深圳市东涌红树林生态环境地质特征

卢 薇，尹小玲，龚 鹏，张洪岩，易顺民，邱琼艺

（1. 广东省科学院广州地理研究所//广东省地理空间信息技术与应用公共实验室，广州 510070；2. 深圳市自然资源和不动产评估发展研究中心//深圳市地质环境监测中心，广东 深圳 518000；3. 华南师范大学 地理科学学院，广州 510631）

红树林是热带和亚热带海湾河口泥滩盐渍化沼泽上的盐生森林植物群落，是陆地向海洋过渡的特殊生态系统，具有重要的生态环境服务功能（李振良 等，2021）。然而，由于地处海陆交界的特殊地带，红树林也是全球最脆弱的生态系统之一，城市发展、环境污染、水产养殖等问题严重威胁着红树林的生长（Pham et al., 2016）。近年来，随着国家对红树林保护的重视以及深圳致力于打造园林城市，相关部门开展了众多针对红树林的保护和恢复工作，使得红树林的面积得到一定恢复（丘建煌等，2021），林分质量也得到一定程度的提升（关开朗 等，2021），东涌红树林即是其中之一。

东涌红树林位于深圳市大鹏半岛自然保护区内，拥有丰富的红树林湿地资源，特别是东涌的海漆林，是中国保存较完整、面积较大、具有典型海漆景观外貌的红树林（Ye et al., 2013），极具观赏与生态保育价值。因其典型性和重要性，关于东涌红树林的研究较多：如张倬纶等（2012）经分析得出，水质污染和船舶航行等人类活动是妨碍东涌红树林发展的重要因素；李瑜等（2013）对东涌红树林的风水林式管理模式进行了研究，发现该管理模式下群落组成多以地带性植被为主，群落的结构较稳定。韦萍萍（2015）和关开朗（2021）、王章芬（2021）、丘建煌（2021）等分别于2015 和2021 年对东涌红树林开展了样方调查，结果表明，东涌红树林是中国少有的典型海漆群落，相较6年前，东涌红树林的物种多样性，生态优势度和均匀度均有所提升；特别是由海漆-老鼠簕+桐花树组成的群落处于由中龄林向成熟林过渡的阶段，有一定的林分更新能力；河道淤积为红树植物提供了新的生境，红树林面积从2015 年的0.03 km2增加至2021 年的0.08 km2；但由于城市发展，红树林湿地被不断分割蚕食，需要从管理与生境保护等方面加强东涌红树林保育。综上，过往针对东涌红树林的研究主要集中在红树林群落本身和湿地管理方式上。

除了红树林自身，影响红树林生态系统健康和谐发展的要素还包括地球浅表系统中的岩石、水和土壤的环境状况，而生态环境地质调查正是研究上述要素及其相互作用的重要手段（黄润秋，2001）。因此，本文通过生态环境地质调查，利用地质学、地貌学、土壤学、生态学等方法，分析东涌红树林的生态环境地质特征。以期为红树林生态保护修复提供科学依据，并为自然保护区的建设管理提供基础支撑。

1 研究区概况

东涌红树林位于深圳市大鹏新区南澳街道的东涌河入海口处，南面临海，其中心地理坐标为22°29′40.9″ N、114°34′23.4″ E。东涌红树林地处亚热带地区，属南亚热带海洋性季风气候，年均温为22.3 ℃，多年平均降雨量为1 978.2 mm，雨量充沛，但季节分配不均，4—9月雨季降雨量占全年雨量的85%以上。在地貌类型上，中部东涌河及两岸洼地上游为潟湖平原，下游为砂堤，西南部为低山。东涌河由西北-东南方向穿过研究区，红树林主要分布在东涌河两岸滩涂和河心滩上（图1），研究区地形平坦，地面高程＜20 m。

图1 深圳市大鹏半岛自然保护区东涌红树林全景Fig.1 Panoramic view of Dongchong mangrove forest in Dapeng Peninsula Nature Reserve, Shenzhen

2 材料与方法

2.1 地质钻探

本研究在研究区共布设41个钻孔，位置如图2所示。钻探方式为回转钻进，开孔直径≥110 mm，终孔直径＞60 mm，100 m深度内井斜≤1°，取芯率＞75 %，终孔标准为钻进至基岩中风化层≥2 m。

图2 东涌红树林综合生态环境地质Fig.2 Integrated eco-environmental geological map of the Dongchong mangrove forest

图3 东涌红树林生态地质剖面Fig.3 Ecological geological profile of the Dongchong mangrove forest

2.2 采样与分析

岩石样品采集区内典型岩层中的完整岩块，土壤采集表层土壤，深度5～30 cm，样品采集后用PE自封袋保存；地表水样和地下水样从上游至下游分段进行采集后，按测试项目用玻璃瓶及PET瓶添加稳定剂后封装；植物选择优势红树林物种，采集其根茎叶用纸质取样袋及西林瓶封装保存。全部样品均即采即送、及时送交具相关资质的专业检测机构进行检测，从样品采集至实验室进行预处理，时间间隔不超过48 h。在研究区共采集岩石样品3 件，土壤样品20件，水样8件（其中2件包含重金属检测），植物样品6件，各样品采样位置见图2所示。

经干燥、研磨和过筛后，岩石和土壤使用HNO3-HF-HCl溶液（体积比为9∶3∶1）进行微波消解，植物样品使用HNO3-HCl-HF-HClO4溶液（体积比为6∶2∶1∶1）进行微波消解。Ni、Mo、Zn、Cd、Pb、Cr、Cu、Be、V、Co、Ba、Tl、Se 和B等元素用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）法检测，Mn、P、K 用电感耦合等离子体发射光谱（ICP-OES）法检测，As 和Hg 用原子荧光（AFS）法检测，N 和Org 用元素分析仪法检测。水样中，As、Hg、Cd、Pb、Cr、Cu、Zn等用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS） 法检测，K+、Na+、Ca2+、Mg2+等用电感耦合等离子体发射光谱（ICP-OES）法检测，Cl-、、NO3-用离子色谱法检测，、、游离、COD、总碱度和总硬度用滴定法检测，NH3-N用分光度法检测。

2.3 分析评价方法

2.3.1 地表水水质评价方法 参考《地表水环境质量标准（GB 3838-2002）》（中华人民共和国环境保护总局，2002）对地表水质进行评价，其中：地表水质量单指标评价，按指标值所在的限值范围确定地表水质量类别，指标限值相同时，从优不从劣；地表水质量综合评价，按单指标评价结果最差的类别确定，并指出最差类别的指标。

2.3.2 舒卡列夫分类法 将地下水中6种主要离子（Na+、Ca2+、Mg2+、、、Cl-，K+合并于Na+）含量＞25%毫克当量的阴离子和阳离子结合矿化度进行组合命名。

2.3.3 生物富集系数法 植物体内富集的元素主要是从土壤吸收的，植物对元素的生物富集系数，也称吸收系数，是指植物地上部分某元素的含量与其生长介质中某元素含量之比。生物富集系数是植物将元素吸收转移到体内，并在体内累积的能力大小的评价指标，常用该指标反映重金属元素在土壤-植物体系中迁移的难易程度（孙现领 等，2020），计算公式为：

式中：CF为生物富集系数；HMP为植物体内某元素含量；HMS为土壤中某元素含量。

2.3.4 土壤环境质量分析评价方法

1）评价依据与评价指标

以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）（中华人民共和国生态环境部，2018）作为土壤环境质量评价技术依据，评价指标如表1所示。

表1 土壤污染风险筛选值Table 1 Soil pollution risk screening value mg/kg

2）评价方法

①土壤单项污染因子计算方法为：

式中：Pi为第i种重金属的污染指数；Ci为第i种重金属的实测值；Si为第i种重金属的标准值。

②内梅罗综合污染指数法：

内梅罗综合污染指数可全面反映各污染物对土壤污染的程度，同时又突出高浓度对土壤环境质量的影响，因此，采用该指数评定和划分土壤环境质量等级更加客观，其计算公式为：

式中：Pi为第i种重金属的污染指数；（Ci/Si）max：土壤污染指数中的最大值；（Ci/Si）ave：土壤污染指数中的平均值。

内梅罗污染指数的分级标准如表2所示：

表2 内梅罗综合污染指数法分级标准Table 2 Grading standard of Nemero composite index method

3 结果分析

3.1 基础地质特征

3.1.1 地层与岩性 根据现场地质调查及钻探揭露，研究区地层主要为下白垩统南山村组（K1n1）的流纹岩、第四系残积层（Qhel）、第四系潟湖相沉积层（Qhml）和人工填土（Qs）（见图2、3）。

1）下白垩统南山村组（K1n1）

在研究区及外围分布广泛，岩性主要为灰白色流纹状、块状流纹岩，局部夹凝灰岩，细粒结构，块状构造，主要矿物成分为石英、长石和云母。钻孔控制深度内，按风化程度及力学性质可分全风化、强风化及中风化等3 个风化层。钻孔揭露厚度＞15 m，岩面埋深5.60～26.30 m，岩面起伏变化较大。

2）第四系（Q）

研究区及周边的第四系地层（Q）由残积土层（Qhel）、潟湖相沉积层（Qhml）和人工填土层（Qs）组成。如图4所示，残积层（Qhel）主要由粉质黏土和粉土组成，呈可塑-硬塑状；风化残积土的黏性稍差，含较多粉细砂颗粒。揭露层厚0.60～8.00 m，平均层厚3.53 m。

图4 东涌红树林第四系土层类型统计Fig.4 Statistics of quaternary soil type in the Dongchong mangrove forest

潟湖相沉积层（Qhml）主要由粉质黏土、粉砂和砾砂组成，呈可塑-硬塑状，土质较均匀。揭露层厚2～15.8 m，平均层厚9.35 m。

人工填土层（Qs）主要由粉土和砾砂组成，结构松散，呈湿-饱和状，级配一般。揭露层厚0.8～3 m，平均层厚2.75 m。

3.1.2 地质构造 断层发育于东涌红树林湿地公园西侧，从区域上看，研究区附近的断裂构造属东涌-大排头断裂（F2-19-①）的东段，该断裂分布于大鹏半岛东南部的东涌-大排头一线，沿东涌河负地形延展约6 km，遥感影像图呈明显的线性构造影像。断层两侧岩层破碎强烈，呈碎块状，地貌上为冲沟负地貌。

东涌红树林湿地公园东南角旧采石场断层露头的流纹岩断层面发育有擦痕（图5），断层破碎带岩石裂隙发育，隙壁呈浅灰色，黏土发育。据擦痕指示方向，断层性质为逆断层，断层上盘为灰色块状流纹岩、下盘为紫红色块状流纹岩。断层面产状38°∠52°～65°，断层面擦痕指示右行走滑活动，断层岩劈理发育，局部片理化明显，断层面小褶皱及碎斑等特征表明断层力学性质呈右行压扭状态，断层破碎带内发育的浅灰色断层泥遇水极易软化。

图5 东涌红树林湿地公园东南角旧采石场断层露头Fig.5 Fault outcrop of old quarry in southeast corner of the Dongchong Mangrove Wetland Park

3.1.3 环境地质问题 根据钻孔揭露和综合地质环境调查结果，研究区环境地质问题主要有：①由人工填土的不均匀性及密实度较差导致的地面不均匀沉降、地面裂缝；②由流塑-软塑状淤泥土层、松散状中砂层等软弱土层造成的地面沉陷和不均匀沉降；③由砂层饱和砂土液化可能导致的地面沉降、沉陷等问题。

3.2 水环境特征

3.2.1 地表水的水环境特征

1）地表水的水文特征

研究区及周边的地表水系发育，周边地表水主要为东涌水库、东涌河和区内水塘。其中，东涌水库位于红树林外西北侧，为中型水库，设计总库容1 190.99万m3，集雨面积为9.6 km2。东涌河属于大亚湾水系，发源于七娘山，全长6.75 km，流域面积15.24 km2，平均坡降31.18‰；由于七娘山逼近海岸，东涌河源短流急，具有短小、感潮和雨源性等特点（深圳市规划和自然资源局，2020）。

东涌红树林位于东涌水库下游、属东涌河口区域。东涌河由西北-东南方向穿过东涌村及红树林湿地公园，上游涌宽为25～30 m，下游入海口处河道逐渐变宽，最宽约为130 m，水深一般2～5 m，最深约6 m，区内东涌河水位主要受潮汐、上游水库泄洪和降水影响。东涌河河岸为自然形成的土质岸堤，边坡坡度约30°～50°，稳定性好，高出水面约0.5～1.5 m。

东涌红树林湿地公园东北侧原为村民围改旧河道而成的虾塘，整体呈“田”字型分布，水深约0.5～1.5 m，湿地公园建设时，虾塘被改造成形态各异的水塘，并通过河渠及箱涵与东涌河相连通，形成人工种植红树林的地表水文环境。

2）地表水的水质特征

如表3所示，东涌红树林的地表水由淡水与海水混合而成，地表水酸碱度偏弱碱性，盐度总体上从上游至下游逐步增加。研究区地表水中重金属含量极低，甚至部分低于检出限。东涌红树林位于一级水功能区划的东涌河保留区，因混合海水F-偏高，水质略低于该处Ⅲ类水的水质目标。

表3 研究区地表水元素含量统计Table 3 Statistics of surface water element content in study area

3.2.2 地下水的水环境特征

1）地下水类型及特征

根据研究区的水文地质条件、地下水的形成与赋存特征、水力特征及水理性质等因素，研究区及周边的地下水可划分为松散岩类孔隙水和基岩裂隙水2类。

松散岩类孔隙水在研究区内广泛分布，第四系潟湖相沉积砂层为主要含水层，属中等-强透水层，水量较丰富；淤泥、粉质黏土层富水性好，透水性弱。

基岩裂隙水主要赋存在流纹岩的强-中风化带内，多具承压性，由于岩石裂隙发育不均匀且多被泥质充填，地下水赋存条件较差；局部裂隙发育地段水量较丰富。

2）地下水的补给、径流、排泄及动态变化特征

总体上，研究区地下水的补给、径流、排泄和动态特征可分为丘陵区和潟湖平原/砂堤2 种类型。

丘陵区主要分布于东涌红树林湿地公园的西南侧一带，基岩节理裂隙较发育，植被繁茂，入渗条件较好，地下水主要受大气降水补给。由于丘陵地貌地形起伏变化较大，地形切割较深，地下水以垂直循环为主，地下水径流途径较短，径流方向与坡向总体一致，地下水多以泉水或散流形式向附近沟谷排泄，部分以地表蒸发和植被叶面蒸腾的方式排泄。区内地下水动态变化具季节性，主要受降雨季节支配，其水位及流量高峰期具滞后性，约比雨季滞后1个月。地下水位年变幅一般＜5 m。

潟湖平原/砂堤为红树林的生长地带，地形平坦，周边水体密布，地下水的补给来源除大气降雨渗入补给外，还有基岩裂隙水、地表水侧向补给和涨潮期河水及海水顶托补给，整体方向大致由西向东排泄，汇入东涌河。一般雨季地下水位升高，旱季地下水位降低，但季节变化不明显，地下水位年变幅一般＜2 m。

3）水化学类型与水质特征

据钻孔的水质检测结果（表4），研究区地下水pH值为6.15～6.43，矿化度65.7～73.8 mg/L，总硬度19～20 mg/L，总碱度17.5～20.0 mg/L，氨氮含量0.1～0.3 mg/L，总体上地下水属于低矿化度，低硬度的淡水；地下水化学类型为HCO3·Cl-Na 型水。结合研究区地下水的补给、径流条件和地表水质特征，推测旱季因咸潮上溯，研究区地下水的矿化度与盐度会增高。

表4 研究区地下水元素含量及水化学类型统计Table 4 Statistics of groundwater element content and hydrochemical types in study area

3.3 土壤环境质量特征

土壤是生态系统所涉及的岩石圈、水圈、大气圈、生物圈等多圈层的物质和能量的重要媒介（Xu et al., 2019），岩石风化是土壤形成的基础，是化学元素生物地球化学循环过程的重要组成部分（徐颖菲 等，2019）。土壤在形成过程中，成土母岩的许多特性如质地、颜色、矿物成分等会被不同程度地继承下来。

3.3.1 土壤母岩化学特征 研究区内的土壤母岩均为流纹岩，研究区外围土壤母岩东北部以南山村组流纹岩为主，西部以老虎头组和金鸡组砂岩为主。研究区及其外围岩石的重金属元素含量特征如表5所示，其中研究区岩石（点号DC）的元素含量为平均值。研究区岩石中的Mn、Co明显高于其他地区的岩石，而Pb、Cd 偏低，其余元素与其他地区岩石差异不大。

表5 不同地区岩石重金属元素含量Table 5 Contents of heavy metal elements in rocks from different regions mg/kg

3.3.2 土壤地球化学特征 研究区的土壤类型以滨海盐渍沼泽土和滨海砂土为主，土壤地球化学统计特征见表6所示，其中深圳市土壤环境背景值数据引自《土壤环境背景值（DB4403/T 68-2020）》（深圳市市场监督管理局，2020）。

与深圳市土壤环境背景值相比，研究区表层土壤总体呈相对贫化的元素（比值≤0.5）有Cr和Hg，样品贫化率均为100%；无总体呈相对富集（比值≥2）的元素，但个别样点的Cd和Tl呈富集状态。

3.3.3 土壤主要养分特征 研究区土壤主要养分含量的统计特征如表7所示，其中分类等级来自《土地质量地球化学评价规范（DZ/T 0295-2016）》（中华人民共和国国土资源部，2016）。区内土壤N、P、CaCO3、Org 和B 的含量均以缺乏和较缺乏为主，缺乏和较缺乏合计占比均为100%；K的含量以中等和较丰富为主，合计占比75%。

表7 东涌红树林表层土壤主要养分含量统计特征Table 7 Characteristics of main nutrient contents in surface soil of the mangrove forest in Dongchong g/kg

3.3.4 土壤环境质量分析评价 按照内梅罗综合污染指数法，对采集的表层土壤样品进行评价，土壤污染等级为安全的样点占比50%，警戒级及轻污染各占25%，研究区平均综合污染指数0.78，最大综合污染指数1.81。受污染的土壤中，As污染最为严重，其次为Cd；As 的污染率和最大污染指数分别为50%和2.49。

3.3.5 土壤环境问题 如前文所述，研究区土壤的主要环境问题为：缺乏N、P、CaCO3、Org、B 等营养元素及受到As、Cd等金属元素的污染。

3.4 植被生态特征

3.4.1 植被类型 研究区属于湿地生态系统中的红树林地（图6），分布的红树林面积约0.08 km2，主要种类有海漆、秋茄、桐花树、老鼠簕、白骨壤、木榄、黄瑾等，其中海漆为优势物种，是深圳现存面积最大的海漆群落。每年4—6月，海漆叶子在花果期逐渐变黄最终变红，形成具有极高观赏价值的彩叶红树林景观，是当地重要的旅游资源。

3.4.2 植被质量特征及存在问题 调查发现，叶片营养元素和景观面积分别是红树林植物生长质量和生态系统稳定性的主要决定因素。东涌红树林生长质量良好，植物叶片营养较为丰富；红树林斑块连接度较高，但最大斑块指数较低，其生态系统稳定性较福田红树林差。此外，东涌红树林与居民区、公路相邻，缺乏缓冲带及保护措施，部分红树林生态系统稳定性受其影响而下降。

3.5 元素在岩石-土壤-植物中迁移特征

为调查元素在岩、土、红树林之间的迁移规律，在东涌河下游同时采集岩石、土壤和植物样品。

土壤母岩是构成土壤物质的基本材料，也是植物矿质营养元素的最初来源。母岩的矿物质组成影响土壤的化学成分及土壤内部的化学过程。如图7和表8 所示，As、Cd、Pb 和B 在土壤中强烈富集，富集系数分别为684.536、 21.088、 10.800 和20.735，与母岩之间的相关性小，或存在人工来源；Ni、Cu、Zn 和K 在成土过程中逐渐淋失，但其含量仍受母岩含量高低的制约，与母岩的相关性较大；P、Mo和Cr在土壤中的含量高于岩石，表明土壤对上述元素具有一定的富集能力。

表8 东涌红树林各元素土壤与生物富集系数Table 8 Soil and biological enrichment coefficients of various elements in the Dongchong mangrove forests

一般而言，红树的生物富集系数P 为4.05～10.5，B 为6.82～187.30，As 为0.00～0.18，Pb 为0.01～0.27，Cd为0.05～1.04（周元慧 等，2020；彭鹏飞 等，2020；罗松英 等，2019，2022；李振良 等，2021），东涌红树林的生物富集系数（见表8）亦与之相似。东涌红树林的生物富集系数＞2的元素为P和B，富集系数分别为8.377 和6.815，表明红树对P 和B 元素具有较高的吸收能力；与之相反，As、Pb 和Cd 的富集系数较小，除红树对上述元素的吸收能力较弱外，结合研究区土壤地球化学特征，亦是受土壤中Cd、As 在该处较为富集的影响所致。

4 结论与讨论

本文通过生态环境地质调查，利用地质学、地貌学、土壤学、生态学等方法研究东涌红树林的生态环境地质特征，并绘制了东涌红树林典型的生态环境地质剖面。东涌红树林生态环境地质特征为：

1）研究区地层主要为下白垩统南山村组的流纹岩和第四系，东涌红树林湿地公园西侧有断层发育，主要环境地质问题为地面不均匀沉降、地面沉陷和地面裂缝等。

2）东涌河源短流急，具有短小、感潮和雨源性等特点；地表水中重金属含量极低，但F-偏高，水质略低于该处Ⅲ类水的水质目标；地下水松散岩类孔隙水分布于平原区，主要受大气降雨和和河流侧向补给，富水性总体较好，地下水位年变幅一般＜2 m；基岩裂隙水分布于丘陵区，主要受大气降水补给，富水性较差，地下水位年变幅一般＜5 m；地下水化学类型为HCO3·Cl-Na，属于低矿化度、低硬度的淡水。

3）研究区土壤环境质量以安全为主，主要的土壤环境问题有：①部分土壤受As、Cd 污染；②土壤缺乏N、P、CaCO3、Org和B等营养元素。

4）叶片营养元素和景观面积分别是红树林植物生长质量和生态系统稳定性的主要决定因素；东涌红树林叶片营养元素较丰富，部分生态系统稳定性受相邻居民区及公路的不良影响而下降，表明土壤营养元素的缺乏和重金属污染并不是研究区红树林生长的最大限制因素，改善红树林的生长环境应从扩大景观面积和加强园区管理入手。

5）在岩石-土壤-植物生态系统中，土壤中的As、Cd、Pb 和B 在其成分来源上与母岩的相关性极小；红树对P和B元素具有较高的吸收能力。

研究岩石-土壤-植物系统中地球化学元素迁移机理是一项复杂的系统工程，影响元素在岩、土、植物中迁移的要素极为丰富，如土壤酸碱度、元素的有效性、元素互补拮抗等（陈文德 等，2009），入海河口地区的土壤母质及元素含量来源极为复杂，这更加剧了研究的难度。因此，研究红树林生态系统中重金属元素的迁移机理需要更多的数据支撑和更进一步的深入研究。