福建漳江口本土紅樹植物秋茄替代互花米草生態(tài)修復效果定量評價*

馮建祥 寧存鑫 朱小山 林光輝

(1. 清華大學深圳研究生院海洋學部 深圳 518055; 2. 中山大學生命科學學院 廣州 510275; 3. 哈爾濱工業(yè)大學深圳研究生院土木環(huán)境與工程學院 深圳 518055; 4. 清華大學地球系統(tǒng)科學系 北京 100084)

濱海濕地在全球生物地球化學循環(huán)中扮演著重要的角色, 同時也承載著豐富的生物多樣性和復雜的生態(tài)系統(tǒng)服務功能(Gedan et al, 2009)。因位于海陸交錯地帶, 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以及全球環(huán)境變化的雙重威脅, 不僅導致其面積下降, 生態(tài)系統(tǒng)功能也逐漸退化(Comeaux et al, 2012)。因此, 加強對濱海濕地的保護和已退化濱海濕地的生態(tài)修復成為當務之急,也是當前生態(tài)學研究的熱點問題(Spencer et al,2012)。我國已開展了大量的濱海濕地修復工程(張悅等, 2013), 然而, 多數(shù)生態(tài)修復工程完成后, 由于缺乏后續(xù)資金投入和人員管理, 導致項目結束便陷入停滯。而且濕地修復中, 其生物多樣性和物質循環(huán)等生態(tài)功能的恢復本身就是一個漫長的過程(Moreno-Mateos et al, 2012), 而修復的主要目的是使其具有與自然濕地相近的動植物群落結構以及生態(tài)服務功能,因此, 為更科學而有效的管理和修復濱海濕地, 亟需在生態(tài)系統(tǒng)層面對已修復濱海濕地的結構和功能進行長期監(jiān)測。

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)服務價值(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)旅游等人為活動的嚴重干擾, 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, 結合物理手段對互花米草進行生態(tài)替代, 以抑制互花米草生長和擴張, 恢復原有生境, 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, 其生物群落結構及物質循環(huán)和能量流動等功能特征是否得到修復, 則需要后續(xù)的監(jiān)測和評價。本文在整合生態(tài)系統(tǒng)層面指標因子的基礎上, 借鑒美國濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康評價方法—快速評價法(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)修復綜合評價方法, 并對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)修復效果進行了評價。

1 材料與方法

1.1 研究地點

本 研 究 地 點 位 于 福 建 云 霄 (23°55.719′N,117°26.436′E), 地處漳江入?？? 毗鄰漳江口紅樹林國家級自然保護區(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區(qū) (15年秋茄種植樣地, DKO), 約種植于2000年。同時選取修復樣地周邊未處理的互花米草群落做為負向對照樣地(互花米草群落, SA), 選取紅樹林保護區(qū)的至少50年歷史的原生天然秋茄林作為正向對照樣地(天然秋茄林, NKO) (圖1)。

1.2 修復效果評價指標的選取和樣品采集

對濱海濕地修復效果進行評價, 首先要明確該修復工程的原初目標、待修復濕地的結構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)修復目標是利用本土紅樹植物抑制互花米草生長,并逐漸修復紅樹林特有的結構和功能, 成為較為健康的生態(tài)系統(tǒng)。因此, 篩選出如下適宜指標對該類型濱海濕地修復進行評價(表1):

1.2.1 生物群落結構特征 植物群落的調查開展于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向對照樣地互花米草生物量。修復樣地(PKO、DKO)和正向對照樣地(NKO)內, 選擇 10m×10m 的樣方, 測量樣方內每棵植株的基徑、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)修復效果評價指標體系Tab.1 System of indices for restoration assessment of the coastal wetland

底棲動物采樣于各樣地內均設三條樣線, 每條樣線隔 200m設一個取樣點, 每個樣點上挖取25cm×25cm面積內, 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)上的大型底棲動物樣品, 利用 4%的甲醛固定后, 送至國家海洋局第三海洋研究所底棲動物實驗室, 進行大型底棲動物鑒定, 計數(shù)和稱重, 獲取物種, 豐度和生物量數(shù)據(jù),計算Shannon-Wiener指數(shù)。

1.2.2 非生物環(huán)境質量特征 本文選取單因子污染指數(shù)法對濕地沉積物生源要素健康風險進行評價:

其中, Pi為單項指標的評價指數(shù), Ci為評價因子i的實測值, 而Cs則為評價因子i的評價標準值。本文采用加拿大安大略省制定的環(huán)境質量評價標準(李任偉,1998), 稍作修改, 以能引起最低級別生態(tài)風險的總有機碳(TOC, 1%)、總氮(TN, 550mg/kg)和總磷(TP,600mg/kg)含量為標準, 根據(jù) Pi得分大小, 將評價區(qū)域的健康風險劃分為五個級別: Ⅰ級表示非常清潔,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方程方法進行計算(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。

土壤碳庫則通過采集 0—60cm范圍內的沉積物,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碳,用Elementar Macrocube元素分析儀分析土壤TOC含量, 計算0—60cm土壤總碳庫:

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

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

1.2.4 濕地生態(tài)修復評價標準及評分 確定評價指標后, 對各評價指標進行分等級并賦予得分。生物群落結構和生態(tài)系統(tǒng)功能指標(表 1)等級劃分, 以正向或負向對照樣地狀態(tài)為標準, 計算修復比例(restoration ratio, RR), 表示如下:

其中, Ii為修復樣地指標i的值, 而Is則為對照樣地指標 i的值, 遞增型指標紅樹植物高度(C2)、紅樹植物基徑(C3)、底棲動物豐度(C4)、底棲動物生物量(C5)、底棲動物Shannon-wiener多樣性指數(shù)(C6)、植物生物量(F1)、沉積物碳庫(F2)和特征動物食物來源比例(F3)以正向對照樣地 NKO進行計算, 而遞減型指標互花米草生物量(C1)則以負向對照樣地SA進行計算。

根據(jù)計算所得修復比例, 劃分如下等級并予以賦分, 遞增性指標等級為 0≤RR<25、25≤RR<50、50≤RR<75、75≤RR<95、95≤RR<100, 對應得分分別為 0、1、2、3、4。遞減型指標等級為 100≥RR>75、75≥RR>50、50≥RR>25、25≥RR>5、5≥RR>0, 對應得分分別為0、1、2、3、4。

對于非生物環(huán)境質量指標, 根據(jù)單因子污染指數(shù)以及等級劃分, 分別對重度污染Ⅴ級、中度污染Ⅳ級、輕度污染Ⅲ級、清潔Ⅱ級和非常清潔Ⅰ級賦予得分, 分別為 0、1、2、3、4。

完成等級劃分后, 借鑒灰色聚類法中灰色白化權函數(shù)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(周林飛等, 2007):

其中,x為待評價指標值,表示第j個指標被劃分為第k個灰類的白化權函數(shù),則表示指標j的k級界限。

利用白化權函數(shù)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, 計算該指標的修復效果評分(restoration score, 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。

在獲得所有指標的修復效果評分之后, 采用如下步驟獲得生態(tài)系統(tǒng)層次的最終生態(tài)修復效果評分(ecosystem-level restoration score, ERS)。首先, 將每個對象層中所有指標的修復效果評分相加, 然后除以該對象層指標數(shù)目, 獲取對象層修復效果評分。因濱海濕地生態(tài)修復評價中, 每個指標類別都具有相似的生態(tài)重要性, 在評價中應被賦予相同的權重(Steinet al, 2009, Staszaket al, 2012), 因此, 最終生態(tài)修復效果評分按公式(8)獲得:

其中, RSj為第j類對象層的修復效果評分,n為對象層的數(shù)目, 本研究RSj包括RSC(生物群落結構層)、RSE(非生物環(huán)境質量層)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)修復效果評分劃分為五個等級, 其代表的意義如表2。

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

2 結果

2.1 生物群落結構特征

自2013年8月—2014年8月, 每半年一次的監(jiān)測結果顯示, PKO樣地內秋茄的高度和基徑逐漸增大(圖 2), 且樣地內未發(fā)現(xiàn)互花米草, 表明高密度種植紅樹秋茄幼苗短期內形成郁閉的紅樹植物群落,可成功抑制互花米草生長。2014年 8月的調查結果顯示, DKO內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

對于大型底棲動物群落結構特征, 相比修復前互花米草樣地SA和天然秋茄樣地NKO, 兩個修復樣地PKO和DKO內大型底棲動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)。四個樣地之間大型底棲動物的 Shannon-Wiener指數(shù)之間差異均不顯著。

種植前期幼苗階段, 秋茄生長速度較快, 修復 4年后高度和基徑的修復比例分別達到 34.71%±1.25%和41.07%±3.24%(圖4)。隨著修復的進行, 秋茄生長速度逐漸變緩, 修復時間約15年的DKO樣地內, 秋茄高度和基徑的修復比例僅為 64.43%±1.37%和68.31%±11.95%, 這表明作為木本紅樹植物生長和修復較為緩慢。對于底棲動物群落結構特征, 其修復比例變動較大, 而且PKO與DKO之間差異不顯著(圖4)。

圖3 大型底棲動物群落總豐度、總生物量及Shannon-wiener多樣性指數(shù)隨修復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 修復樣地內紅樹植物群落特征修復比例和大型底棲動物群落結構特征修復比例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)風險評價

互花米草被秋茄替代后, 表層沉積物TOC和TN含量均會顯著下降, 而兩個修復樣地之間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含量在各樣點之間差異不顯著(P>0.05)。表層沉積物生源要素生態(tài)風險評價結果顯示(表3), NKO和SA內沉積物嚴重受到氮污染, 均處于重度污染水平。除PKO和DKO內TOC生態(tài)風險等級為清潔外, SA和NKP樣地的TOC生態(tài)風險等級和所有樣地 TN的風險等級均為輕度污染, 表明漳江口地區(qū)濕地沉積物已受到有機碳污染, 雖然多數(shù)仍處在生物尚可承受的范圍, 但若紅樹林內沉積物碳含量進一步增大 TOC污染則會有進一步升級的風險。

表3 各樣地表層沉積物碳氮磷生源要素含量及生態(tài)風險評級Tab.3 The concentration and ecological risk assessment for the organic carbon, total nitrogen, and total phosphorus in surface sediment

2.3 濕地碳庫功能

秋茄的生物量隨濕地修復逐漸增大, 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, 但其土壤碳庫并未下降, 即SA和PKO土壤碳庫差異不顯著。而隨修復進行, 濕地土壤碳庫有所增大, 導致DKO土壤碳庫顯著高于PKO, 但依舊顯著低于天然秋茄 NKO樣地土壤碳庫(P<0.05)。PKO和 DKO土壤碳庫的修復比例分別為 50.14%±4.04%和 63.05%±2.01%, 土壤碳庫修復比例明顯高于生物量的修復比例。

圖5 秋茄生物量以及各樣地土壤碳庫隨濕地修復的變化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內底棲蟹類和螺類的食物有機碳源幾乎完全轉變?yōu)橐曰セ撞轂橹? 其平均貢獻率在 80%以上, 對褶痕相手蟹(Sesarma plicata)的貢獻率甚至達到 100%。而 PKO內, 互花米草對兩種底棲動物的食物有機碳貢獻率并未下降, 對珠帶擬蟹守螺(Cerithidea cingulata)的貢獻比例反而出現(xiàn)上升, 達到98%。但隨著修復時間的增長, 紅樹植物秋茄的凋落物產(chǎn)量和地下生物量會逐漸增大, 使得互花米草對底棲動物食物源的貢獻度呈現(xiàn)下降趨勢, DKO內互花米草對兩種底棲動物的平均貢獻度分別下降到 28.3%和 49.5%, 但與NKO相比存在較大差距。

2.5 濕地生態(tài)修復評價評分及評價結果

濕地生態(tài)修復效果最終評分顯示(表 4), PKO和DKO 的評分等級分別為“差”和“中”, 其生物群落結構得分都超過2.4, 達到了“良”的級別; 而PKO因修復時間短, 紅樹植物高度和基徑得分較低, 但兩樣地底棲動物 Shannon-wiener多樣性指數(shù)得分別達到了“優(yōu)”和“良”的級別。非生物環(huán)境質量方面, 兩個修復樣地得分均較低, 處于“差”的等級, 這與整個漳江口紅樹林生態(tài)系統(tǒng)受到了氮和磷污染威脅有關。生態(tài)系統(tǒng)功能方面, PKO樣地因植被生物量和食物網(wǎng)功能修復比例低, 處于“劣”的等級, 而DKO食物網(wǎng)功能指標修復比例高, 達到了“優(yōu)”的級別, 因此生態(tài)系統(tǒng)功能評分接近“良”的水平。以上結果表明, 從替代互花米草的角度, 該類型濕地生態(tài)修復達到了目的, 但是從生態(tài)系統(tǒng)層次進行評價, 即使如 DKO樣地經(jīng)過了十余年的修復, 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)修復具有緩慢性和長期性的特點。

圖6 各樣地內大型底棲動物褶痕相手蟹(Sesarma plicata)和珠帶擬蟹守螺(Cerithidea cingulate)食物有機碳貢獻率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)修復效果評價評分表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東南沿海紅樹林生態(tài)系統(tǒng), 并被認為會對紅樹幼苗的更新和生長造成負面影響(Zhanget al, 2012, 黃冠閩等, 2013), 因而有必要對互花米草進行防治和管理。為避免化學方法帶來的二次污染, 結合物理手段, 對互花米草進行生態(tài)替代是抑制其生長和擴散的一個重要手段(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?？赡軙胄碌奈锓N入侵風險。因此本研究探討了利用本土紅樹植物秋茄對互花米草進行替代和治理的有效性, 并對其生態(tài)修復效果進行了定量評價。

3.1 紅樹植物群落修復

本研究中, 修復樣地 PKO內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), 秋茄幼苗會因互花米草遮陰而生長緩慢, 進而由于互花米草倒伏而導致秋茄幼苗死亡。紅樹植物生長較為緩慢,互花米草殘存的地下根莖一旦萌發(fā)重新生長, 形成的遮陰勢必會抑制秋茄幼苗的生長。因此, 秋茄幼苗種植前期, 需要投入較多的人力對修復樣地進行維護和管理, 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, 互花米草的生長和擴散將受到抑制(Zhang et al, 2012)。PKO修復樣地中, 秋茄經(jīng)過 4年的生長, 高度已達 1.55m, 雖與天然秋茄林相比修復比例僅為 34.7%, 評分處于“差”的等級, 但其群落中已無互花米草生長, 達到了抑制入侵種并恢復本土植被群落的修復目的。修復時間約15年的DKO樣地, 在紅樹植物生長指標方面與天然秋茄林NKO依舊存在較大差距, 表明作為唯一生長在濱海潮間帶的木本植物, 紅樹林群落的修復比較緩慢。

3.2 紅樹林內底棲動物群落修復

大型底棲動物因其定居習性以及對環(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必會對底棲動物群落結構造成影響, 但互花米草入侵后底棲動物群落如何響應當前尚無一致的結論(Chen et al, 2009)。本研究中, 不同樣地之間底棲動物 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, 但差異性也不顯著。兩個修復樣地內底棲動物生物量比較天然秋茄林和互花米草均相對較低, 可能原因是修復樣地內優(yōu)勢腹足類由大個體的查加擬蟹守螺轉變?yōu)樾€體的短擬沼螺所致(Feng et al, 2014), 即修復工程開展過程中物理干擾和紅樹植物種植導致的生境變化, 為底棲動物提供了新的棲息空間和食物源, 會給某些機會主義物種帶來生存契機。修復樣地和對照天然秋茄林之間多樣性水平相近, 導致PKO和DKO在該項評分都達到“優(yōu)”的等級, 但由于大型底棲動物采樣中的局限性, 可能會低估某些運動能力強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)修復效果評價中的作用, 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物群落指標之外, 在將來的工作中, 適當篩選特征物種如相手蟹類作為評價指標可能更為準確合理。

3.3 漳江口紅樹林濕地生源要素生態(tài)風險

PKO和DKO樣地非生物環(huán)境質量特征評分均較低, 處于“差”的等級, 表明二者沉積物存在一定污染,具有潛在的生態(tài)風險。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為評分等級為“清潔”外, 其他樣地各個指標均超出正常范圍,尤其是SA和NKO樣地的TN已達到重度污染級別,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重的氮污染。濕地沉積物內氮素主要來源于動植物殘體歸還以及外源氮的輸入, 除互花米草和紅樹林群落內自身凋落物輸入外, 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, 也可能是導致其氮污染嚴重的重要原因。互花米草群落沉積物氮污染指數(shù)評分最高, Peng等(2011)在崇明東灘的研究發(fā)現(xiàn)互花米草會通過從潮水中吸收無機氮而提升沉積物內無機氮含量, 這可能也是漳江口互花米草沉積物氮污染較為嚴重的原因?；セ撞萑肭趾投ň訒龃鬄I海濕地沉積物氮污染風險,而紅樹替代互花米草會在一定程度上緩解這一趨勢,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

濱海濕地生態(tài)修復中, 生態(tài)系統(tǒng)結構尤其是植被群落結構的修復效果最受關注, 而生態(tài)系統(tǒng)功能指標如濕地對食物網(wǎng)的支持功能同樣應該予以考慮。紅樹林濕地具有相當高的初級生產(chǎn)力和豐富的沉積物碳儲量, 同時為大量濱海水生動物提供庇護和棲居場所, 也成為濱海生態(tài)系統(tǒng)復雜食物網(wǎng)的重要能量基礎(Alongi, 2014; Feng et al, 2014)。互花米草的生長為其群落內的底棲動物提供了食物來源, 但也顯著限制了其他高質量食物源如底棲微藻的能量供應,大大降低了底棲動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)修復開展初期,由于互花米草生物量殘體的存在以及周邊互花米草來源物質輸入的影響, 底棲動物食物有機碳源并未發(fā)生變化, 依舊以互花米草為主。而隨著紅樹植物的生長和互花米草來源物質輸入的下降, 底棲動物的食物源已逐漸修復, 本土食物有機碳源如微藻類物質等的貢獻水平增大, 提高了底棲動物食物源多樣性水平, DKO樣地的食物網(wǎng)功能評分已達到“優(yōu)”的等級。

與食物網(wǎng)功能高評分相反, DKO碳庫功能得分依舊較低, 這說明紅樹植物的生長和濕地土壤碳庫的積累是緩慢而漫長的過程。Moreno-Mateos等(2012)綜述了濕地生態(tài)修復工程開展多年以后, 生物群落結構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)修復實施幾十年后, 修復濕地這兩個方面與原生濕地差距依舊明顯。濕地生態(tài)修復中生態(tài)系統(tǒng)功能指標的恢復具有緩慢性, 這提醒我們要加強現(xiàn)有濕地的保護和管理, 尤其對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,預防為主, 及時發(fā)現(xiàn), 盡早處理, 以避免互花米草對本土生物群落和生態(tài)系統(tǒng)功能產(chǎn)生危害。

濱海濕地類型復雜多樣, 通常評價指標應該根據(jù)待評價濕地的特點以及退化的原因和修復的目標,并遵循科學性、合理性以及可操作性等原則進行篩選(張悅等, 2013), 同時應該注重評價指標的全面性和整體性。紅樹林生態(tài)系統(tǒng)具有復雜的生境異質性、豐富的生物多樣性和多樣的生態(tài)系統(tǒng)服務功能(Alongi,2014)。本文在濱海紅樹林濕地修復評價指標和方法方面做了探索, 但所選取的指標顯然不能全面反映紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)結構和功能修復狀況, 因此, 將來的工作中需要予以改進, 增加諸如微生物群落結構變化和紅樹林防風消浪生態(tài)功能等指標, 以提升評價結果的準確性和可信度。

4 結論

本文針對互花米草對紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的入侵和修復狀況, 構建了相應的濱海濕地生態(tài)修復效果的評價指標體系, 并基于灰色聚類分析對各單項指標進行了分值量化, 實現(xiàn)了在生態(tài)系統(tǒng)層面對濱海濕地生態(tài)修復效果的快速評價。對福建云霄漳江口本土紅樹植物秋茄替代互花米草生態(tài)修復樣地的評價顯示, 利用本土紅樹植物可以有效抑制互花米草生長,并促進本土植被群落和底棲動物多樣性的恢復, 但工程實施前期管理維護是修復工作成功的重要保證,從而需要在修復過程中投入大量的人力物力。而且由于紅樹林自身生長特性, 其植物群落結構和生態(tài)系統(tǒng)功能的修復均較為緩慢, 可能需要數(shù)十年時間才能達到原生天然紅樹林濕地的水平。因此, 當前中國濱海紅樹林濕地對互花米草的管理中, 預防入侵仍是關鍵, 而對入侵后的治理方式, 我們建議采取物理手段結合本土紅樹植物替代的綜合治理措施, 盡量降低對濕地結構和功能的破壞。而從環(huán)境質量評價指標的角度, 當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)風險, 尤其是氮的污染達到“重度污染”等級, 因此在加強濕地資源保護, 推進濕地修復工作開展的同時, 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)和生活污染物質的排放, 以降低對漳江口紅樹林濕地的環(huán)境威脅, 維護濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康。

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

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