雷遠(yuǎn)達(dá),燕鴻宇,鐘彩英,馮佩君,姜仕軍,*

1 暨南大學(xué)地下水與地球科學(xué)研究院,水體富營(yíng)養(yǎng)化與赤潮防治廣東普通高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 廣州 510632

2 中國(guó)科學(xué)院廣州地球化學(xué)研究所有機(jī)地球化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 廣州 510640

近年來(lái),生態(tài)系統(tǒng)中的多穩(wěn)態(tài)現(xiàn)象(Alternative stable states)及其轉(zhuǎn)換行為一直是生態(tài)學(xué)界的一個(gè)研究熱點(diǎn)[1-2]。生態(tài)系統(tǒng)多穩(wěn)態(tài)是指在一定外界條件下,系統(tǒng)出現(xiàn)兩種或多種穩(wěn)定狀態(tài)的現(xiàn)象,自然系統(tǒng)可以在這些穩(wěn)態(tài)中進(jìn)行切換[3]。而對(duì)受損生態(tài)系統(tǒng)而言,穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換(Regime shift)往往是突發(fā)的生態(tài)災(zāi)變,系統(tǒng)內(nèi)部結(jié)構(gòu)和功能因此發(fā)生根本性改變,并很難自發(fā)地恢復(fù)到原始狀態(tài),需要獲得極大的外界干預(yù)(修復(fù))才能實(shí)現(xiàn),人類(lèi)社會(huì)為此已付出巨大代價(jià)[4-5]。因此,穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變檢驗(yàn)與早期預(yù)警、轉(zhuǎn)換機(jī)制及驅(qū)動(dòng)因子、系統(tǒng)修復(fù)力和遲滯效應(yīng)等方面均是生態(tài)系統(tǒng)管理的重要課題[6-8]。目前,國(guó)內(nèi)對(duì)于水域生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換的研究主要集中在淡水湖泊系統(tǒng)[9-12],尤其是淺水湖泊,而海水生態(tài)系統(tǒng)的相關(guān)研究則相對(duì)較少[13-14]。穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換研究通常以長(zhǎng)時(shí)間序列的變量數(shù)據(jù)作為支撐,在長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)匱乏的情況下,水域底部沉積物記錄可以提供連續(xù)、高分辨率的研究素材[10,15-16]。通過(guò)分析沉積物里的多重代用指標(biāo),可以定量重塑環(huán)境變化,反演歷史進(jìn)程,為生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)換機(jī)制的科學(xué)研究提供重要的新證據(jù)和新案例[17-18]。

深圳灣位于粵港澳大灣區(qū)的核心位置,是區(qū)域內(nèi)最重要的港灣之一,其區(qū)位特殊而優(yōu)越,腹地背靠深圳和香港兩座特大城市,并輻射珠江三角洲乃至華南地區(qū)。近幾十年來(lái),深圳灣見(jiàn)證了這個(gè)區(qū)域的快速發(fā)展,其生態(tài)環(huán)境的歷史變遷是社會(huì)經(jīng)濟(jì)騰飛的時(shí)代縮影[19]。紅樹(shù)林是熱帶亞熱帶沿海特有的生態(tài)系統(tǒng),系統(tǒng)內(nèi)部生產(chǎn)力極高,提供豐富的生態(tài)服務(wù)功能,在河口海灣生態(tài)平衡調(diào)節(jié)中扮演著重要角色[20-21]。福田紅樹(shù)林濕地位于深圳灣東北岸,是我國(guó)唯一一個(gè)處于城市中心區(qū)的國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū),深受沿海城市化和人類(lèi)活動(dòng)的影響。20世紀(jì)50年代,香港電子工業(yè)的興起使進(jìn)入深圳灣的污染物(例如重金屬)明顯增加,嚴(yán)重降低沿岸紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性[22-23]。80年代以來(lái),隨著改革開(kāi)放政策落實(shí),深圳特區(qū)城市化進(jìn)程加速,圍海造陸和海水污染等原因?qū)е律钲跒臣t樹(shù)林和基圍濕地大面積萎縮,雖然近年來(lái)人工造林成效顯著,紅樹(shù)林面積有所恢復(fù),但福田紅樹(shù)林群落仍存在樹(shù)種單一、結(jié)構(gòu)脆弱、外來(lái)物種入侵等諸多生態(tài)問(wèn)題[24-25]。因此,本文通過(guò)福田紅樹(shù)林濕地中沉積柱的多重指標(biāo)分析,重建其半個(gè)世紀(jì)以來(lái)的生態(tài)演變過(guò)程,揭示其生態(tài)系統(tǒng)對(duì)人類(lèi)脅迫的響應(yīng)與反饋,為粵港澳大灣區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的退化機(jī)制、修復(fù)管理等工作提供科學(xué)依據(jù)與參考。

1 樣品采集與分析

1.1 研究區(qū)域概況

深圳灣位于珠江口東部(圖1),為半封閉海灣,平均深度僅為2.9 m, 潮汐類(lèi)型為不規(guī)則半日潮,主要匯入的河流包括深圳河、大沙河和元朗河等。海灣內(nèi)常年接受大量陸源污染物輸入,根據(jù)《2017年廣東省海洋環(huán)境狀況公報(bào)》,深圳灣水質(zhì)達(dá)到國(guó)家海水質(zhì)量劣四類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)[26]。福田紅樹(shù)林濕地位于深圳灣東北部(113°45′ E, 22°32′ N,圖1),呈長(zhǎng)條狀分布,長(zhǎng)約11 km,與香港米埔紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)隔水相望。福田紅樹(shù)林自然保護(hù)區(qū)成立于1988年,目前保護(hù)區(qū)內(nèi)紅樹(shù)群落結(jié)構(gòu)比較簡(jiǎn)單,主要以灌木或小喬木為主,優(yōu)勢(shì)種包括海桑、秋茄、桐花樹(shù)和白骨壤等[27-28]。

圖1 深圳灣福田紅樹(shù)林濕地采樣點(diǎn)空間分布圖Fig.1 Location of sediment cores in Futian mangrove forest, Shenzhen BayHS柱: 海桑群落巖芯柱；BGR柱: 白骨壤群落巖芯柱；QQ柱: 秋茄群落巖芯柱；TT柱: 近海灘涂巖芯柱

1.2 樣點(diǎn)布設(shè)和沉積物采集與保存

2014年12月于深圳灣福田紅樹(shù)林濕地內(nèi),根據(jù)不同的紅樹(shù)植物種類(lèi)分布(海桑Sonneratiacaseolaris、秋茄Kandeliaobovata、白骨壤Avicenniamarina、無(wú)植被覆蓋的灘涂),分別獲取4根沉積柱,分別命名為HS柱(98 cm)、QQ柱(78 cm)、BGR柱(74 cm)和TT柱(79 cm),其分布位置見(jiàn)圖1。柱狀樣的采集使用內(nèi)徑為75 mm的PVC管,垂直壓入沉積物,到一定深度后,利用鐵鍬把PVC管周?chē)啄嗤陂_(kāi),頂部空管截掉后加蓋密閉,人工緩緩拔出PVC管,管底出泥面時(shí)迅速加蓋托底取出樣品,保持直立狀態(tài)運(yùn)送回實(shí)驗(yàn)室。在完成體積磁化率的測(cè)量后,沉積柱按1 cm間隔切割分樣,冷凍干燥后置于冰柜保存。

1.3 沉積柱年代框架建立

測(cè)量四根沉積柱的體積磁化率Κ(英國(guó)Bartington MS2),對(duì)比其縱向變化,對(duì)最具有代表性的HS沉積柱進(jìn)行放射性測(cè)年。利用放射性核素210Pb活度隨時(shí)間衰減的原理,建立沉積柱的年代框架。將干燥沉積物裝進(jìn)離心管封存一個(gè)月,待其中衰變母體226Ra和子體210Pb濃度達(dá)到平衡后,利用高純鍺伽瑪能譜儀(美國(guó)Ortec,GWL- 120- 15-XLB-AWT)測(cè)定兩者的比活度,應(yīng)用CIC模型計(jì)算平均沉積速率,確定沉積層位的具體年代。其他三根沉積柱通過(guò)磁化率與HS柱進(jìn)行比對(duì),確定各自的年代框架。

1.4 沉積物地球化學(xué)指標(biāo)與粒度分析

分析四根沉積柱樣品的多重地球化學(xué)和沉積學(xué)指標(biāo),包括營(yíng)養(yǎng)鹽(總氮TN、總磷TP)、有機(jī)物(總有機(jī)碳TOC、有機(jī)氮TON、碳同位素δ13C)、重金屬元素(銅Cu、鉻Cr、鉛Pb、鋅Zn、鎳Ni)、粒度分布(平均粒徑Mz、中值粒徑Md)。

沉積物TN和TP分析：樣品通過(guò)過(guò)硫酸鉀同步消化后,分別使用紫外法和鉬銻抗比色法進(jìn)行測(cè)定[29]。有機(jī)地球化學(xué)指標(biāo)：將樣品研磨過(guò)200目篩,加入過(guò)量1.5 mol/L HCl,水洗至中性,干燥待測(cè),其中TOC和TON通過(guò)元素分析儀PerkinElmer 2400進(jìn)行測(cè)定,δ13C通過(guò)同位素儀Picarro G2121-i與元素分析儀Costech ECS4024聯(lián)用分析獲得。無(wú)機(jī)地球化學(xué)指標(biāo)：將沉積物研磨,200目過(guò)篩,使用液壓機(jī)在20 MPa壓力下壓成圓形樣片,放入X射線(xiàn)熒光光譜儀(XRF,天瑞EDX- 2000)重復(fù)測(cè)量十次,獲得重金屬元素Cu、Cr、Pb、Zn、Ni的質(zhì)量濃度。沉積物粒度分析：分別使用30% H2O2和10% HCl去除樣品中有機(jī)物和碳酸鹽,加入0.5 mol/L六偏磷酸鈉 [(NaPO3)6] 促使顆粒分散,利用激光粒度儀馬爾文MasterSizer 3000測(cè)定粒度分布,每個(gè)樣品重復(fù)測(cè)試5次并確保其頻率分布曲線(xiàn)一致。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

對(duì)沉積物多重指標(biāo)數(shù)據(jù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化(Method=total),消除量綱影響,通過(guò)主成分分析(PCA,Principal Component Analysis),獲得PCA第一軸得分(PC1),即代表深圳灣紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)變化的主要趨勢(shì)。使用STARS(Sequential T-test Algorithm for Analyzing Regime Shifts)對(duì)PC1得分的長(zhǎng)時(shí)間序列數(shù)據(jù)進(jìn)行突變檢測(cè),設(shè)置步長(zhǎng)(Cut-off Length)為35,顯著水平P<0.1,計(jì)算突變指數(shù)(RSI,Regime Shift Index),確定生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變的時(shí)間節(jié)點(diǎn)[30]。

2 結(jié)果與討論

2.1 沉積柱年代框架

如圖2所示,HS柱49個(gè)樣品的210Pb比活度隨沉積深度增加呈現(xiàn)指數(shù)降低的趨勢(shì),根據(jù)CIC模型利用對(duì)數(shù)公式(y=-28.36ln(x)+147.55,R2=0.79)擬合210Pb衰減程度,計(jì)算出HS柱的平均沉積速率為0.88 cm/a,據(jù)此計(jì)算0—98 cm中每層沉積深度所對(duì)應(yīng)的具體年份,確定整柱年代范圍為1905—2014。

對(duì)比四根沉積柱的磁化率垂直分布(圖2),發(fā)現(xiàn)其變化趨勢(shì)具有極高的相似性,說(shuō)明所有采樣地點(diǎn)保留了原始的沉積結(jié)構(gòu),沉積柱的連續(xù)性好,采樣過(guò)程對(duì)沉積柱的干擾很小；這同時(shí)也證明流域內(nèi)磁化率對(duì)比方法的有效性和可靠性。以HS柱年代結(jié)果為參考系,確定其柱上兩個(gè)最明顯的時(shí)標(biāo)點(diǎn)(11 cm—2003；70 cm—1937),使BGR、QQ、TT沉積柱上的體積磁化率峰值點(diǎn)與之對(duì)應(yīng),關(guān)聯(lián)沉積層位和年份,即可計(jì)算不同階段的沉積速率,從而構(gòu)建其各自的年代框架。

圖2 HS柱210Pbex比活度垂直剖面以及四根沉積柱的體積磁化率對(duì)比Fig.2 Vertical profile of the activity of 210Pbex in Core HS; Comparison of volume magnetic susceptibility of all sediment cores210Pbex: 過(guò)剩鉛210比活度,210Pbexcess

2.2 多重代用指標(biāo)及指示意義

深圳灣四根沉積柱時(shí)間跨度達(dá)百年左右,考慮到20世紀(jì)50—60年代以后,該區(qū)域人類(lèi)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)才明顯增強(qiáng),本文只選取每根沉積柱前50個(gè)樣品(相當(dāng)于1950年以來(lái))進(jìn)行多重指標(biāo)的分析和研究(圖3)。

2.2.1重金屬含量與時(shí)空變化

深圳灣紅樹(shù)林沉積物中不同重金屬的含量差別較大。Cr的含量范圍為40.98—135.22 mg/kg,平均值為99.50 mg/kg；Ni為15.41—69.54 mg/kg,平均47.16 mg/kg；Cu為45.24—192.15 mg/kg,平均127.89 mg/kg；Zn為113.42—453.54 mg/kg,平均302.76 mg/kg；Pb為40.01—109.82 mg/kg,平均94.58 mg/kg。對(duì)比國(guó)家海洋沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB18668—2002)[31]和南海沉積物背景值[32-33],發(fā)現(xiàn)Cr、Pb和Zn均值高于海洋質(zhì)量第一類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)(海洋保護(hù)區(qū)和海水養(yǎng)殖區(qū)等級(jí)),Cu均值高于第二類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)(一般工業(yè)用水區(qū)等級(jí)),并且這五種重金屬的含量也顯著高于南海背景值,表明深圳灣紅樹(shù)林沉積物受到一定程度的重金屬污染。

在垂直分布上,五種重金屬在不同沉積柱上均表現(xiàn)出了相似的趨勢(shì)(圖3)。從20世紀(jì)50—60年代開(kāi)始,沉積柱的重金屬含量逐漸增加,到80年代中期達(dá)到高峰,之后含量趨平或稍微降低。該縱向變化模式與前人的深圳灣重金屬研究結(jié)果基本吻合[22,34-35]。深圳灣重金屬含量的歷史變化受到深港兩地非同步的經(jīng)濟(jì)發(fā)展模式影響。據(jù)報(bào)道,深圳灣重金屬主要來(lái)源于電子制造和金屬制品兩個(gè)行業(yè)[36]。1960—1980年,香港迎來(lái)一個(gè)制造業(yè)騰飛的黃金時(shí)期,北部新界地區(qū)電子工業(yè)發(fā)展迅速,大量重金屬隨工業(yè)廢水進(jìn)入深圳灣,導(dǎo)致此時(shí)期重金屬累積效應(yīng)明顯[23,34]。80—90年代,香港制造業(yè)增長(zhǎng)放緩,其工藝生產(chǎn)線(xiàn)逐步轉(zhuǎn)移至內(nèi)地,香港對(duì)深圳灣的重金屬污染貢獻(xiàn)逐步減少。與此同時(shí),深圳在改革開(kāi)放政策的推動(dòng)下迅速崛起,其工業(yè)生產(chǎn)總值從1979年的2.3千萬(wàn)元增加到2014年的6.4千億元,年平均增長(zhǎng)速度達(dá)到29.9%[37]。理論上,沉積物中的重金屬在80—90年代后應(yīng)該持續(xù)增長(zhǎng),但是并未觀(guān)察到重金屬含量增加的情況,反而出現(xiàn)平緩甚至回落的趨勢(shì)。有研究指出從1986到2007年間,深圳市重金屬的排放總量實(shí)際上增速不高,導(dǎo)致單位產(chǎn)值下的重金屬排放在逐年下降[36]。另外,從80年代起,深圳市的快速城市化帶來(lái)兩個(gè)主要的環(huán)境影響：一是土地利用方式改變,導(dǎo)致深圳河徑流量增大[38]；二是深圳灣沿海的圍海造陸工程方興未艾[39]。這兩個(gè)過(guò)程導(dǎo)致的直接結(jié)果是深圳灣納潮量降低,泥沙淤積更多更快[40]。根據(jù)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù),1970年前深圳灣的自然淤積率為0.01—0.03 m/a,到了80年代,深圳灣北側(cè)海岸的淤積率升高至0.12 m/a,海灣內(nèi)其他海岸的淤積率也達(dá)到0.02—0.04 m/a[41]。沉積加快引起的稀釋作用和重金屬輸入增量不高,很可能是沉積柱中重金屬含量在80年代以后并沒(méi)有升高、反而趨緩或降低的原因。

2.2.2營(yíng)養(yǎng)含量與時(shí)空變化

HS柱的TN濃度范圍為1057.14—2122.88 μg/g,平均值為1754.43 μg/g；BGR柱1336.38—4486.10 μg/g,平均2441.81 μg/g；QQ柱1459.67—2499.09 μg/g,平均2045.82 μg/g；TT柱為356.88—1879.74 μg/g,平均1178.79 μg/g。HS柱的TP濃度范圍為414.07—582.28 μg/g,平均值為519.06 μg/g；BGR柱406.32—918.04 μg/g,平均649.99 μg/g；QQ柱441.84—1431.60 μg/g,平均883.59 μg/g；TT柱183.92— 638.85 μg/g,平均492.43 μg/g。

四根沉積柱TN含量排序是：BGR > QQ > HS > TT,TP含量排序是：QQ > BGR > HS > TT,即有紅樹(shù)林植被覆蓋的樣點(diǎn)營(yíng)養(yǎng)鹽濃度高于灘涂的樣點(diǎn)。紅樹(shù)林初級(jí)生產(chǎn)力高,大量凋落物和根系分泌物進(jìn)入沉積物,有機(jī)質(zhì)在缺氧沉積物中分解緩慢,使得營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)富集。而裸露灘涂無(wú)植被遮蓋,潮退后曝氧氧化強(qiáng)烈并受潮汐搬運(yùn)作用影響,營(yíng)養(yǎng)匱乏。該結(jié)果與其他紅樹(shù)林濕地的研究結(jié)論一致[42-43]。

從時(shí)間序列看(圖3),深圳灣沉積物的TN和TP含量呈現(xiàn)不同的變化趨勢(shì)。過(guò)去50年間TN含量緩慢上升,到了20世紀(jì)80年代,含量明顯增加；而TP在經(jīng)歷前期的增長(zhǎng)后,在80—90年代開(kāi)始下降并趨于平緩狀態(tài)；該變化趨勢(shì)與前人基于沉積物和長(zhǎng)期檢測(cè)的研究結(jié)果基本一致[44-47]。深圳灣TN逐年增長(zhǎng)的趨勢(shì)與深圳城市化進(jìn)程有密切關(guān)系。始于1979年,深圳用了短短30年時(shí)間,就從一個(gè)小漁村迅速發(fā)展成為一個(gè)城市化率達(dá)到100%的特大城市[48]。隨著城市經(jīng)濟(jì)發(fā)展,大量含氮生活廢水和工業(yè)污水被排進(jìn)深圳灣,使得深圳灣長(zhǎng)期處于富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài)。根據(jù)《2017年廣東省海洋環(huán)境狀況公報(bào)》,深圳灣大部分海域無(wú)機(jī)氮和活性磷酸鹽指標(biāo)全年超標(biāo),水質(zhì)劣于四類(lèi)海水標(biāo)準(zhǔn)[26]。1981—2010年間深圳灣海域因營(yíng)養(yǎng)過(guò)剩共發(fā)生過(guò)33 次赤潮災(zāi)害,給海洋生態(tài)健康及社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展造成了嚴(yán)重危害[46]。另外,大氣氮沉降也可能是深圳灣氮輸入的重要來(lái)源。有研究指出珠江三角洲區(qū)域的大氣氮年沉降通量達(dá)到37.8—48.2 kg/hm2,是該區(qū)域水生系統(tǒng)氮污染的重要影響因素[49]。與TN不同,深圳灣的TP含量在80—90年代以后,呈現(xiàn)出維持或略微降低的趨勢(shì),這與香港環(huán)保署提供的 1987—2014年后海灣(深圳灣)的長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)相吻合(https://www.epd.gov.hk)。我們推測(cè)主要原因與90年代以后采取多種有效去除磷鹽的舉措有關(guān)系,例如深圳灣沿岸基圍養(yǎng)殖池大面積減少,含磷洗滌劑限制使用,污水處理率提高等[47]。

2.2.3粒度組成及時(shí)空變化

從粒度垂直分布發(fā)現(xiàn),每根沉積柱的平均粒徑Mz和中值粒徑Md具有很好的一致性(圖3)。HS柱的Mz和Md的均值分別為7.32 Φ和7.34 Φ,BGR柱分別為7.48 Φ和7.57 Φ,QQ柱分別為7.43 Φ和7.37 Φ,TT柱分別為6.63 Φ和7.00 Φ。這些結(jié)果說(shuō)明福田紅樹(shù)林沉積物以粘土和粉砂為主,反映環(huán)境的水動(dòng)力較弱。以Φ為單位的粒徑表示方法,數(shù)值越大,顆粒越細(xì),反之越粗[50]。四根沉積柱顆粒粗細(xì)的排序是：TT > HS > QQ > BGR,即灘涂樣點(diǎn)比紅樹(shù)林樣點(diǎn)沉積物粒徑更粗,這主要跟采樣點(diǎn)的空間位置以及紅樹(shù)林的滯留作用有關(guān)。灘涂樣點(diǎn)位于福田紅樹(shù)林濕地靠近海洋的邊緣位置,受潮汐和波浪作用影響,加之灘涂缺乏植物保護(hù),細(xì)顆粒物質(zhì)極易被沖走,粗顆粒物質(zhì)則選擇性被留下；相反,位于紅樹(shù)林內(nèi)部區(qū)域的沉積物,植被交錯(cuò)覆蓋,對(duì)潮流起到很好的阻滯作用,有利于細(xì)顆粒物質(zhì)的沉降和保存[51-52]。

除了個(gè)別樣品(HS柱：45—50 cm; QQ柱：0—4 cm),Mz和Md在四個(gè)沉積序列中均無(wú)明顯的變化趨勢(shì),表明福田紅樹(shù)林在過(guò)去50年的沉積環(huán)境相對(duì)穩(wěn)定,水動(dòng)力變化不大,主要原因?yàn)樗膫€(gè)采樣點(diǎn)均位于保護(hù)區(qū)的核心區(qū)域,沉積環(huán)境長(zhǎng)期穩(wěn)定,使得沉積物以細(xì)顆粒粉砂和粘土為主,粒徑變化較小。但是,如上所述,灘涂樣點(diǎn)TT柱的空間位置使得其粒度指標(biāo)對(duì)水動(dòng)力變化相對(duì)敏感,其41—44 cm(1961—1965)處出現(xiàn)Mz和Md的連續(xù)極低值,說(shuō)明此時(shí)期深圳灣環(huán)境水動(dòng)力發(fā)生了急劇的變化。相關(guān)歷史資料表明,1961—1965年間影響深圳灣的臺(tái)風(fēng)次數(shù)達(dá)9次,其中15級(jí)以上強(qiáng)臺(tái)風(fēng)1次,17級(jí)以上超強(qiáng)臺(tái)風(fēng)2次,特別是在1964年出現(xiàn)了研究年限(1954—2014)中的最強(qiáng)臺(tái)風(fēng)SALLY,其中心風(fēng)力達(dá)17級(jí)以上,中心氣壓895 hpa,對(duì)深圳灣沿岸水體造成極大擾動(dòng)。因此我們推測(cè),TT柱在41—44 cm處的粗顆粒沉積由當(dāng)時(shí)強(qiáng)烈的臺(tái)風(fēng)活動(dòng)所致。另外,由于營(yíng)養(yǎng)物和重金屬對(duì)不同粒徑的顆粒物具有選擇性的吸附效應(yīng)[53],其含量變化會(huì)受到沉積物粒度影響,因此這些指標(biāo)在TT柱相對(duì)應(yīng)的位置也出現(xiàn)同步的異常值(圖3)。

2.2.4有機(jī)指標(biāo)及時(shí)空變化

福田紅樹(shù)林沉積物中TOC的變化范圍是0.85%至3.90%,平均含量為1.68%；C/N的變化范圍是6.52—16.17,平均值為9.12；δ13C的變化范圍是-29.0‰至-24.0‰,平均值為-26.5‰。

C/N和δ13C是判斷沉積物有機(jī)質(zhì)來(lái)源的常用方法[54]。一般認(rèn)為,C/N大于20代表沉積物有機(jī)質(zhì)主要來(lái)源于陸地高等植物,比值小于10表示海洋藻類(lèi)為有機(jī)質(zhì)主要來(lái)源,而10—20的比值指示著陸源和海源的共同貢獻(xiàn)[55-56]。另一方面,δ13C主要用于區(qū)分不同植物對(duì)沉積有機(jī)物的貢獻(xiàn),因?yàn)镃3和C4植物在δ13C數(shù)值軸上具有明確的分區(qū)：C3植物的δ13C范圍為-34‰至-20‰,以-27‰左右居多；C4植物的δ13C范圍是-19‰至-9‰,以-13‰左右居多,例如海洋浮游植物的δ13C一般為-19‰到-9‰,落于C4植物區(qū)間[57]；而紅樹(shù)是典型的C3植物,其δ13C范圍在-30.5‰到-23.4‰之間[58]。結(jié)合C/N和δ13C的結(jié)果,認(rèn)為福田紅樹(shù)林沉積物有機(jī)質(zhì)是紅樹(shù)、陸源和海源混合作用的結(jié)果,而這三個(gè)來(lái)源的貢獻(xiàn)度隨著時(shí)間和環(huán)境變化而變化。

從總體趨勢(shì)看,深圳灣沉積物有機(jī)指標(biāo)的垂直變化具有明顯的規(guī)律,即過(guò)去50年內(nèi),TOC一直增長(zhǎng),C/N比值總體上升(TT柱除外),δ13C逐年偏負(fù)(BGR柱除外)。沉積物TOC增加與深圳灣沿岸區(qū)域的發(fā)展有密切關(guān)系,尤其是1985—1990年以后,隨著深圳經(jīng)濟(jì)和人口的快速發(fā)展,越來(lái)越多的有機(jī)碳輸入到福田紅樹(shù)林濕地內(nèi)。同時(shí),大量的陸源輸入導(dǎo)致沉積物中C/N比值升高、δ13C降低。此外,80年代中期以后,福田紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)建立,紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)得到恢復(fù),濕地面積增加,使得沉積物中有機(jī)質(zhì)的紅樹(shù)來(lái)源貢獻(xiàn)增大,δ13C值進(jìn)一步降低。

2.3 紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換及其啟示

各沉積柱的PCA分析結(jié)果表明第一軸PC1均為其系統(tǒng)中的最主要成分(不同沉積柱PC1和PC2的方差解釋度對(duì)比：HS柱為40.9% vs. 24.3%；BGR柱為43.6% vs. 25.2%；QQ柱為54.2% vs. 25.1%；TT柱為PC1 34.5% vs. 24.3%),反映了生態(tài)系統(tǒng)的主要變化趨勢(shì)。STARS對(duì)PC1的檢驗(yàn)結(jié)果顯示,系統(tǒng)在研究時(shí)段內(nèi)出現(xiàn)了一次穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變(圖3)：HS柱發(fā)生在1987年(25 cm,RSI=0.92),BGR柱發(fā)生在1981年(29 cm,RSI=1.36),QQ柱發(fā)生在1979年(31 cm,RSI=1.51),TT柱發(fā)生在1985年(25 cm,RSI=0.67)。這些結(jié)果一致表明,在過(guò)去50年中深圳紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)經(jīng)歷了一次重大的狀態(tài)轉(zhuǎn)變,而轉(zhuǎn)變發(fā)生于80年代初期到中期,在沉積記錄中留下了明顯的印記。穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換前(20世紀(jì)50—80年代),福田紅樹(shù)林沉積物重金屬(如Cu和Zn)、無(wú)機(jī)營(yíng)養(yǎng)(如TP)和有機(jī)質(zhì)(如TOC)盡管逐年增加,但含量仍處于較低水平。穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換后(20世紀(jì)90年代至今),深圳灣陸源輸入增加,污染加劇,使得沉積物重金屬濃度(如Pb)和有機(jī)元素指標(biāo)(如C/N和δ13C)發(fā)生明顯變化,濕地中營(yíng)養(yǎng)物(如TN)快速累積,使得紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量下降。福田紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)的狀態(tài)突變反映了深圳灣總體環(huán)境在20世紀(jì)80年代的急劇變化,深圳灣生態(tài)系統(tǒng)的各個(gè)層次也對(duì)此作出了不同程度的生態(tài)響應(yīng)。深圳灣的紅樹(shù)林覆蓋面積在穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變過(guò)程中嚴(yán)重萎縮,1970年以前面積達(dá)10 km2,但在80年代初期大規(guī)模圍海造陸活動(dòng)后,天然紅樹(shù)林大幅減少[59]。雖然在1990—2000年以后,相關(guān)部門(mén)通過(guò)人工造林,使得紅樹(shù)林面積得到一定恢復(fù),但直至2007年,深圳灣原生和新生紅樹(shù)林的面積之和尚不及1970前歷史高位的一半,而且目前紅樹(shù)林還面臨著物種多樣性下降、生境破碎化等諸多問(wèn)題[59-60]。1980—1990年期間,深圳灣的浮游植物群落發(fā)生明顯的變化,赤潮藻類(lèi)多樣性增加,經(jīng)常出現(xiàn)新的赤潮種,導(dǎo)致赤潮災(zāi)害發(fā)生頻率升高,持續(xù)時(shí)間延長(zhǎng)[61]。另外,由于福田紅樹(shù)林遭受破壞,棲息地消失,紅樹(shù)林內(nèi)昆蟲(chóng)群落種類(lèi)急劇減少,海欖雌瘤斑螟等蟲(chóng)害因此多次爆發(fā)[62]。

深圳灣的生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變是多重人為因素共同作用的結(jié)果,既受經(jīng)濟(jì)發(fā)展、人口增長(zhǎng)、城鎮(zhèn)化和工業(yè)化過(guò)程等上層指標(biāo)影響,也與土地利用方式改變、圍海造陸、陸源輸入增加、海水污染等下層指標(biāo)有關(guān),總體體現(xiàn)在深圳市改革開(kāi)放初期社會(huì)經(jīng)濟(jì)指標(biāo)的爆發(fā)性增長(zhǎng)。據(jù)《2015年深圳統(tǒng)計(jì)年鑒》,從1979到1990約十年間,深圳市人口從31.4萬(wàn)增加到167.8萬(wàn)；全市生產(chǎn)總值(GDP)從2.0億元增至171.7億元,翻了86倍；工業(yè)產(chǎn)值從0.2億元增至64.5億元,增長(zhǎng)了322倍[37]。人口與經(jīng)濟(jì)急劇增長(zhǎng)必然引起深圳市土地利用類(lèi)型的改變,城市建設(shè)用地因此增加,綠地減少。以福田區(qū)為例,2014年城市建設(shè)用地面積比1987年時(shí)增加81.2%,植被覆蓋度持續(xù)下降,已經(jīng)徹底從鄉(xiāng)村景觀(guān)轉(zhuǎn)變?yōu)槌鞘芯坝^(guān)[19]。另外,人口擁擠導(dǎo)致用地緊張,促使圍海造陸工程迅速展開(kāi)。隨著土地利用方式改變和填海工程進(jìn)行,陸源物質(zhì)流失增加,深圳灣淤積率提高,底質(zhì)污染物累積作用明顯,深圳灣的海水污染問(wèn)題也日益突出。20世紀(jì)80年代,深圳灣流域的TN年平均入海通量達(dá)到10388.2T,TP則為2694.5T,使其海水中TN濃度年平均值達(dá)到2.4 mg/L,TP為0. 65 mg/L[47]。而90年代以前,整個(gè)深圳灣流域內(nèi)只有一座污水處理廠(chǎng)(濱河污水處理廠(chǎng),1984年投入運(yùn)行第一期工程),其時(shí)整個(gè)海灣的污水處理率不足10%[47,63]。這一連串的社會(huì)經(jīng)濟(jì)與生態(tài)環(huán)境影響在短期內(nèi)快速疊加,外部脅迫增速超過(guò)深圳灣生態(tài)系統(tǒng)的自我調(diào)節(jié)速度,日積月累超過(guò)其閾值,最終導(dǎo)致難以扭轉(zhuǎn)的穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變。

深圳灣生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生重大轉(zhuǎn)變的時(shí)間節(jié)點(diǎn)是20世紀(jì)80—90年代,即改革開(kāi)放早期,該結(jié)論與前人對(duì)珠江三角洲長(zhǎng)期環(huán)境變化的研究結(jié)果一致[64-66],說(shuō)明珠江三角洲和深圳灣的生態(tài)系統(tǒng)同步地響應(yīng)了改革開(kāi)放帶來(lái)的諸多環(huán)境變化。另外,深圳灣實(shí)際上一直是人類(lèi)活動(dòng)干擾強(qiáng)烈的海域,其所受的環(huán)境脅迫不單是來(lái)自深圳一側(cè),也來(lái)自香港一側(cè)。香港在20世紀(jì)50—80年代經(jīng)歷了三十年的經(jīng)濟(jì)高速增長(zhǎng)期,期間對(duì)深圳灣施加了持續(xù)的環(huán)境壓力,各種壓力源的延時(shí)協(xié)同效應(yīng)削弱了系統(tǒng)的平衡彈性(恢復(fù)能力),使得深圳灣系統(tǒng)越發(fā)偏離原始狀態(tài)。深圳在80年代的突然崛起似乎更像是壓垮駱駝的最后一根稻草,在其強(qiáng)力脅迫下深圳灣生態(tài)系統(tǒng)最終越過(guò)生態(tài)閾值,轉(zhuǎn)換成另外一種系統(tǒng)狀態(tài)。目前,深圳灣的環(huán)境形勢(shì)局部有所好轉(zhuǎn)(例如海灣內(nèi)無(wú)機(jī)磷鹽含量在逐步下降),但總體仍然十分嚴(yán)峻,存在海洋污染(海水質(zhì)量全年劣于最差的國(guó)家四類(lèi)標(biāo)準(zhǔn))、濱海濕地功能退化、海洋生物多樣性低、赤潮事件頻發(fā)等問(wèn)題。因此,繼續(xù)提高深圳灣沿岸的污水治理率,削減污染排放通量,擴(kuò)大濕地保護(hù)區(qū)面積,開(kāi)展?jié)竦厣鷳B(tài)修復(fù)工程,提高公民生態(tài)環(huán)保意識(shí)等命題是未來(lái)深圳灣生態(tài)管理工作的重要目標(biāo)。從更高層次上說(shuō),深圳灣生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變是粵港澳大灣區(qū)過(guò)去50年經(jīng)濟(jì)高速發(fā)展所帶來(lái)的環(huán)境代價(jià)。未來(lái)粵港澳大灣區(qū)的建設(shè)應(yīng)該是生態(tài)與經(jīng)濟(jì)發(fā)展協(xié)調(diào)并重,在建設(shè)過(guò)程中應(yīng)切實(shí)貫徹生態(tài)文明理念,將穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換理論納入到實(shí)際的生態(tài)管理范疇中：定量檢驗(yàn)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換,厘定主要環(huán)境壓力源,以生態(tài)閾值為參考建立早期預(yù)警與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估機(jī)制,以遲滯效應(yīng)為指導(dǎo)理論實(shí)施生態(tài)修復(fù)工作等。

3 結(jié)論

(1)多重沉積物生物地球化學(xué)指標(biāo)表明,深圳灣福田紅樹(shù)林生態(tài)系統(tǒng)在20世紀(jì)80年代初到中期發(fā)生了明顯的系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變。沉積物記錄中的重金屬、營(yíng)養(yǎng)鹽、有機(jī)質(zhì)等多重指標(biāo)的含量在穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變前后存在顯著的差異。

(2)深圳灣生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變的誘導(dǎo)因子具有多面性：社會(huì)經(jīng)濟(jì)的高速發(fā)展、人口爆增、快速城市化、土地利用方式改變、填海工程、陸源輸入、海水污染等社會(huì)和環(huán)境因素均與穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)變過(guò)程有著直接或間接的關(guān)聯(lián)。