿度偏弱堿性，鹽度總體上從上游至下游逐步增加。研究區地表水中重金屬含量極低，甚至部分低于檢出限。東涌紅樹林位于一級水功能區劃的東涌河保留區，因混合海水F-偏高，水質略低于該處Ⅲ類水的水質目標。

表3 研究區地表水元素含量統計Table 3 Statistics of surface water element content in study area

3.2.2 地下水的水環境特征

1）地下水類型及特征

根據研究區的水文地質條件、地下水的形成與賦存特征、水力特征及水理性質等因素，研究區及周邊的地下水可劃分為松散巖類孔隙水和基巖裂隙水2類。

松散巖類孔隙水在研究區內廣泛分布，第四系潟湖相沉積砂層為主要含水層，屬中等-強透水層，水量較豐富；淤泥、粉質黏土層富水性好，透水性弱。

基巖裂隙水主要賦存在流紋巖的強-中風化帶內，多具承壓性，由于巖石裂隙發育不均勻且多被泥質充填，地下水賦存條件較差；局部裂隙發育地段水量較豐富。

2）地下水的補給、徑流、排泄及動態變化特征

總體上，研究區地下水的補給、徑流、排泄和動態特征可分為丘陵區和潟湖平原/砂堤2 種類型。

丘陵區主要分布于東涌紅樹林濕地公園的西南側一帶，基巖節理裂隙較發育，植被繁茂，入滲條件較好，地下水主要受大氣降水補給。由于丘陵地貌地形起伏變化較大，地形切割較深，地下水以垂直循環為主，地下水徑流途徑較短，徑流方向與坡向總體一致，地下水多以泉水或散流形式向附近溝谷排泄，部分以地表蒸發和植被葉面蒸騰的方式排泄。區內地下水動態變化具季節性，主要受降雨季節支配，其水位及流量高峰期具滯后性，約比雨季滯后1個月。地下水位年變幅一般＜5 m。

潟湖平原/砂堤為紅樹林的生長地帶，地形平坦，周邊水體密布，地下水的補給來源除大氣降雨滲入補給外，還有基巖裂隙水、地表水側向補給和漲潮期河水及海水頂托補給，整體方向大致由西向東排泄，匯入東涌河。一般雨季地下水位升高，旱季地下水位降低，但季節變化不明顯，地下水位年變幅一般＜2 m。

3）水化學類型與水質特征

據鉆孔的水質檢測結果（表4），研究區地下水pH值為6.15～6.43，礦化度65.7～73.8 mg/L，總硬度19～20 mg/L，總堿度17.5～20.0 mg/L，氨氮含量0.1～0.3 mg/L，總體上地下水屬于低礦化度，低硬度的淡水；地下水化學類型為HCO3·Cl-Na 型水。結合研究區地下水的補給、徑流條件和地表水質特征，推測旱季因咸潮上溯，研究區地下水的礦化度與鹽度會增高。

表4 研究區地下水元素含量及水化學類型統計Table 4 Statistics of groundwater element content and hydrochemical types in study area

3.3 土壤環境質量特征

土壤是生態系統所涉及的巖石圈、水圈、大氣圈、生物圈等多圈層的物質和能量的重要媒介（Xu et al., 2019），巖石風化是土壤形成的基礎，是化學元素生物地球化學循環過程的重要組成部分（徐穎菲 等，2019）。土壤在形成過程中，成土母巖的許多特性如質地、顏色、礦物成分等會被不同程度地繼承下來。

3.3.1 土壤母巖化學特征 研究區內的土壤母巖均為流紋巖，研究區外圍土壤母巖東北部以南山村組流紋巖為主，西部以老虎頭組和金雞組砂巖為主。研究區及其外圍巖石的重金屬元素含量特征如表5所示，其中研究區巖石（點號DC）的元素含量為平均值。研究區巖石中的Mn、Co明顯高于其他地區的巖石，而Pb、Cd 偏低，其余元素與其他地區巖石差異不大。

表5 不同地區巖石重金屬元素含量Table 5 Contents of heavy metal elements in rocks from different regions mg/kg

3.3.2 土壤地球化學特征 研究區的土壤類型以濱海鹽漬沼澤土和濱海砂土為主，土壤地球化學統計特征見表6所示，其中深圳市土壤環境背景值數據引自《土壤環境背景值（DB4403/T 68-2020）》（深圳市市場監督管理局，2020）。

與深圳市土壤環境背景值相比，研究區表層土壤總體呈相對貧化的元素（比值≤0.5）有Cr和Hg，樣品貧化率均為100%；無總體呈相對富集（比值≥2）的元素，但個別樣點的Cd和Tl呈富集狀態。

3.3.3 土壤主要養分特征 研究區土壤主要養分含量的統計特征如表7所示，其中分類等級來自《土地質量地球化學評價規范（DZ/T 0295-2016）》（中華人民共和國國土資源部，2016）。區內土壤N、P、CaCO3、Org 和B 的含量均以缺乏和較缺乏為主，缺乏和較缺乏合計占比均為100%；K的含量以中等和較豐富為主，合計占比75%。

表7 東涌紅樹林表層土壤主要養分含量統計特征Table 7 Characteristics of main nutrient contents in surface soil of the mangrove forest in Dongchong g/kg

3.3.4 土壤環境質量分析評價 按照內梅羅綜合污染指數法，對采集的表層土壤樣品進行評價，土壤污染等級為安全的樣點占比50%，警戒級及輕污染各占25%，研究區平均綜合污染指數0.78，最大綜合污染指數1.81。受污染的土壤中，As污染最為嚴重，其次為Cd；As 的污染率和最大污染指數分別為50%和2.49。

3.3.5 土壤環境問題 如前文所述，研究區土壤的主要環境問題為：缺乏N、P、CaCO3、Org、B 等營養元素及受到As、Cd等金屬元素的污染。

3.4 植被生態特征

3.4.1 植被類型 研究區屬于濕地生態系統中的紅樹林地（圖6），分布的紅樹林面積約0.08 km2，主要種類有海漆、秋茄、桐花樹、老鼠簕、白骨壤、木欖、黃瑾等，其中海漆為優勢物種，是深圳現存面積最大的海漆群落。每年4—6月，海漆葉子在花果期逐漸變黃最終變紅，形成具有極高觀賞價值的彩葉紅樹林景觀，是當地重要的旅游資源。

3.4.2 植被質量特征及存在問題 調查發現，葉片營養元素和景觀面積分別是紅樹林植物生長質量和生態系統穩定性的主要決定因素。東涌紅樹林生長質量良好，植物葉片營養較為豐富；紅樹林斑塊連接度較高，但最大斑塊指數較低，其生態系統穩定性較福田紅樹林差。此外，東涌紅樹林與居民區、公路相鄰，缺乏緩沖帶及保護措施，部分紅樹林生態系統穩定性受其影響而下降。

3.5 元素在巖石-土壤-植物中遷移特征

為調查元素在巖、土、紅樹林之間的遷移規律，在東涌河下游同時采集巖石、土壤和植物樣品。

土壤母巖是構成土壤物質的基本材料，也是植物礦質營養元素的最初來源。母巖的礦物質組成影響土壤的化學成分及土壤內部的化學過程。如圖7和表8 所示，As、Cd、Pb 和B 在土壤中強烈富集，富集系數分別為684.536、 21.088、 10.800 和20.735，與母巖之間的相關性小，或存在人工來源；Ni、Cu、Zn 和K 在成土過程中逐漸淋失，但其含量仍受母巖含量高低的制約，與母巖的相關性較大；P、Mo和Cr在土壤中的含量高于巖石，表明土壤對上述元素具有一定的富集能力。

表8 東涌紅樹林各元素土壤與生物富集系數Table 8 Soil and biological enrichment coefficients of various elements in the Dongchong mangrove forests

一般而言，紅樹的生物富集系數P 為4.05～10.5，B 為6.82～187.30，As 為0.00～0.18，Pb 為0.01～0.27，Cd為0.05～1.04（周元慧 等，2020；彭鵬飛 等，2020；羅松英 等，2019，2022；李振良 等，2021），東涌紅樹林的生物富集系數（見表8）亦與之相似。東涌紅樹林的生物富集系數＞2的元素為P和B，富集系數分別為8.377 和6.815，表明紅樹對P 和B 元素具有較高的吸收能力；與之相反，As、Pb 和Cd 的富集系數較小，除紅樹對上述元素的吸收能力較弱外，結合研究區土壤地球化學特征，亦是受土壤中Cd、As 在該處較為富集的影響所致。

4 結論與討論

本文通過生態環境地質調查，利用地質學、地貌學、土壤學、生態學等方法研究東涌紅樹林的生態環境地質特征，并繪制了東涌紅樹林典型的生態環境地質剖面。東涌紅樹林生態環境地質特征為：

1）研究區地層主要為下白堊統南山村組的流紋巖和第四系，東涌紅樹林濕地公園西側有斷層發育，主要環境地質問題為地面不均勻沉降、地面沉陷和地面裂縫等。

2）東涌河源短流急，具有短小、感潮和雨源性等特點；地表水中重金屬含量極低，但F-偏高，水質略低于該處Ⅲ類水的水質目標；地下水松散巖類孔隙水分布于平原區，主要受大氣降雨和和河流側向補給，富水性總體較好，地下水位年變幅一般＜2 m；基巖裂隙水分布于丘陵區，主要受大氣降水補給，富水性較差，地下水位年變幅一般＜5 m；地下水化學類型為HCO3·Cl-Na，屬于低礦化度、低硬度的淡水。

3）研究區土壤環境質量以安全為主，主要的土壤環境問題有：①部分土壤受As、Cd 污染；②土壤缺乏N、P、CaCO3、Org和B等營養元素。

4）葉片營養元素和景觀面積分別是紅樹林植物生長質量和生態系統穩定性的主要決定因素；東涌紅樹林葉片營養元素較豐富，部分生態系統穩定性受相鄰居民區及公路的不良影響而下降，表明土壤營養元素的缺乏和重金屬污染并不是研究區紅樹林生長的最大限制因素，改善紅樹林的生長環境應從擴大景觀面積和加強園區管理入手。

5）在巖石-土壤-植物生態系統中，土壤中的As、Cd、Pb 和B 在其成分來源上與母巖的相關性極??；紅樹對P和B元素具有較高的吸收能力。

研究巖石-土壤-植物系統中地球化學元素遷移機理是一項復雜的系統工程，影響元素在巖、土、植物中遷移的要素極為豐富，如土壤酸堿度、元素的有效性、元素互補拮抗等（陳文德 等，2009），入海河口地區的土壤母質及元素含量來源極為復雜，這更加劇了研究的難度。因此，研究紅樹林生態系統中重金屬元素的遷移機理需要更多的數據支撐和更進一步的深入研究。