红树林种植-养殖耦合湿地生态修复效果评价

冯建祥,朱小山,宁存鑫,林起辉,吴 浩,李银心,林光辉(1.清华大学深圳研究生院,海洋科学与技术学部,广东 深圳 180；2.中山大学生命科学学院,广东 广州 170；.哈尔滨工业大学深圳研究生院,土木与环境工程学院,广东 深圳 180；.深圳出入境检验检疫局食品检验检疫技术中心,广东 深圳18016；.中国科学院植物研究所,植物分子生理学重点实验室,北京 10009；6.清华大学地球系统科学系,北京10008)

环境生态

红树林种植-养殖耦合湿地生态修复效果评价

冯建祥1,2,朱小山1*,宁存鑫3,林起辉4,吴 浩4,李银心5,林光辉1,6*(1.清华大学深圳研究生院,海洋科学与技术学部,广东 深圳 518055；2.中山大学生命科学学院,广东 广州 517055；3.哈尔滨工业大学深圳研究生院,土木与环境工程学院,广东 深圳 518055；4.深圳出入境检验检疫局食品检验检疫技术中心,广东 深圳518016；5.中国科学院植物研究所,植物分子生理学重点实验室,北京 100093；6.清华大学地球系统科学系,北京100084)

2014年 08月以深圳海上田园红树林种植-养殖耦合系统为研究对象,从修复湿地的环境质量状况、生物群落结构及植物健康状况等方面,对3个不同修复年限(6,10和12a)样地的生态修复效果进行了定量评价.修复区水体和沉积物营养盐和重金属含量显著低于对照河道区,但各修复区池塘水质均未达到国家海水II类水质标准,不能满足水产养殖用水要求;各修复区已修复红树林的生物群落结构,红树植物高度和胸径相比自然林修复比例低于 35.5%,得分均处于“差”的等级;红树植物健康状况方面,叶片酶活含量和光合特征随修复年限呈现增大的趋势,但仍处于“差”的等级; 6,10和12a修复样地综合评级得分为1.61、1.69和2.07,均为“中”,表明修复工程并未对湿地退化生境带来显著恢复,仅适度改善了红树林植物的群落结构和健康状况.

；红树林；生态修复；水产养殖；灰色聚类；重金属

滨海湿地在维持区域及全球生态平衡中发挥着至关重要的作用[1],日益频繁的人类活动导致滨海湿地出现面积缩小、污染加剧、生产力减弱、生物多样性下降等严重问题,成为脆弱的生态敏感区[2-3].近年来全国各地已开展了大量的滨海湿地修复工程,并取得了明显的效果,如我国红树林湿地面积近 20a明显增加,其中修复面积约占我国红树林总面积的 7%[4].然而,多数修复工程完成后,由于缺乏后续资金投入和管理,项目结束便陷入停滞[5-6].此外,已修复滨海湿地生态系统的结构和功能常常处于脆弱的动态平衡过程,其生物多样性、稳定性以及抗逆能力相对较弱[7].因此,如何判断已修复滨海湿地的修复效果以维持其修复成果,实现湿地保护与地区经济协调发展是迫在眉睫的问题.

红树林是位于热带亚热带地区的滨海木本植物群落[8],不仅为大量水生动物提供了栖息和繁殖的庇护所,也通过凋落物的大量输出而成为复杂食物网的重要能量来源[9].基于红树林湿地的水质净化潜能而构建的红树林种植-养殖耦合系统,利用红树植物降低污染物含量以满足养殖要求的同时,又实现红树林的修复和保育,是当前华南地区红树林修复的重要方式之一[10-11].该系统修复后早期能显著净化水质和增加养殖产量,但随着红树植物生长和养殖污染物累积以及后期管理投入程度的下降,该类系统的实际修复效果如何,迄今仍缺乏相关的监测和研究.此外,以往的研究多重点关注红树林对养殖质量的改善效果[11],而忽视了对红树林自身结构、功能以及健康状况的修复效果评价.

本文针对我国滨海湿地生态修复效果评价的重大需求,以华南典型红树林生态系统修复模式––红树林种植-养殖耦合系统为例,在掌握修复现状基础上,从修复湿地的生物群落结构、植物健康状况及环境质量状况等方面,构建相应的特征指标群,开展修复效果评价研究,并对深圳海上田园红树种植-养殖耦合系统3个不同修复年限(6,10,12a)样地的生态修复效果进行了评价,以期为解决当前滨海湿地修复后的效果评价问题提供范例分析,为实现高强度开发利用条件下滨海修复湿地的功能维持与保育提供科学基础.

1 材料和方法

1.1 研究地点

图1 深圳海上田园采样点分布示意Fig.1 Sampling sites at Waterlands Resort in Shenzhen

深圳海上田园坐落于广东省深圳市宝安区沙井街道(22°43’14’N,113°45’53’E,图1),西邻珠江口东岸,总面积约 174×104m2,园内红树林种植-养殖耦合修复湿地是深圳市滩涂湿地生态修复的典型代表.本研究选取了以下研究样地:(1)红树林实验基地(JD):2002年种植红树,面积6.8×104m2,红树植物分别为 15%面积的纯林(秋茄,桐花树为主),15%面积的混交林;(2)博览园(BL):2004年种植红树,面积5.5×104m2,有各种真红树、半红树以及红树伴生植物,主要物种为秋茄和木榄;(3)桑基鱼塘(SJ):2008年种植红树,面积 1.8×104m2,种植总面积为 12.5%的红树植物(秋茄、桐花树为主);(4)河道对照(HD):为养殖池塘供水主河道,受珠江口涨落潮影响,河道两侧分布有多年生红树植物,以秋茄和老鼠簕为主;(5)深圳福田红树林(FT):以深圳福田自然保护区成熟秋茄林为正向参照,对海上田园红树植物和底栖动物群落的恢复程度进行评价.

1.2 修复效果评价指标的选取和样品采集

对受损或退化滨海湿地生态修复效果进行评价,修复目的是确定评价指标最重要的考量因素[5-6].本文中所涉及的生态修复工程目标是利用红树林种植-养殖耦合系统的构建,修复水体和沉积物环境质量促使其达到水产养殖用水标准,并逐渐修复红树林特有的结构和功能,使其成为较为健康的红树林生态系统.因此我们综合考虑如下几个方面:(1)环境质量的修复;(2)生物群落的修复;(3)红树植物健康状况的改善,并以此为基础筛选出适宜的指标对该类型滨海湿地的修复效果进行评价(表1).

表1 红树种植-养殖耦合系统生态修复效果评价指标体系Table 1 Index system for the evaluation of restoration in mangrove-aquaculture coupling wetland

1.2.1 环境质量特征 本研究选取水体营养盐和重金属、红树林沉积物重金属以及池塘底泥重金属的量来反映修复湿地生态系统环境质量健康状况,具体指标详见表 1.水体指标中,盐度、pH值和溶解氧 (DO)利用Thermal A329多参数水质分析仪现场测定, COD利用重铬酸钾分光光度法测定;水样经0.45µm滤膜过滤后,NH3-N使用水杨酸-次氯酸盐分光光度法测定;有效磷AP使用磷钼蓝分光光度测定;部分样品加酸酸化至pH＜2,冷藏保存, Nexion 300X ICP-MS测定重金属含量.

采集表层 10cm的红树林沉积物和池塘底泥,60℃烘干,称取约0.1g干土,以5mL:1mL的比例加入65%和30%双氧水,CEM-Mars X微波消解仪消解后,消解液经过滤和稀释,利用 Nexion 300X ICP-MS测定重金属含量.

水体环境质量以国家海水水质标准(GB3097-1997)[12]、国家地表水水质标准(GB3838-2002)[13]和 国 家 渔 业 水 质 标 准(GB11607-89)[14]作为评价标准;红树林沉积物和池塘底泥重金属含量以国家海洋沉积物质量标准(GB18668-2002)[15]作为评价标准.

1.2.2 生物群落结构特征 由于样地内红树植物群落结构较为单一,本研究选择样地建群种之一––秋茄为代表,以其高度和胸径这两个生长指标作为监测对象,评价样地内植被修复状况.此外,本研究选择物种数、底栖动物总丰度、总生物量以及 Shannon-Wiener多样性指数(H’)作为底栖动物群落评价指标.

植物群落的调查开展于2014年08月,于修复样地(SJ、BL和JD),选择10m×10m的样方,测量样方内每棵植株的高度、胸径等.以深圳福田红树林国家级自然保护区的秋茄自然成熟群落作为正向参照.

底栖动物采样与植物群落调查同时进行,每个样点上挖取25cm×25cm×20cm底泥,500µm网筛淘洗,获取大型底栖动物样品,4%的甲醛固定,带回实验室后挑选鉴定,计数和称重,获取丰度和生物量数据,计算 Shannon-Wiener指数.选取深圳福田红树林国家级自然保护区秋茄林(FT)为正向参照.

1.2.3 红树植物健康指标 选择光合速率、呼吸速率、己糖磷酸异构酶以及 3-磷酸甘油醛脱氢酶用于评价红树植物健康状况.红树植物样品采集于2014年08月,使用LI-6400(Li-COR Inc., USA)现场测定其光合参数和呼吸速率,成熟叶片置于生物采样箱 4℃保存,实验室处理测定酶活,具体测定方法和步骤详见参考文献[16].以福田红树林国家级自然保护区成熟秋茄群落为正向参照.

1.2.4 湿地生态修复评价标准及评分 (1)评价标准及等级划分

确定评价指标后,对各评价指标进行分等级并赋分.生物群落结构和植物健康状况的等级划分,以正向参照样地的状态为标准,计算修复比例(R),表示如下:

式中:Ii为修复样地指标i的值,而Is则为对照样地指标i的值,递增型指标(随修复年限逐渐增大,如红树植物高度等)以正向对照样地FT进行计算.

根据计算所得修复比例,采用等间距法划分如下等级并予以赋分,递增型指标等级为 0≤Rr＜20,20≤Rr＜40,40≤Rr＜80,80≤Rr＜100,对应得分分别为0,1,2,3,4.

对于非生物环境质量指标,根据相应国家标准划分等级,按照环境质量优劣划分为 5个等级(I,II,III,IV,V类),分别予以赋分4,3,2,1,0.

(2)灰色聚类确定等级隶属度

评价指标等级划分完成后,需要确定特定指标对相应等级的隶属度.滨海湿地修复评价所获得的数据都是在有限的时间和空间内监测所得,因此可以将滨海湿地视为一个,部分信息已知,部分信息未知或者不确定的灰色系统[17].本研究借鉴灰色聚类法中灰色白化权函数描述各指标等级分界界限,确定某一指标对相应等级的隶属度,将各修复指标划分为 5个等级,各指标隶属度确定公式具体描述如下:

式中:表示第j个指标被划分为第k个灰类的白化权函数,则表示指标j的k级界限.

(3)单一指标修复效果评分计算

利用白化权函数对某一特定指标对不同等级类别的隶属度进行计算,然后将隶属度得分化,即用该指标对某一等级的白化权函数结果与该等级对应的赋分值相乘,再利用公式(4)计算该指标的修复效果评分(RS):

RSi为指标i的修复效果评分,为指标i对不同等级的隶属度.

(4)最终生态修复效果评分(ERS)和评价等级划分

在获得所有指标的修复效果评分之后,首先,将每个对象层中所有指标的修复效果评分相加,然后除以该对象层类别数目,获取对象层修复效果评分.对于环境质量指标内的同一类别,如各水体营养盐指标,水体重金属指标,沉积物和池塘底泥重金属指标,均采用倒数法确定各具体指标的权重值,即根据国家环境质量相关标准,某种污染物限定值越小,其危害性越大,因此分配其较大的权重.对于不同对象层和目标层的指标,因滨海湿地生态修复评价中,每类指标都具有相似的生态重要性,在评价中应被赋予相同的权重[18-19],因此,ERS按公式(5)获得:

式中:RSj为第j类对象层的修复效果评分;n为对象层的数目;本研究RSj包括RSC(生物群落结构层)、RSH(植物健康状况)和 RSE(环境质量)3类.

采用等间距法,按最大可能总得分 4分的20%,40%,60%和 80%,将最终生态修复效果评分划分为4个等级,其分别代表的意义见表2.

表2 滨海湿地生态修复效果等级划分Table 2 Rank of the restoration effectiveness for coastal wetlands

2 结果与分析

2.1 环境质量状况

2.1.1 水体环境质量 2014年 08月各修复样点水体盐度均处在较低的水平,在1～3之间,大小顺序为 BL＞JD＞SJ≈HD,这与夏季降雨量充足,对池塘水体的稀释作用以及河口区淡水输入量增大有关.各修复区其余水体环境质量指标详见表3.水体pH值仅JD属于海水水质I, II类标准,其余样点均为海水水质III, IV类标准.水体DO排序为JD＞BL＞SJ＞HD,其中只有JD达到了海水水质III类标准,其它样点水体均为IV类.

水体营养盐结果显示,河道 HD的 NH3-N含量高达 32.46mg/L,显著高于修复池塘(P＜0.05),远远超过地表水 IV类水质标准,表明珠江口区受到严重的无机氮污染.其它样点中,SJ和BL水体NH3-N含量较高,显著高于JD,前两者同样属于地表水V类水质,JD区NH3-N含量水平较低,达到地表水I类水质标准.水体活性磷酸盐AP含量,HD显著高于3个修复样点池塘(P＜0.05),而后三者之间无显著差异,所有样点AP含量均属于国家海水IV类水质.3个修复区的水体NH3-N和AP含量均未达到水产养殖要求的海水 II类水质标准.对于水体 COD水平,HD与3个修复区池塘之间差异不显著,均高于国家海水水质IV类标准.

表3 不同修复区及河道区水体营养盐指标Table 3 Concentrations of nutrients index of water at different sites

表4 不同修复区及河道区水体重金属含量Table 4 Concentrations of heavy metals of water at different sites

水体重金属含量见表4,HD水体的Cd、Cr、 Cu和 Zn含量均显著高于 3个修复样地池塘(P＜0.05),而这几种重金属在 3个修复样地池塘之间差异不显著.Pb在各样地之间并未呈现显著差异,而As则表现为JD显著高于其它3个样地(P＜0.05),且HD平均含量最低,随修复时间延长,水体 As平均含量呈现上升的趋势.对比国家海水水质标准,HD水体Cd含量远超过海水IV类标准,而其它3个样地接近IV类海水标准值;所有样点Pb、Cr、As、Cu和Zn含量均超过海水IV类标准,这表明从水体重金属含量角度,修复样地也并未达到水产养殖要求的II类水质标准. 2.2.2 红树林沉积物及池塘底泥重金属含量图2显示,除As外, HD区红树林表层沉积物重金属含量均显著高于其它 3个修复区(P＜0.05),其中Cr、Cu、Zn含量分别3个修复区高出6.7～7.4倍, 31.5～45.8倍和2.4倍,这表明该区受到严重的重金属污染,尤其是 Cu污染.不同修复区之间红树林表层沉积物重金属含量差异不显著,As含量均显著高于 HD区(P＜0.05),即红树林种植或养殖活动导致一定程度As污染.除Cd和As外, HD红树林表层沉积物重金属含量均超过国家海洋沉积物II类标准, Cu和Cr均已超过II类标准.其它 3个修复区红树林表层沉积物重金属含量,除As和Cu外,均低于或者接近国家海洋沉积物I类标准.

图2 不同修复区及河道区红树林表层沉积物重金属含量Fig.2 Concentrations of heavy metals of mangrove sediment at different sites不同字母表示相同指标各样点之间差异显著

对于修复区池塘底泥重金属含量(图 3),As在SJ显著高于其它2个样地,Cd在BL显著高于SJ(P＜0.05),其它重金属含量差异不显著.3个修复区池塘底泥Cd含量均低于国家海洋沉积物I类标准,Pb、Cr和Zn接近或低于I类标准,Cu含量及SJ和BL的As含量则均明显高于I类标准.

图3 不同修复区池塘表层沉积物重金属含量Fig.3 Concentrations of heavy metals of aquaculture ponds sediment at different sites不同字母表示相同指标各样点之间差异显著

2.2 红树植物群落特征和健康状况 红树植物秋茄的株高和胸径随修复年限的增长而逐渐增大(图4),高度表现为JD＞BL＞SJ,SJ和BL样地秋茄的胸径差异不显著,但均显著低于 JD样地(P＜0.05).HD区秋茄的胸径接近JD样地,但其高度与SJ处于同一水平,表明HD区红树植物高度生长可能受到了环境的抑制.各修复样地红树生长指标与福田红树林保护区(FT)相比依旧存在较大差距, SJ、BL和JD区秋茄高度的修复比例分别为18.9%, 26.3%和 35.5%,而胸径的修复比例则分别为19.4%, 23.7%和30.7%.

从HD到正向对照FT区,红树植物健康指标随修复时间增长而逐渐增大(图 5).己糖磷酸异构酶,FT显著高于其它样地(P＜0.05),而各修复样地中,仅JD显著高于其它样地(P＜0.05),SJ和BL并未与HD表现出显著差异.3-磷酸甘油醛脱氢酶同样为FT显著高于其它样地(P＜0.05),JD显著高于HD和SJ,而与BL差异不显著,HD、SJ和BL之间显著不差异.红树植物叶片光合速率,FT仅显著高于SJ和HD (P＜0.05),与BL和JD之间差异不显著,3个修复样地间也不存在显著差异.叶片呼吸速率各样点之间差异与光合速率基本一致.

图4 不同修复区及天然红树林秋茄高度和胸径Fig.4 Comparison of height and basal diameter of K. obovata at different sites不同字母表示各样点之间差异显著

图5 不同修复样地及自然红树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不同字母表示各样点之间差异显著

2.3 底栖动物群落结构

采样中,各修复样地红树林沉积物内均未能发现大型底栖动物,表明该区红树林修复方式不利于底栖动物群落的恢复.

2.4 评价结果

海上田园红树种植-养殖耦合系统生态修复效果评价评分及评价结果见表 5.生物群落得分方面,虽然植被群落得分随修复年限的增长而逐渐增大,但无论植物群落还是底栖动物群落均处于“差”的等级.植物健康指标得分与植物群落得分表现出一致的变化趋势,但 JD样地得分已达到“中”的等级.SJ和BL水体环境质量得分较低,均处于“中”的等级,JD已达到“良”的水平;各样点红树林沉积物和池塘底泥环境质量得分均已处于“优”的等级;环境质量综合得分相对较高,3个样地均高于 2.8,为“良”的等级.各样地综合得分随修复年限增长而增大,但差距并不大,SJ、BL和JD分别为1.61、1.69和2.07,均处“中”的等级.

表5 深圳海上田园红树林生态修复效果评价评分表Table 5 Assessment results of the restoration effectiveness of mangrove-aquaculture wetland at Shenzhen Waterlands Resorts

3 讨论

3.1 影响红树林湿地修复的主要因素

我国华南沿海红树林的保护和修复工作大量开展[4],但却存在造林成活率低,保留率低的问题,其中宜林地和宜林物种的选择是红树林修复成功的关键因素[20].秋茄是常用的红树造林种,也是中国分布最广泛、最耐低温的物种[21],因此,温度不会成为秋茄在深圳地区生长的限制因子.红树植物可以生长在几乎各种底质的海岸,但以淤泥质潮滩最普遍,秋茄被认为最适宜生长于由细砂粒和粘粒组成且有机质含量丰富的土壤底质中[22].红树为盐生植物,具有一定的喜盐性,适当的盐胁迫对秋茄生长有促进作用,盐分过低对秋茄株高生长不利,并且会影响其开花结果[23].此外,周期性潮汐浸淹不仅是红树林重要的生境特征之一,也是红树植物繁殖和扩散的主要途径[21].盐度和淹水时间的协同作用可能是影响秋茄红树植物存活率和生长的重要外界环境因子[24-26].

本研究区的秋茄造林均在封闭养殖池塘内,无法在潮汐周期内接受潮汐浸淹,而且夏季盐度普遍较低,在1‰～3‰之间,即使到冬季有所提高,也在 8‰～14‰之间,而养殖过程中,通常选择冬季高盐度期换水作为1a的用水,导致水体盐度随降雨稀释而不断下降.在采样过程中,我们发现海上田园几乎所有红树林均生长于硬底质土壤,而且土壤含水量普遍较低(约 35%～40%),并不适于红树植物生长,过硬的底质更不利于其幼苗更新和繁殖.植被调查结果显示,在 SJ修复区,红树植物群落内已有少量陆生植物和攀缘外来植物生长,在缺乏淹水和盐度这一生境限制条件后,红树植物会被迫与陆生植物竞争生存资源,失去了其生态位优势.以上可能是海上田园秋茄红树植物经过10余年修复后,生长特征依旧与原生红树群落存在较大差距的原因.本研究组在福建漳江口开展的修复工程结果显示,经过15a左右的修复,秋茄高度和胸径与原生成熟秋茄相比,修复比例分别达到了64.4%和68.3%[27],而海上田园JD修复区的秋茄高度和胸径修复比例仅为 35.5%和30.7%,这表明该地红树植物的生长受到了一定程度的抑制,红树植物的光合特征和酶活特征也佐证了红树植物生长受到环境因子的胁迫[16].

3.2 红树林的环境污染净化能力

红树发达的根系能够有效吸收水体中氮磷等营养物质及重金属元素,因此红树林湿地具有强的处理生活污水和水产养殖废水的环境净化潜力[28-29].20世纪80年代以来,毁林围塘养殖是中国红树林面积不断下降和生境退化的主要原因之一[4].而水产养殖过程中施肥、投饵及清淤等显著增大了周边水域富营养化风险,加重了红树林的环境净化压力[30].鉴于此,基于红树林种植的退塘还林和红树种植-养殖耦合系统的构建,成为华南滨海围垦养殖区湿地修复的重要模式[10],红树林种植不仅能够显著改善水质,还可以有效减少水产病害发生频率,促进鱼类生长[11].本研究中,红树林修复区水体营养盐和重金属含量相比河道均有显著降低,同时 DO得以显著提高,表明红树林种植-养殖耦合模式对遭受严重污染的水质有一定的净化效果.不同于河道区水体污染物每天因涨潮而得以补充,修复区封闭式的池塘体现的是该系统持续净化效果.然而,各修复区池塘水体氮磷及重金属含量依旧未达到国家海水II类水质标准,不满足水产养殖用水质量要求.

红树林沉积物为富含有机质的还原环境,具有较强的重金属富集能力,是滨海地区潜在的重金属储存区[31].红树林生态系统中,绝大部分重金属均分布在沉积物中,植物体内重金属含量占总库存量比例低于 4%[23].修复区红树林沉积物和池塘底泥重金属含量均显著低于河道对照区.河道沉积物高重金属高含量与其持续潮水浸淹带来的重金属供给相关,而这也表明珠江口地区湿地处于严重的重金属污染胁迫[28].相比池塘底泥,红树林沉积物并未出现重金属富集现象,这是由于修复区红树林沉积物并未被水浸淹覆盖,因此水体中重金属污染物可能多沉降累积于池塘底泥中.与本系统红树林种植和运行初期历史数据相比,红树林沉积物中重金属含量有显著增加[32],这表明在长期尺度上红树林沉积物对重金属的富集作用,有利于减缓环境压力.

3.3 红树林大型底栖动物多样性的修复效果

红树林为底栖动物提供了庇护和繁殖场所,底栖微藻和红树凋落物是诸多底栖动物重要的食物来源,构成红树林生态系统食物网的能量基础[9,33].当前滨海湿地修复工程中,多数仅注重植被的修复,对红树林其它的生态系统服务功能(如底栖动物多样性和食物网关系复杂性)未予以重视[33-35].底栖动物群落组成和多样性与红树林植被息息相关,红树林植被的消失通常会导致底栖动物多样性水平的下降[36],而优势底栖动物群落随红树林修复而变化[37],最终可恢复到与原生红树群落相当的水平[33-34].本研究区所采用的红树林修复方法对底栖动物群落的恢复和发育极为不利,在采样期间并未能采集到大型底栖动物,红树林沉积物缺乏潮汐浸淹导致的长期干旱,使得底栖动物无法定居和生存.因此,必须采取一定的生境改造措施,使红树林特有的水文条件得以恢复,才能有利于红树林生物多样性的修复和维持.

综上,红树林种植-养殖耦合系统的构建,虽然在一定程度上对环境质量具有净化作用,但是长期看来,一方面不利于红树植物生长,更不利于红树林底栖动物群落的栖居和发育,另外在环境质量修复层面,也并未将水质和沉积物质量修复至符合水产养殖用水标准.根据我们构建的生态修复评价体系,不同修复年限的SJ、BL和JD均处于“中”的等级,即该生态修复并未显著改善退化湿地生态环境状况,未能很好的实现原初修复目标.以上结果表明,在遭受严重污染区域开展红树林种植以实现环境质量净化具有可行性,但同时开展水产养殖活动并不可取.若要实现红树林修复和水产养殖二者兼备,需要对原有系统进行改造,如设立多级水质处理系统,水质净化缓冲区与水产养殖区分离,以恢复红树林区潮汐浸淹,同时可结合江蓠或者海马齿等生态浮筏原位修复技术实现养殖水体的进一步净化.

影响滨海湿地生态修复评价准确性的因素主要包括评价指标的选取、评价标准的确定以及评价方法的选择等.评价指标的选择是决定修复效果评价的关键步骤,决定了整个修复效果的评价结果[6,38].未来滨海湿地修复效果评价中,综合性多层次指标的采用将是趋势,评价指标的筛选更要充分考虑修复工程本身特征,应能代表修复预期效果并且同修复目标联系紧密.同时,适宜的湿地管理措施对修复后滨海湿地生态服务功能的提升具有关键作用,基于湿地修复“重工程,轻管理”的现状,建议后续研究中要将湿地管理方式纳入修复效果评价指标体系.

4 结论

4.1 针对红树林种植-养殖耦合系统构建了其生态修复效果评价体系,并对深圳海上田园不同年限修复样地进行了评价.评价结果显示, 该模式运行6a、10a和12a后,修复效果并不理想, 评价等级仅处于“中”的级别.这表明该修复工程并未显著改善湿地原有退化生境特征.

4.2 封闭式池塘养殖导致潮汐浸淹缺失以及盐度的下降,不利于红树植物群落及其相关的大型底栖动物群落的生长和发育,需要恢复红树林周期性浸淹的水文条件,才能有利于红树林生物多样性的修复和维持.而从环境质量的角度,该系统能够显著降低水体和沉积物中营养盐和重金属含量, 但并未将其修复至满足水产养殖用水要求的国家标准.

4.3 在污染严重的地区,可通过红树林种植改善水质和恢复红树林面积,但若同时开展水产养殖需要对现有进水途径进行改造,实现水质多级净化,以满足红树林生长和水产养殖所需水文及水质条件.

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致谢：感谢深圳海上田园旅游区谢泳娴女士和深圳福田红树林国家级自然保护区徐华林主任等在野外采样过程中提供的帮助,感谢清华大学深圳研究生院姜玥璐老师对英文摘要及图题和表题英文的修改,感谢清华大学崔晓伟和柏建坤对作图提供的协助.

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

冯建祥(1985-),男,山东梁山人,博士,主要从事湿地生态学和水产养殖生态学研究.发表论文10余篇.

2016-11-08

国家海洋局海洋公益性行业科研专项(201305021);深圳市基础研究学科布局项目(JCYJ20150529164918736);广东省自然科学基金资助项目(2015A030313831);中国博士后科学基金面上资助项目(2015M581071)

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