摘要 隨著國家對紅樹林資源的重視與相關(guān)政策的施行，近年來紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)得到了有效保護與恢復(fù)。我國紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)主要分布在廣東、廣西、海南、福建等省份，通常分布在有一定程度潮汐浸淹的港灣或河口灣內(nèi)；華南地區(qū)共計有紅樹植物20科38種，其中海南省紅樹林涵蓋了全國所有紅樹植物種類；紅樹林作為典型的濱海濕地“藍碳”，在固碳、儲碳方面發(fā)揮著不可替代的作用，其碳儲量及碳匯能力與植物種類、溫度、空氣CO2濃度、海水鹽度和土壤理化性質(zhì)等因素息息相關(guān)。研究紅樹林在華南地區(qū)的分布及其碳匯功能機制，以期對紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的保護與合理利用提供更有力的理論支持。

關(guān)鍵詞 紅樹林；碳匯；碳儲量；碳中和；華南地區(qū)

中圖分類號 X171；S718.5" 文獻標(biāo)識碼 A" 文章編號 0517-6611（2025）03-0010-04

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2025.03.002

開放科學(xué)（資源服務(wù)）標(biāo)識碼（OSID）：

Research Progress on Current Situation and Carbon Sink of Mangrove in South China

HAN Meng meng， GAO Yu hui， LUO Xin wu et al

（Guangdong Wenke Green Technology Co.， Ltd.， Shenzhen， Guangdong 518111）

Abstract With the increasing attention of the country to mangrove resources and the implementation of relevant policies， the mangrove wetland ecosystem has been effectively protected and restored in recent years. The mangrove wetland ecosystem in China is mainly distributed in provinces such as Guangdong， Guangxi， Hainan， and Fujian， usually in harbors or estuaries with a certain degree of tidal flooding. There are a total of 20 families and 38 species of mangrove plants in South China， among which the mangrove forests in Hainan Province cover all mangrove plant species in the country. As a typical coastal wetland “blue carbon”， mangroves play an irreplaceable role in carbon sequestration and storage. Their carbon storage and sink capacity are closely related to factors such as plant species， temperature， air CO2 concentration， seawater salinity， and soil physicochemical properties.This review aims to provide stronger theoretical support for the protection and rational utilization of mangrove wetland ecosystems by studying the distribution and carbon sink function mechanism of mangroves in South China.

Key words Mangrove;Carbon sink;Carbon stock;Carbon neutrality;South China

基金項目 深圳市科技計劃項目“專 2019N038 海綿城市生態(tài)減污技術(shù)研究及示范”項目（KCXFZ202002011006491）。

作者簡介 韓夢夢（1995—），女，湖南常德人，碩士，從事海綿城市與生態(tài)修復(fù)研究。

*通信作者，高級工程師，碩士，從事海綿城市與生態(tài)修復(fù)研究。

收稿日期 2024-07-18；修回日期 2024-08-06

近年來，化石燃料燃燒、土地利用變化等人類活動的干擾使得大氣CO2濃度不斷升高，全球變暖正以前所未有的速度加劇。2021年召開的全國“兩會”明確提出了我國將在2030年實現(xiàn)“碳達峰”，并爭取在2060年前努力實現(xiàn)“碳中和”，而實現(xiàn)碳中和的主要途徑包括減少碳排放和增加自然生態(tài)系統(tǒng)的碳匯能力^［1］。2009年，“藍碳”這一概念被提出，伴隨著人們對海洋生態(tài)系統(tǒng)碳價值認(rèn)識的深化，“藍碳”逐漸受到學(xué)術(shù)界的關(guān)注^［2］。

濱海濕地作為陸地和海洋生態(tài)系統(tǒng)之間的復(fù)雜自然綜合體，被認(rèn)為是應(yīng)對全球變暖的有效“藍碳”^［3］。濱海濕地“藍碳”一般是指紅樹林、海草床和鹽沼濕地固定的碳，其碳埋藏速率是成熟熱帶森林的幾十倍^［4］。其中，紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的碳匯能力最強，我國紅樹林的碳儲量和碳埋藏速率分別為（6.3±0.6）Tg和（2.26±0.39）×102 g/（m2·a）^［5］。紅樹林是分布于熱帶和亞熱帶地區(qū)潮間帶的耐鹽性潮灘濕地木本植物群落，主要由常綠灌木或喬木構(gòu)成，其作為典型的濱海濕地“藍碳”，在全球碳平衡中占有舉足輕重的地位^［6］。此外，紅樹林濕地在凈化環(huán)境、抗風(fēng)消浪、固岸護堤中扮演重要角色，還是魚蝦、螃蟹和其他生物的棲息地，提供著重要的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能^［7］。

我國的紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)主要分布在廣東、廣西、海南、福建等華南地區(qū)沿海水域^［8］，了解我國華南地區(qū)的紅樹林面積及紅樹植物分布現(xiàn)狀，總結(jié)紅樹林濕地碳匯功能及其研究方法，明確各種因素對其碳匯能力的影響，對我國華南地區(qū)紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的建設(shè)和保護具有重要意義，同時也為實現(xiàn)“碳中和”目標(biāo)提供科學(xué)依據(jù)和決策參考。

1 華南地區(qū)紅樹林現(xiàn)狀

1.1 華南地區(qū)紅樹林面積及分布情況

紅樹林面積通常是指被紅樹林植物覆蓋的潮灘面積^［9］。根據(jù)第三次全國國土調(diào)查數(shù)據(jù)，我國紅樹林總面積已達2.71×104 hm2，主要分布在廣東、廣西、海南、福建等?。▍^(qū)）。

華南地區(qū)各省（區(qū)）紅樹林面積總體上呈現(xiàn)先減少后增加的趨勢。根據(jù)《廣東省紅樹林資源調(diào)查報告（2020年）》，1981年廣東紅樹林面積約為1.8×104 hm2，20世紀(jì)90年代初期約1.5×104 hm2，至2001年下降至1.0×104 hm2^［10］，2023年廣東紅樹林總面積約為10 651.25 hm2，占全國紅樹林總面積39.3%，位居全國第一（表1）。新中國成立初期，廣西紅樹林面積約為1.59×104 hm2，20世紀(jì)90年代初期約7 430.10 hm2，至2010年減少至7 054.30 hm2^［11］，2023年廣西紅樹林面積約為9 330.34 hm2，僅次于廣東。20世紀(jì)50年代中期，海南紅樹林總面積約1.25×104 hm2^［12］，2010和2018年分別下降至3 931.00和3 666.00 hm2^［13］，2023年海南紅樹林面積約為6 533.33 hm2。1965年福建紅樹林面積約為719.00 hm2^［14］，1979年減少到302.00 hm2，2006年增加到672.12 hm2，而后在2018年達到1 019.35 hm2^［15］，2023年福建紅樹林面積約為1 211.96 hm2。

研究表明，紅樹植物的生長離不開周期性的潮水浸淹，因此，紅樹林通常分布在有一定程度潮汐浸淹的港灣或河口灣內(nèi)^［16］。如廣東省的湛江雷州半島、陽江程村灣、江門臺山鎮(zhèn)海灣和珠海淇澳島^［17］，廣西壯族自治區(qū)的鐵山港、珍珠灣、廉州灣、茅尾海和防城港^［18］，海南省的東寨港、儋州新英灣和文昌清瀾港^［19］，福建省的漳江口、九龍江口、泉州灣、沙埕港等^［15］。

1.2 華南地區(qū)紅樹林植物種類組成

紅樹林主要由以紅樹科為主體的常綠喬木或灌木組成，在我國呈現(xiàn)出由南向北逐漸減少的趨勢^［20］。據(jù)統(tǒng)計，我國的紅樹植物共計20科38種，包括真紅樹植物11科26種和半紅樹植物10科12種^［21-22］。

我國華南地區(qū)的真紅樹植物種類及分布情況見表2^［22］。由表2可知，海南省的真紅樹植物種類最為豐富，擁有全國所有真紅樹植物種類，以紅海欖、白骨壤、海蓮、欖李和無瓣海桑為主要建群種和優(yōu)勢種^［21］；廣東省真紅樹植物共計8科15種，占全國真紅樹植物種類的58.00%，其中白骨壤、桐花樹、秋茄和無瓣海桑4種紅樹植物占紅樹林樹種總面積的96.72%^［17］。廣西地區(qū)主要分布11種真紅樹植物，以桐花樹、白骨壤、秋茄、無瓣海桑、紅海欖和木欖為優(yōu)勢種，其中桐花樹和白骨壤分布面積最大，共占紅樹林濕地總面積的92.09%^［23］。福建省主要分布11種真紅樹植物，以秋茄、桐花樹、白骨壤為主要優(yōu)勢種^［24］。

2 紅樹林濕地的碳匯能力及碳儲量

2.1 紅樹林濕地的碳儲量

紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)具有很高的碳捕獲和碳固存能力，其內(nèi)在原因是紅樹植物的地下部分長期處于水淹狀態(tài)，使得紅樹凋落物在厭氧環(huán)境中分解速率減緩，外在原因是紅樹植物能夠?qū)⒑Ｑ笾械念w粒態(tài)和溶解態(tài)碳固定并沉積。研究表明，紅樹林碳捕獲量為195 Tg/（m2·a），碳固存量為168 g/（m2·a）^［25］。

紅樹林濕地植被碳儲量具有隨緯度降低而升高的特點，已有研究表明，赤道地區(qū)紅樹林濕地植被碳儲量最高，分布在赤道周圍的紅樹林碳儲量約占全球紅樹林碳儲量的70%^［26］。產(chǎn)生這一現(xiàn)象的原因主要有兩點，一是這些地區(qū)優(yōu)越的水熱環(huán)境使得紅樹林植被生產(chǎn)力較高，二是植物地下根系周轉(zhuǎn)較為緩慢導(dǎo)致的高沉積速率和低分解速率，使得紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)具有較高的固碳能力^［27］。海南省三亞河紅樹林有林地面積67.14 hm2，植被生物量為2.86×103 t，紅樹林濕地總碳儲量為2.87×104 t，固碳潛力巨大^［28］。李暢等^［29］利用InVEST模型對廣西紅樹林進行研究，估算出濕地總碳儲量為6.47×105 t。這些研究進一步證實了紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)以其極高的碳儲量，對促進全球碳循環(huán)有著不可忽視的作用。

2.2 紅樹林濕地的碳匯能力

濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)過程包括碳輸入、碳輸出和碳儲存，其中，碳輸入主要指光合碳固定、植物碳分配以及植物碳截留，碳輸出主要是指濕地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部生物代謝活動所產(chǎn)生的碳損失^［30］。碳匯即碳積累狀態(tài)，指碳的輸入量大于輸出量，屬于生態(tài)系統(tǒng)中一種不穩(wěn)定的碳平衡狀態(tài)。在濕地生態(tài)系統(tǒng)中，紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳匯能力遠超沼澤濕地、泥炭地、灘涂濕地等濕地類型，其中灘涂濕地的碳匯能力僅為紅樹林濕地的1/10^［31-32］。作為全球生產(chǎn)力最高的生態(tài)系統(tǒng)之一，紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)在固碳、儲碳等方面發(fā)揮著極其重要的作用，處于植物生長季節(jié)的紅樹林生態(tài)系統(tǒng)每天可消耗1 000 kg/hm2二氧化碳并釋放730 kg/hm2氧氣^［33-34］。

紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)具有高碳匯能力的原因主要有兩個方面，一方面是土壤的固碳速率高，我國紅樹林濕地土壤的固碳速率高達444.27 g/（m2·a），約為湖泊濕地平均固碳速率的10倍^［35］。另一方面是植被的生產(chǎn)力高，單位面積紅樹林固定碳的能力是熱帶雨林的10倍^［9］。研究表明，全球紅樹林濕地植被平均每年固定在植物體內(nèi)的碳匯為1.60×108 t^［26］。我國華南地區(qū)的紅樹林濕地是一個很強的碳匯，以廣州南沙區(qū)為例，紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的植物凈生產(chǎn)力固定的碳為9.20 t/（hm2·a），平均碳匯能力為5.86 t/（hm2·a）^［31］。楊昊翔等^［36］基于高時空分辨率融合影像估算出我國廣東省高橋紅樹林2012年總初級生產(chǎn)力均值約為1 915.40 g/（m2·a）。植物碳庫和土壤碳庫是紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)碳庫的2個主要組成部分，全球紅樹林地上植物部分和土壤部分每年的固碳量為2.28×107 t，相當(dāng)于熱帶雨林的50倍^［37］。因此，紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的高碳儲量、高碳封存速率及其穩(wěn)定的固碳能力對全球碳循環(huán)至關(guān)重要。

3 紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯影響因素

3.1 植物種類

紅樹林植被的樹種、樹齡和形態(tài)是影響其生物量的重要因素，生物量又決定了紅樹林植被的碳儲量及碳匯能力^［38］。朱可峰等^［39］比較廣州南沙區(qū)的2種人工林發(fā)現(xiàn)，6.0齡無瓣海桑林的生物量和平均凈生產(chǎn)力均遠高于同齡的木欖林，但低于6.5齡無瓣海桑的平均凈生產(chǎn)力^［40］。不同物種具有不同的結(jié)構(gòu)和生長特性，相同物種在不同的地理條件和生長環(huán)境下也會呈現(xiàn)出不同的性狀^［41］。彭聰姣等^［42］研究深圳福田紅樹林4種代表性紅樹群落發(fā)現(xiàn)，生物量和植被碳儲量秋茄群落gt;海桑群落gt;無瓣海桑群落gt;白骨壤群落。同樣，胡懿凱^［43］對廣東淇澳島紅樹林植被群落的調(diào)查結(jié)果表明，生物量和固碳量無瓣海桑群落gt;秋茄群落gt;木欖群落gt;桐花樹群落，差異原因主要是由于物種和群落密度的不同。

3.2 溫度

溫度是影響紅樹林碳儲量和碳匯能力最主要的環(huán)境因素，在適宜的溫度條件下，紅樹林濕地植被具有較高的生產(chǎn)力和較強的固碳能力。一方面，適宜的溫度可以通過影響紅樹林生態(tài)系統(tǒng)的光合作用和呼吸作用來改變碳輸入，當(dāng)溫度過低或過高時，碳匯能力會受到一定的抑制^［44］；另一方面，溫度還會影響土壤微生物活性，進而改變土壤呼吸，隨著土壤溫度的升高，土壤微生物活性增強，紅樹林土壤呼吸也會不斷增強，其呼吸速率在25～27 ℃時可達到最大^［45-46］。

3.3 海水鹽度

海水鹽度也能影響紅樹植物的生長，紅樹植物的最適生長鹽度為10‰～20‰，過低或過高都會降低其碳匯能力^［47］。不同紅樹植物的鹽度適應(yīng)范圍不同，莫竹承等^［48］研究發(fā)現(xiàn)，20‰左右的海水鹽度有利于紅海欖胚軸萌根，而木欖胚軸則需要低于10‰的海水鹽度。此外，秋茄的生長鹽度不宜超過15‰，超出適宜鹽度并達到20‰～30‰時會出現(xiàn)高鹽生長脅迫，嚴(yán)重影響植物的幼苗成活率和生物量^［49］。

3.4 空氣CO2濃度

空氣中的CO2濃度是影響紅樹植物碳儲量最主要的環(huán)境因子之一，適宜的CO2濃度會使植物的生長速度加快、生物量增加，從而達到加快碳循環(huán)速率的目的^［50］。相關(guān)研究表明，在不受水分限制的低鹽度地區(qū)，紅樹植物生物量會隨著CO2濃度的升高而增加^［41］。但當(dāng)空氣CO2濃度高于一定水平時，紅樹植物的生產(chǎn)力明顯下降，生物量積累也會相應(yīng)減少，進而影響紅樹植物的碳儲量和碳匯能力^［51］。

3.5 土壤理化性質(zhì)

土壤理化性質(zhì)通過改變土壤微生物活性影響紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳匯能力^［52］。其中，土壤鹽度可以影響紅樹植物的樹木基底面積、林分密度、凋落量等，從而在一定程度上對碳儲量積累造成影響，當(dāng)土壤鹽度超過70‰～80‰時，則嚴(yán)重阻礙紅樹植物的生存率^［26］；土壤pH能夠改變土壤微生物的種類和活性，進而影響有機碳的分解釋放。此外，紅樹林濕地的土壤碳儲量還與土壤類型、土壤含水量、土壤粒度等指標(biāo)息息相關(guān)。

4 華南地區(qū)紅樹林碳匯研究展望

我國紅樹林主要分布在廣東、廣西、海南、福建等省（區(qū)），作為典型的濱海濕地“藍碳”，紅樹林在固碳、儲碳方面發(fā)揮著極其重要的作用。隨著政府出臺濕地保護相關(guān)政策，歷年來華南地區(qū)各?。▍^(qū)）紅樹林面積總體上呈現(xiàn)先減少后增加的趨勢，植物種類呈現(xiàn)出由北向南逐漸增加的趨勢。紅樹林濕地碳匯能力與碳儲量關(guān)系密切，碳儲量具有隨緯度降低而升高的特點。但是，紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯研究目前還處于起步階段，在碳循環(huán)機制、固碳增匯技術(shù)等方面的研究還不夠深入。此外，植物種類、溫度、空氣CO2濃度、海水鹽度和土壤理化性質(zhì)對紅樹林土壤碳儲量的影響還未進行系統(tǒng)研究，后續(xù)研究建議聚焦于紅樹林濕地碳匯的形成機制，探究各因素在紅樹林濕地碳循環(huán)中的作用機制，對建立科學(xué)的紅樹林濕地碳循環(huán)系統(tǒng)以及研究紅樹林濕地在全球碳循環(huán)中的作用具有重要意義。

參考文獻

［1］ LIU H X，REN H，HUI D F，et al.Carbon stocks and potential carbon storage in the mangrove forests of China［J］.Journal of environmental management，2014，133：86-93.

［2］ 趙鵬，胡學(xué)東.國際藍碳合作發(fā)展與中國的選擇［J］.海洋通報，2019，38（6）：613-619.

［3］ 陳卓然.濱海濕地碳循環(huán)過程的研究進展［J］.天津科技，2020，47（7）：108-111.

［4］ 覃國銘，張靖凡，周金戈，等.廣東省紅樹林土壤碳儲量及固碳潛力研究［J］.熱帶地理，2023，43（1）：23-30.

［5］ 林家洋，宋哲岳，李自民，等.濱海濕地碳匯和碳負排放技術(shù)研究進展［J］.濕地科學(xué)，2023，21（2）：302-311.

［6］ 周晨昊，毛覃愉，徐曉，等.中國海岸帶藍碳生態(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）：475-486.

［7］ 王法明，唐劍武，葉思源，等.中國濱海濕地的藍色碳匯功能及碳中和對策［J］.中國科學(xué)院院刊，2021，36（3）：241-251.

［8］ LI M S，LEE S Y.Mangroves of China：A vrief review［J］.Forest ecology and management，1997，96（3）：241-259.

［9］ 王文卿，王瑁.中國紅樹林［M］.北京：科學(xué)出版社，2007.

［10］ 廣東省林業(yè)勘察院.廣東省紅樹林資源調(diào)查報告［R］.2002.

［11］ 李春干，代華兵.1960—2010年廣西紅樹林空間分布演變機制［J］.生態(tài)學(xué)報，2015，35（18）：5992-6006.

［12］ 何海軍，溫家聲，張錦煒，等.海南紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值評估［J］.生態(tài)經(jīng)濟，2015，31（4）：145-149.

［13］ 雷金睿，陳宗鑄，陳毅青，等.1990—2018年海南島濕地景觀格局演變及其驅(qū)動力分析［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2020，29（1）：59-70.

［14］ 楊忠蘭.試論紅樹林在福建沿海防護林中的發(fā)展前景［J］.福建林業(yè)科技，1998，25（1）：77-80.

［15］ 潘衛(wèi)華，陳家金，王巖.近20年福建紅樹林和互花米草群落時空變化及景觀特征［J］.生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報，2020，36（11）：1428-1436.

［16］ 張喬民，隋淑珍.中國紅樹林濕地資源及其保護［J］.自然資源學(xué)報，2001，16（1）：28-36.

［17］ 楊加志，胡喻華，羅勇，等.廣東省紅樹林分布現(xiàn)狀與動態(tài)變化研究［J］.林業(yè)與環(huán)境科學(xué)，2018，34（5）：24-27.

［18］ 鄧維熙.基于重構(gòu)時間序列影像的廣西紅樹林動態(tài)變化監(jiān)測［D］.桂林：桂林理工大學(xué)，2023.

［19］ 王際娣.廣西海南：紅樹林保護進程加快［J］.小康，2023（17）：34-35.

［20］ 楊盛昌，陸文勛，鄒禎，等.中國紅樹林濕地：分布、種類組成及其保護［J］.亞熱帶植物科學(xué)，2017，46（4）：301-310.

［21］ 方發(fā)之，黎肇家，桂慧穎.海南紅樹林現(xiàn)狀調(diào)查與研究［J］.熱帶林業(yè)，2022，50（1）：42-49.

［22］ 廖寶文，張喬民.中國紅樹林的分布、面積和樹種組成［J］.濕地科學(xué)，2014，12（4）：435-440.

［23］ 馬云梅，吳培強，任廣波.基于高分影像光譜特征的廣西海岸帶紅樹林精細分類與制圖［J］.地球信息科學(xué)學(xué)報，2021，23（12）：2292-2304.

［24］ 黃海萍，陳克亮，王愛軍，等.我國紅樹林的歷史變化、主要問題及保護對策［J］.海洋開發(fā)與管理，2023，40（2）：125-132.

［25］ ADAMS M P，KOH E J Y，VILAS M P，et al.Predicting seagrass decline due to cumulative stressors［J］.Environmental modelling and software，2020，130：1-16.

［26］ 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 amp; soil pollution，1992，64（1/2）：265-288.

［27］ 段曉男，王效科，尹弢，等.濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳潛力研究進展［J］.生態(tài)環(huán)境，2006（5）：1091-1095.

［28］ 王冰鑫.三亞河紅樹林生態(tài)系統(tǒng)群落結(jié)構(gòu)調(diào)查及碳儲量研究［D］.三亞：海南熱帶海洋學(xué)院，2022.

［29］ 李暢，趙瑞斌，王福，等.廣西濱海濕地現(xiàn)狀及紅樹林濕地碳儲量分析［J］.華北地質(zhì)，2022，45（3）：29-35.

［30］ 周金戈，覃國銘，張靖凡，等.中國鹽沼濕地藍碳碳匯研究進展［J］.熱帶亞熱帶植物學(xué)報，2022，30（6）：765-781.

［31］ 康文星，趙仲輝，田大倫，等.廣州市紅樹林和灘涂濕地生態(tài)系統(tǒng)與大氣二氧化碳交換［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2008，19（12）：2605-2610.

［32］ 呂銘志，盛連喜，張立.中國典型濕地生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能比較［J］.濕地科學(xué)，2013，11（1）：114-120.

［33］ HOWARD J，SUTTON GRIER A，HERR D，et al.Clarifying the role of coastal and marine systems in climate mitigation［J］.Frontiers in ecology and the environment，2017，15（1）：42-50.

［34］ ZHU J J，YAN B.Blue carbon sink function and carbon neutrality potential of mangroves［J］.Science of the total environment，2022，822：1-4.

［35］ 段曉男，王效科，逯非，等.中國濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳現(xiàn)狀和潛力［J］.生態(tài)學(xué)報，2008，28（2）：463-469.

［36］ 楊昊翔，張麗，閆敏，等.基于高時空分辨率融合影像的紅樹林總初級生產(chǎn)力遙感估算［J］.遙感技術(shù)與應(yīng)用，2021，36（2）：453-462.

［37］ SANDILYAN S，KATHIRESAN K.Mangrove conservation：A global perspective［J］.Biodiversity and conservation，2012，21（14）：3523-3542.

［38］ ALONGI D M.The energetics of mangrove forests［M］.Dordrecht，the Netherlands：Springer，2009.

［39］ 朱可峰，廖寶文，章家恩.廣州市南沙紅樹植物無瓣海桑、木欖人工林生物量的研究［J］.林業(yè)科學(xué)研究，2011，24（4）：531-536.

［40］ 黃月瓊，吳小風(fēng)，韓維棟，等.無瓣海桑林根系分布規(guī)律的研究［J］.西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，2002，24（3）：275-277.

［41］ 尹毅，范航清，蘇相潔.廣西白骨壤群落的生物量研究［J］.廣西科學(xué)院學(xué)報，1993，9（2）：19-24.

［42］ 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，2016，27（7）：2059-2065.

［43］ 胡懿凱.淇澳島不同恢復(fù)類型紅樹林碳密度和固碳速率比較研究［D］.長沙：中南林業(yè)科技大學(xué)，2019.

［44］ 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：廈門大學(xué)，2013.

［45］ 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（自然科學(xué)版），2012，51（4）：793-797.

［46］ LOVELOCK C E.Soil respiration and belowground carbon allocation in mangrove forests［J］.Ecosystems，2008，11（2）：342-354.

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

［48］ 莫竹承，范航清，何斌源.海水鹽度對兩種紅樹植物胚軸萌發(fā)的影響［J］.植物生態(tài)學(xué)報，2001，25（2）：235-239.

［49］ 鄭文教，林鵬.鹽度對紅樹植物海蓮幼苗的生長和某些生理生態(tài)特性的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，1992，3（1）：9-14.

［50］" TATE K R，ROSS D J.Elevated CO2 and moisture effects on soil carbon storage and cycling in temperate grasslands［J］.Global change biology，1997，3（3）：225-235.

［51］" JAGTAP T G，NAGLE V L，劉媛.印度次大陸紅樹林生境對氣候變化的響應(yīng)與適應(yīng)［J］.AMBIO-人類環(huán)境雜志，2007，36（4）：310-316，347.

［52］" STEWART C E，PAUSTIAN K，CONANT R T，et al.Soil carbon saturation：Implications for measurable carbon pool dynamics in long term incubations［J］.Soil biology and biochemistry，2009，41（2）：357-366.