陳孟晨 ，陳 義 ，姜劉志 ，李欠男 ，王 石 ，胡 月 ，梅立永

（1.深港產(chǎn)學(xué)研基地，廣東 深圳 518057；2.深圳市深港產(chǎn)學(xué)研環(huán)保工程技術(shù)股份有限公司，廣東 深圳 518055；3.北京大學(xué)深圳研究生院，廣東深圳 518055）

隨著土地利用變化和化石燃料使用等人類活動的干擾，生物圈和土壤圈的有機(jī)碳大量釋放，大氣中CO2等溫室氣體濃度不斷升高，對地球系統(tǒng)的影響日益加劇[1]。全球氣候變化已嚴(yán)重威脅人類的生存與發(fā)展，政府間氣候變化專門委員會(Intergovernmental Panel on Climate Change,IPCC)預(yù)測，到2100年全球地表溫度將上升1.1～6.4℃，全球海平面不斷上升，這種全球尺度的氣候變化給陸地和海洋生態(tài)系統(tǒng)帶來了深遠(yuǎn)影響[2]。為了應(yīng)對氣候變化，CO2的減排增匯是當(dāng)前國際地學(xué)和生態(tài)學(xué)領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)和難點(diǎn)。

紅樹林是分布在熱帶、亞熱帶潮間海岸帶的木本植物群落，它具有獨(dú)特的形態(tài)結(jié)構(gòu)特征和生理生態(tài)過程，對潮間帶灘涂環(huán)境有著很強(qiáng)的適應(yīng)能力[3]。紅樹林不但具有防風(fēng)消浪、保護(hù)堤岸、促淤造陸、凈化水體等多種功能，還是一些海禽、魚、蝦和貝類的重要棲息地[4]。然而自20世紀(jì)50年代以來，由于自然因素和人類活動的干擾，紅樹林遭受了較大的破壞，全球35%的紅樹林已經(jīng)消失，我國紅樹林總面積呈現(xiàn)先減少后增加的變化趨勢[5]。受海岸帶開發(fā)、水產(chǎn)養(yǎng)殖以及圍墾等因素影響，上世紀(jì)我國紅樹林面積急劇減少，但近年來由于相關(guān)部門意識到紅樹林資源的重要性，實(shí)施了一系列紅樹林生態(tài)恢復(fù)工程，紅樹林的面積得以逐漸恢復(fù)增加[6]。

紅樹林作為典型的濱海濕地“藍(lán)碳”，是海陸生態(tài)系統(tǒng)間物質(zhì)交換的場所，在全球碳循環(huán)中扮演重要角色[7]。目前，關(guān)于紅樹林生態(tài)系統(tǒng)固碳功能和潛力的研究相對較少，且缺乏綜合性的論述。本文將從紅樹林生態(tài)系統(tǒng)固碳功能和潛力的研究現(xiàn)狀、研究方法、環(huán)境因子對紅樹林固碳功能的影響及紅樹林保護(hù)和增匯措施幾個方面，對紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的固碳功能和潛力進(jìn)行初步分析，以期加深對紅樹林固碳功能的認(rèn)識，并為我國紅樹林森林碳匯的建設(shè)和保護(hù)提供科學(xué)依據(jù)和決策參考。

1 紅樹林固碳功能和潛力研究現(xiàn)狀

1.1 固碳功能和潛力

生態(tài)系統(tǒng)固碳主要指森林、草地、農(nóng)田、荒漠、濕地和海洋等生態(tài)系統(tǒng)在光合作用過程中捕獲大氣中CO2的過程。生態(tài)系統(tǒng)的固碳功能取決于碳素輸入速率和碳素輸出速率的對比，碳素輸入過程主要通過植物凈光合作用實(shí)現(xiàn)，而碳素輸出過程主要指森林土壤和動物的異養(yǎng)呼吸過程以及凋落物的礦質(zhì)化過程[8]。

不同學(xué)者對固碳潛力的定義不同，Cannell[9]認(rèn)為固碳潛力包括理論固碳潛力和實(shí)際固碳潛力，理論固碳潛力是由植物自身生長特性、氣候和環(huán)境條件共同決定的；實(shí)際固碳潛力是在社會、經(jīng)濟(jì)因素和管理?xiàng)l件限制下所能達(dá)到的固碳潛力。于貴瑞等[10]將固碳潛力定義為特定目標(biāo)年和環(huán)境背景下，生態(tài)系統(tǒng)可能達(dá)到的最大固碳能力。目前，國際上對于固碳潛力并沒有標(biāo)準(zhǔn)化的定義，但當(dāng)前研究中的固碳潛力，多指在未來氣候變化背景和推薦的管理措施下，大氣中CO2封存在生態(tài)系統(tǒng)中的最大量。

1.2 紅樹林植被固碳研究現(xiàn)狀

目前，全球紅樹林總面積約為1.5×108hm2，主要分布于南、北回歸線間的熱帶地區(qū)[11]，我國紅樹林總面積約為3.3×104hm2，分布在廣西、廣東、海南、福建和臺灣等省份[5]。由于紅樹林水熱環(huán)境優(yōu)越，植被生產(chǎn)力較高，并且地下根系周轉(zhuǎn)較為緩慢，較高的沉積速率和較低的分解速率使得紅樹林生態(tài)系統(tǒng)有著較高的固碳能力[1](段曉男等,2006)。Twiley等[11]研究發(fā)現(xiàn)，全球紅樹林植物的碳儲量約為4.03 Pg，其中分布在緯度0-10°地區(qū)的紅樹林碳儲量約占總量的70%，這可能是因?yàn)檫@些地區(qū)紅樹林面積較大且水熱條件優(yōu)越所致。紅樹林生態(tài)系統(tǒng)固碳潛力的高低取決于其分布面積和固碳速率，全球紅樹林濕地每年的固碳量約為0.18 Pg，其中紅樹林植被固碳量約為 0.16 Pg·a-1，土壤固碳約為 0.02 Pg·a-1，是全球重要的碳匯之一[11]。胡杰龍等[12]研究發(fā)現(xiàn)，海南東寨港紅樹林的固碳總量為29.56×104t，單位面積固碳量為187.54 t·hm-2，相比其他生態(tài)系統(tǒng)具有較高的固碳能力。毛子龍等[13]研究發(fā)現(xiàn)秋茄(Kandeliacandel)紅樹林的植被碳密度高達(dá)104.07～239.51 t·hm-2，顯著高于其他生態(tài)系統(tǒng)，其植被碳密度約為西雙版納熱帶雨林的2～3倍。

2 紅樹林固碳功能和潛力研究方法

根據(jù)研究對象的時空尺度和研究手段，可以大體將研究方法分為 3類：樣地調(diào)查法、異速生長方程法和遙感估算法。利用光合反應(yīng)方程式計(jì)算植物的碳儲量，每生產(chǎn)1 g干物質(zhì)，需要1.62gCO2，即固定純碳量0.44g。

2.1 樣地調(diào)查法

樣地調(diào)查法以實(shí)測數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，通過收獲法精確測定紅樹植物地上地下生物量、枯落物和土壤等碳庫的碳儲量，在連續(xù)測定的基礎(chǔ)上可以分析紅樹林生態(tài)系統(tǒng)各部分碳庫之間的流通量，進(jìn)而推算出紅樹林的植被固碳能力。由于紅樹林資源的保護(hù)性及所處生境的復(fù)雜性，傳統(tǒng)的樣地調(diào)查方法更適合小尺度或均質(zhì)區(qū)域的研究，難以適應(yīng)于大尺度的紅樹林生態(tài)系統(tǒng)研究[3]。

2.2 異速生長方程法

許多數(shù)學(xué)者采用異速生長理論評估紅樹林生物量，通過測量紅樹植物胸徑和樹高來構(gòu)建異速生長方程，即伐倒少許樹木，確定生物量與胸徑和樹高的回歸關(guān)系，然后利用回歸關(guān)系和所有樹木的實(shí)測胸徑和樹高推算生物量，進(jìn)而推算紅樹林植被的碳儲量和固碳潛力[14]。

不同紅樹植物的異速生長方程具有差異性，目前研究者建立了多種紅樹植物的異速生長方程，一些研究者還嘗試建立具有普適性的異速生長方程來預(yù)測群落生物量[15]。異速方程法適用于估算具有明顯單一主干紅樹植物的生物量，如木欖(Bruguiera gymnorrhiza)、海 蓮(Bruguiera sexangula)、 海 桑(Sonneratia caseolaris)屬植物，而對于分枝生長類型的紅樹植物生物量估算則存在一定難度。

2.3 遙感估算法

遙感技術(shù)已被應(yīng)用于紅樹林濕地監(jiān)測、生物量、碳儲量和固碳能力等多個方面的研究，在紅樹林生態(tài)系統(tǒng)固碳研究中發(fā)揮了巨大作用[16]。利用遙感來反演紅樹植被碳儲量，即建立遙感參數(shù)與植被生物量之間的關(guān)系，進(jìn)而求得植被的碳儲量及固碳能力。目前主要有光學(xué)遙感和雷達(dá)遙感兩種方法，核心是擬合植被指數(shù)或雷達(dá)散射系數(shù)與植被生物量之間的關(guān)系[17]。Rodriguez等[18]利用SRTM數(shù)據(jù)構(gòu)建了紅樹植物平均高度與生物量之間的關(guān)系，獲得美國大沼澤地國家公園生物量地圖。黎夏等[19]基于雷達(dá)后向散射系數(shù)建立了紅樹林植被生物量的估算模型，經(jīng)對比發(fā)現(xiàn)雷達(dá)后向散射系數(shù)模型相較NDVI模型具有更高的精度。

3 紅樹林固碳潛力的影響因素

紅樹林生長環(huán)境復(fù)雜，其固碳功能和潛力受溫度、海水鹽度、土壤、植被類型和潮汐等多種因素制約，空間差異較大[3,20]。

3.1 物種組成對紅樹林固碳潛力影響

生物量決定了紅樹林植被的碳儲量，樹種組成及林齡是影響紅樹林植被的碳儲量及固碳潛力的重要因素。一般而言，木本植物在幼年時的固碳速率較高，隨著林齡的增加，固碳速率逐漸降低，但植被碳儲量會在達(dá)到成熟林前不斷增加[21]。彭聰姣等[22]研究深圳福田紅樹林保護(hù)區(qū)不同紅樹群落發(fā)現(xiàn)，白骨壤(Avicennia marina)、秋茄、海桑和無瓣海桑(Sonneratia apetala)群落的植被碳儲量分別為29、128、100、74 t hm-2，各群落的凈初級生產(chǎn)力分別為8.75、7.67、9.60、11.87 t C·hm-2·a-1， 這種差異主要受物種和群落密度的影響。此外，樹種會改變土壤理化性質(zhì)和微生物活性，進(jìn)而影響土壤有機(jī)碳的密度[23]。

3.2 溫度對紅樹林固碳潛力影響

溫度(氣溫、土壤溫度和水溫)決定了紅樹林的分布范圍及生產(chǎn)力，是調(diào)節(jié)紅樹林生長的重要環(huán)境因素[24]。一般而言，隨著緯度的降低，紅樹植物的種類不斷增加，且紅樹植物的碳儲量與其株高和所處緯度呈現(xiàn)出較高的相關(guān)性，隨著緯度的降低，紅樹植物的碳儲量及其株高也隨之上升[24]。陳鷺真等[25]研究發(fā)現(xiàn)，冬季低溫抑制了紅樹林的固碳能力，是限制紅樹植物在高緯度地區(qū)分布的主要原因。

溫度是影響紅樹林固碳潛力的主要環(huán)境因素[26,27]。一方面，溫度通過對植物光和呼吸作用的影響改變紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的碳輸入，適宜的溫度下，紅樹植物有較高的生產(chǎn)力，而當(dāng)溫度過高或過低時，其固碳能力都會受到抑制[26]；另一方面，溫度通過對土壤微生物分解作用的影響來改變土壤呼吸，在一定范圍內(nèi)，土壤呼吸隨土壤溫度的增加而升高[27]。

3.3 鹽度對紅樹林固碳潛力影響

紅樹植物具有獨(dú)特的形態(tài)結(jié)構(gòu)特征和生理生態(tài)過程，能夠在特殊的海水鹽度環(huán)境中定居。不同的紅樹植物具有不同的鹽度適應(yīng)范圍，一般而言，紅樹植物的最適生長鹽度為10‰～20‰[28]，當(dāng)鹽度過低或過高時，紅樹植物的光合作用、蛋白質(zhì)合成和能量代謝等生理生態(tài)過程就會受到抑制，進(jìn)而降低了其固碳能力。金川[20]發(fā)現(xiàn)鹽度顯著影響秋茄和無瓣海桑葉片中的葉綠素含量，且隨著鹽度的增加，葉綠素含量呈現(xiàn)先增加后減少的變化趨勢。

鹽度通過改變紅樹植物組織結(jié)構(gòu)進(jìn)而影響其光合作用，如鹽脅迫會造成葉綠體雙層膜損壞，基粒片層之間的連接出現(xiàn)斷裂，最終影響光合作用。廖巖等[29]發(fā)現(xiàn)海桑、無瓣海桑與紅海欖在不同鹽度脅迫下，其凈光合速率、氣孔導(dǎo)度與蒸騰速率與鹽度呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。高鹽度環(huán)境中，小花木欖的葉片氣孔面積減少，葉肉厚度及細(xì)胞間隙顯著降低，結(jié)構(gòu)上的變化限制了CO2擴(kuò)散，降低了光合作用，進(jìn)而減小了紅樹植物的固碳能力[20]。

3.4 土壤沉積物對紅樹林固碳潛力影響

土壤沉積物是影響紅樹林固碳潛力的重要環(huán)境因子，紅樹林可以生長分布在砂質(zhì)、泥炭、基巖和珊瑚礁海岸上，但是以淤泥質(zhì)潮灘分布最廣、生長最好。Nitto等[30]研究發(fā)現(xiàn)紅樹林生物量與沉積物中粒徑大于0.02 mm的顆粒百分含量有關(guān)，含量越高紅樹林生物量越大[31]。梁文等[32]研究發(fā)現(xiàn)土壤條件影響著紅樹林的組成、分布和生長，且不同紅樹植物通過促淤保灘等作用又對土壤產(chǎn)生不同影響。

3.5 人類活動對紅樹林固碳潛力影響

由于人們對紅樹林餓功能和作用認(rèn)識不足，大面積的紅樹林受到人類活動的干擾破壞。人類活動不僅直接擠占了紅樹林的立地空間，還間接導(dǎo)致了紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的退化[6]。世界各地的紅樹林廣泛遭受城市污染、溢油、水運(yùn)發(fā)展等人類活動的威脅，造成我國紅樹林退化的主要原因有污染、圍墾、城市建設(shè)、過度捕撈和采集、外來物種入侵[33]。

人類活動的強(qiáng)度直接影響著紅樹林固碳潛力的發(fā)揮，一般性的生活污水排放增加了紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的養(yǎng)分輸入，可以提高紅樹林的固碳潛力[34]，而徐頌軍等[35]發(fā)現(xiàn)重污水會降低紅樹林植物葉片的光合作用、葉綠素濃度、酶活力等，從而降低了紅樹林的固碳潛力。賈明明[5]研究發(fā)現(xiàn)圍墾不僅直接減少了紅樹林分布面積，還導(dǎo)致紅樹林生境破碎化，降低了紅樹林的固碳潛力。毛子龍等[36]研究發(fā)現(xiàn)，外來種薇甘菊(Mikania micranthaH.B.K.)的入侵顯著降低了紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳儲量及固碳潛力。

4 紅樹林保護(hù)及增匯對策

紅樹林生態(tài)系統(tǒng)因其特殊的生存環(huán)境，在植物生長、促淤造陸等生態(tài)過程中積累了大量的有機(jī)碳。當(dāng)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)受到干擾破壞后，它會由碳匯變?yōu)樘荚矗⑨尫糯罅繙厥覛怏w[37,38]。因此，保護(hù)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)及增強(qiáng)其碳匯能力具有生態(tài)效益和經(jīng)濟(jì)效益。

增強(qiáng)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的碳匯能力，既要加強(qiáng)對現(xiàn)存紅樹林資源的保護(hù)和管理，也要重視受破壞紅樹林的修復(fù)工作。我國在紅樹林保護(hù)方面首先應(yīng)注意以下幾個方面：

（1）制定紅樹林宜林指標(biāo)，采用“3S”技術(shù)和野外實(shí)地調(diào)查相結(jié)合的方法選取紅樹林宜林地，合理選擇樹種進(jìn)行人工林建設(shè)，增加紅樹林濕地面積；

（2）加強(qiáng)紅樹林管理水平，堅(jiān)持“以防為主、綜合治理”的方針，建立紅樹林監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)，嚴(yán)防森林火災(zāi)，采用物理、化學(xué)和生物多種手段進(jìn)行病蟲害及生物入侵防治；

（3）建立國際重要濕地、國家重要濕地、紅樹林濕地自然保護(hù)區(qū)和紅樹林濕地公園等多級別的紅樹林保護(hù)體系，完善紅樹林保護(hù)管理法規(guī)制度，通過立法形式，為紅樹林濕地保護(hù)管理提供法律保障，嚴(yán)格處罰破壞紅樹林的行為；

（4）加強(qiáng)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的科學(xué)研究，利用先進(jìn)技術(shù)提高紅樹林的保護(hù)水平，進(jìn)一步開展病蟲害和外來種監(jiān)測，并研究防治技術(shù)；

（5）增強(qiáng)居民的環(huán)境保護(hù)意識，采用生態(tài)補(bǔ)償?shù)榷喾N手段，協(xié)調(diào)當(dāng)?shù)厣鐓^(qū)發(fā)展與紅樹林保護(hù)之間的矛盾。

[1]戴爾阜,黃宇,趙東升.草地土壤固碳潛力研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2015,35(12)：3908-3918.

[2]Jansen M.Intergovernmental Panel on Climate Change(IPCC)[J].Encyclopedia of Energy Natural Resource＆Environmental Economics,2013,26(2)：48-56.

[3]張莉,郭志華,李志勇.紅樹林濕地碳儲量及碳匯研究進(jìn)展[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2013,24(4)：1153-1159.

[4]張喬民,隋淑珍.中國紅樹林濕地資源及其保護(hù)[J].中國林業(yè),2001,16(1)：28-36.

[5]賈明明.1973～2013年中國紅樹林動態(tài)變化遙感分析[D].中國科學(xué)院大學(xué),2014.

[6]彭逸生,周炎武,陳桂珠.紅樹林濕地恢復(fù)研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2008,28(2)：786-797.

[7]周晨昊,毛覃愉,徐曉,等.中國海岸帶藍(lán)碳生態(tài)系統(tǒng)碳匯潛力的初步分析[J].中國科學(xué)：生命科學(xué),2016,46(4)：475.

[8]楊洪曉,吳波,張金屯,等.森林生態(tài)系統(tǒng)的固碳功能和碳儲量研究進(jìn)展[J].北京師范大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版,2005,41(2)：172-177.

[9]Cannell M G R.Carbon sequestration and biomass energy offset：theoretical,potential and achievable capacities globally,in Europe and the UK [J].Biomass＆Bioenergy,2003,24(2)：97-116.

[10]于貴瑞,王秋鳳,劉迎春,等.區(qū)域尺度陸地生態(tài)系統(tǒng)固碳速率和增匯潛力概念框架及其定量認(rèn)證科學(xué)基礎(chǔ)[J].地理科學(xué)進(jìn)展,2011,30(7)：771-787.

[11]Twilley R R,Chen R H,Hargis T.Carbon sinks in mangroves and their implications to carbon budget of tropical coastal ecosystems[J].Water Air＆Soil Pollution,1992,64(1-2)：265-288.

[12]胡杰龍,辛琨,李真,等.海南東寨港紅樹林保護(hù)區(qū)碳儲量及固碳功能價值評估[J].濕地科學(xué),2015,13(3)：338-343.

[13]毛子龍,楊小毛,趙振業(yè),等.深圳福田秋茄紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)的初步研究 [J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2012(7)：1189-1199.

[14]金川,王金旺,鄭堅(jiān),等.異速生長法計(jì)算秋茄紅樹林生物量[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2012,32(11)：3414-3422.

[15]Adelman K,La P A,Santangelo T J,et al.Common allometric equations for estimating the tree weight of mangroves[J].Journal of Tropical Ecology,2005,21(4)：471-477.

[16]Suratman M N.Remote Sensing Technology：Recent Advancements for Mangrove Ecosystems[M]//Mangrove Ecosystems of Asia.Springer New York,2014：295-317.

[17]趙天舸,于瑞宏,張志磊,等.濕地植被地上生物量遙感估算方法研究進(jìn)展 [J].生態(tài)學(xué)雜志,2016,35(7)：1936-1946.

[18]Rodriguez E,Ruiz P L,Ross M S,et al.Mapping Height and Biomass of Mangrove Forests in Everglades National Park with SRTM Elevation Data[J].Photogrammetric Engineering＆Remote Sensing,2015,72(3)：299-311.

[19]黎夏,劉凱,王樹功.珠江口紅樹林濕地演變的遙感分析[J].地理學(xué)報(bào),2006,61(1)：26-34.

[20]金川.浙江人工紅樹林對關(guān)鍵環(huán)境因子的生態(tài)響應(yīng)研究[D].北京林業(yè)大學(xué),2012.

[21]文麗,王克林,曾馥平,等.不同林齡尾巨桉人工林碳儲量及分配格局 [J].西北植物學(xué)報(bào),2014,34(8)：1676-1684.

[22]彭聰姣,錢家煒,郭旭東,等.深圳福田紅樹林植被碳儲量和凈初級生產(chǎn)力[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2016,27(7)：2059-2065.

[23]王薪琪,王傳寬,韓軼.樹種對土壤有機(jī)碳密度的影響：5種溫帶樹種同質(zhì)園試驗(yàn) [J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2015,39(11)：1033-1043.

[24]張喬民,隋淑珍,張葉春,等.紅樹林宜林海洋環(huán)境指標(biāo)研究[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2001,21(9)：1427-1437.

[25]陳鷺真,鄭文教,楊盛昌,等.紅樹林耐寒性和向海性生態(tài)系列對氣候變化響應(yīng)的研究進(jìn)展 [J].廈門大學(xué)學(xué)報(bào)(自然版),2017,56(3)：305-313.

[26]陳卉.中國兩種亞熱帶紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的碳固定、掉落物分解及其同化過程[D].廈門大學(xué),2013.

[27]盧昌義,金亮,葉勇,等.秋茄紅樹林濕地土壤呼吸晝夜變化及其溫度敏感性[J].廈門大學(xué)學(xué)報(bào)(自然版),2012,51(4)：793-797.

[28]唐密.紅樹植物對不同鹽度水體適應(yīng)能力研究[D].東北師范大學(xué),2014.

[29]廖巖,陳桂珠.三種紅樹植物對鹽脅迫的生理適應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2007,27(6)：2208-2214.

[30]Nitto D D,Neukermans G,Koedam N,et al.Mangroves facing climate change：landward migration potential in response to projected scenarios of sea level rise[J].Biogeosciences,2014,11(3)：155-160.

[31]劉金鈴,李柳強(qiáng),林慧娜,等.中國主要紅樹林區(qū)沉積物粒度分布特征[J].廈門大學(xué)學(xué)報(bào)(自然版),2008,47(6)：891-893.

[32]梁文,黎廣釗.廣西紅樹林海岸現(xiàn)代沉積初探[J].廣西科學(xué)院學(xué)報(bào),2002,18(3)：131-134.

[33]但新球,廖寶文,吳照柏,等.中國紅樹林濕地資源、保護(hù)現(xiàn)狀和主要威脅[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2016,25(7)：1237-1243.

[34]李曉菊,靖元孝,陳桂珠,等.紅樹林濕地系統(tǒng)污染生態(tài)及其凈化效果的研究概況 [J].濕地科學(xué),2005,3(4)：315-320.

[35]徐頌軍,許觀嫦,廖寶文.珠江口紅樹林濕地海水重金屬污染評價及分析[J].華南師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2016,48(5)：44-51.

[36]毛子龍,賴梅東,趙振業(yè),等.薇甘菊入侵對深圳灣紅樹林生態(tài)系統(tǒng)碳儲量的影響 [J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2011,20(12)：1813-1818.

[37]段曉男,王效科,尹弢,等.濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳潛力研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2006,15(5)：1091-1095.

[38]Hatha A A M,Chacko J.World Atlas of Mangroves[J].International Journal of Environmental Studies,2010,69(6)：304.