中國(guó)區(qū)域?yàn)I海濕地固碳能力研究現(xiàn)狀與提升

唐博，龍江平，2，章偉艷，謝永清，喬吉果，翟萬(wàn)林

（1.國(guó)家海洋局第二海洋研究所，浙江 杭州 310012；2.浙江大學(xué)，浙江 杭州 310006；3.浙江省水文地質(zhì)工程地質(zhì)大隊(duì)，浙江 寧波 315012；4.天津華北地質(zhì)勘查局海洋地質(zhì)勘查中心，天津 300170；5.國(guó)家海洋技術(shù)中心，天津 300112）

社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，使大氣中CO2的排放量增加，大氣溫度升高，海平面上升，給生態(tài)環(huán)境和沿海經(jīng)濟(jì)造成很大危害。有研究表明，100 多年以來(lái)，全球大氣CO2含量增加了25 % （王云英，2012）。德國(guó)波茨坦氣候影響研究所的Stefan Rahmsdorf 認(rèn)為，到2200年，海平面估計(jì)將上升1.5～3.5 m。

濕地是全球最大的碳庫(kù)之一，可以將空氣中的CO2固定和封存。全球濕地面積僅占陸地面積的4 %～6%，但它的碳儲(chǔ)量占陸地生物碳素的35%，超過(guò)農(nóng)業(yè)、森林生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量之和，具有很強(qiáng)的固碳能力，固碳潛力較其他類型的生態(tài)系統(tǒng)最高（段曉男等，2006）。

濱海濕地是指發(fā)育在海岸帶附近并且受海陸交互作用影響的濕地，按照國(guó)際濕地公約定義，濱海濕地的下限為海平面以下6 m 處（習(xí)慣上常把下限定在大型海藻的生長(zhǎng)區(qū)外緣），上限為大潮線之上與內(nèi)河流域相連的淡水或半咸水湖沼以及海水上溯未能抵達(dá)的入海河的河段（關(guān)道明，2012）。濱海濕地是濕地的三大類型（濱海、河流、湖泊） 之一，是生產(chǎn)力最高的天然生態(tài)系統(tǒng)。濱海濕地占地面積比較小，但是在固碳方面發(fā)揮著重要作用，是許多國(guó)家的研究熱點(diǎn)。

1 國(guó)外濱海濕地的固碳能力研究

濕地生態(tài)系統(tǒng)在美國(guó)和歐洲研究較多，1971年《濕地公約》頒布后引起了更大的關(guān)注，主要是對(duì)濕地鳥禽保護(hù)、鹽沼濕地以及河口濕地的研究，以及研究濕地野生保護(hù)、生態(tài)作用等方面。近年來(lái)，由于全球氣溫上升，濕地碳循環(huán)與濕地固碳受到了廣泛關(guān)注。

河口三角洲處在水動(dòng)力較強(qiáng)的沿海區(qū)域，大量的懸浮泥沙會(huì)攜帶大量物質(zhì)，并會(huì)在絮凝作用下沉積下來(lái)。Brix 等（2001） 對(duì)歐洲蘆葦濕地的碳固定和碳釋放做了研究，發(fā)現(xiàn)蘆葦濕地在短期內(nèi)（數(shù)十年） 是碳源，但是，在長(zhǎng)期內(nèi)（大于100年） 則會(huì)成為碳庫(kù)。

泥炭地對(duì)氣候水平衡變化的響應(yīng)是預(yù)測(cè)全球碳循環(huán)的潛力的重要因素。Belyea 等（2004） 指出泥炭地的形成和固碳率與氣候水文、泥炭地的表層結(jié)構(gòu)有很大關(guān)系，分析他們之間的關(guān)系對(duì)于預(yù)測(cè)全球碳循環(huán)潛在的反饋具有重要作用。Bernal 等（2012） 認(rèn)為濕地類型和植被群落的不同與生長(zhǎng)差異會(huì)導(dǎo)致濕地的固碳能力有很大變化，清楚的認(rèn)識(shí)濕地類型和濕地植被群落對(duì)于研究濕地的固碳能力具有重要意義。Choi 等（2004） 用同位素測(cè)年法測(cè)量鹽沼濕地有較高的碳含量，發(fā)現(xiàn)短期內(nèi)濕地固碳量高于長(zhǎng)期的，這可能與有機(jī)物長(zhǎng)期處在厭氧環(huán)境有關(guān)，還可能因?yàn)榻陙?lái)氣候變化，海平面上升導(dǎo)致土壤層抬高、碳氮含量增加導(dǎo)致初級(jí)生產(chǎn)力提高有關(guān)。結(jié)果表明鹽沼濕地是減少溫室效應(yīng)的碳庫(kù)。Chmura 等（2003） 調(diào)查了大西洋、太平洋的東面和西面沿岸，以及印度洋、地中海、墨西哥沿岸的鹽堿沼澤濕地和紅樹林濕地的固碳量，并且研究了他們的碳密度和碳儲(chǔ)存隨著氣候以及地理位置的空間變化。土壤碳埋藏會(huì)隨著氣候，植物種類、區(qū)域環(huán)境條件變化而變化。溫度越高，土壤碳埋藏越多。植物種類會(huì)影響植物生長(zhǎng)速率和分解速率。潮汐、泥沙含量、海拔的影響是綜合因素：海拔高的地方，潮汐大，含沙量高，土壤碳埋藏較少，有些海拔低的地方由于易于沉積物沉降碳埋藏率較高。Howe 等（2009） 研究表明澳大利亞Hunter 河口受到潮流干擾的濕地比沒(méi)有受到潮流干擾的濕地土壤固碳率高，含碳量低，這與濕地的垂向加積和土壤密度有關(guān)。Eric 等（2004） 用同位素測(cè)年法測(cè)定了美國(guó)加利福尼亞南部濱海瀉湖和濕地混合區(qū)沉積物的固碳率，在過(guò)去5 000年里，固碳速率為0.033 ± 0.002 9 kg C /m2/yr。濱海濕地固碳能力研究結(jié)果見表1。

綜上，研究濱海濕地固碳能力的研究主要從其固定碳和釋放碳的角度出發(fā)，其次，水文環(huán)境也是研究的重點(diǎn)。不同時(shí)間尺度內(nèi)固碳能力也不同，尤其是近年來(lái)環(huán)境污染嚴(yán)重，與工業(yè)革命之前相比會(huì)有很大變化，所以，探究不同時(shí)間尺度的固碳量和固碳率可以有效揭示影響濕地固碳能力的因素。濱海濕地的固碳潛力很大，研究濱海濕地的固碳能力及其提升技術(shù)對(duì)于改善生態(tài)環(huán)境和社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展有重要意義。

2 我國(guó)濱海濕地的固碳能力研究

我國(guó)海岸線綿長(zhǎng)，濱海濕地總面積約6 萬(wàn)km2，占我國(guó)濕地總面積的15.4 % （安鑫龍 等，2009；趙揚(yáng)，2008）。涉及沿海的11 個(gè)省（區(qū)、市）。以杭州灣為界，以北由環(huán)渤海濱海和江蘇濱海濕地組成，以南主要有杭州灣、泉州灣、珠江口河口灣和北部灣濕地等。我國(guó)濱海濕地類型可分為淺海水域、灘涂、濱海沼澤、河口水域、河口三角洲以及人工濕地（養(yǎng)殖池塘、鹽田、水庫(kù)） （關(guān)道明，2012）。

濱海濕地水陸交界的自然環(huán)境為碳儲(chǔ)存提供了良好的條件，植物固碳能力比較高。濱海濕地上的植物固定的碳部分儲(chǔ)存在土壤中，稱為土壤的碳匯。土壤是濱海濕地最大的碳庫(kù)。目前我國(guó)有多位學(xué)者對(duì)于濱海濕地固碳和土壤碳儲(chǔ)量進(jìn)行了研究，顯示了濱海濕地很強(qiáng)的固碳能力。

表1 國(guó)外濱海濕地固碳能力研究

我國(guó)對(duì)濱海濕地植被的固碳能力研究較多，涉及溫帶到熱帶地區(qū)，跨度較大。

遼河三角洲濕地植物主要是蘆葦，稻田，堿蓬灘涂，固碳能力平均值為1.77 kg/m2/yr，固碳能力比較高，是黃河三角洲濱海濕地植被平均固碳能力的5 倍，甚至與同等條件下的溫帶落葉闊葉林的固碳能力相當(dāng)（索安寧等，2010）。

長(zhǎng)江口崇明東灘的主要植物是海三棱藨草和蘆葦。兩種植物固碳能力之和為1.47～3.52 kg/m2/yr，是全國(guó)陸地植被平均固碳能力的3～7.18 倍，是全球植被平均固碳能力的3.59～8.59 倍（梅雪英等，2007a，2007b）。研究了崇明東灘植被群落的演替和碳儲(chǔ)固碳的變化，結(jié)果表明植被由海三棱藨草群落向蘆葦群落演替的過(guò)程中，固碳能力增強(qiáng)了。同時(shí)提出非生物組分對(duì)植被固碳有影響。還分析了海三棱藨草碳儲(chǔ)量、固碳能力、固碳潛力，其固碳潛力是很大的（梅雪英等，2007a，2007b）。

黃河三角洲濱海濕地植被平均固碳能力為0.35 kg/m2/yr（張緒良 等，2012），土壤有機(jī)碳含量為0.75～8.35 g/kg（董洪芳等，2013）。天然的濕生濕地植被固碳能力高于全國(guó)陸地植被平均固碳能力，但是鹽生濕地和水生濕地植被由于干旱和土壤鹽漬化，植物固碳能力低于全國(guó)陸地植被平均固碳能力，總體上固碳能力不強(qiáng)（張緒良等，2012）。

天津?yàn)I海濕地土壤屬于鹽堿地，有機(jī)質(zhì)容易降解，植物覆蓋度低，土壤碳儲(chǔ)量不高，郝翠等分析天津?yàn)I海濕地土壤平均有機(jī)碳密度與全國(guó)平均有機(jī)碳密度（9.6 kg/m2） 相比小近1.5～4 倍。土壤儲(chǔ)碳量由大到小的順序?yàn)榱值亍⒉莸亍┩俊\水域、裸土（郝翠等，2011）。

杭州灣是南北濱海濕地的分界，杭州灣南岸主要是淤漲型灘涂，含鹽量較高。植物主要種類有蘆葦、互花米草和海三棱藨草。邵學(xué)新等測(cè)得杭州灣土壤有機(jī)碳平均含量為6.45±1.70 g/kg，低于天津?yàn)I海濕地土壤有機(jī)碳含量，固碳能力較弱，這可能與圍墾造地有較大關(guān)系（邵學(xué)新等，2011）。

紅樹林是濱海濕地典型的植物類別，生長(zhǎng)于陸海交界的潮間帶，發(fā)達(dá)的根系可以固岸護(hù)堤，防止水土流失，還可以凈化海水和空氣，對(duì)保護(hù)沿岸的生態(tài)環(huán)境有重要作用。我國(guó)紅樹林主要分布在廣西、廣東、海南、臺(tái)灣、福建、香港、澳門和浙江南部沿岸，廣西、廣東、海南覆蓋面積最廣，約占我國(guó)紅樹林面積的97%，紅樹林種類也較多。紅樹林有很強(qiáng)的固碳能力，對(duì)于減少全球碳含量，降低溫室效應(yīng)有不可替代的作用。如許方宏等測(cè)得我國(guó)面積最大的紅樹林保護(hù)區(qū)廣東湛江紅樹林自然保護(hù)區(qū)地表100 cm 桐花樹群落、木欖+秋茄群落、白骨壤群落土壤碳庫(kù)平均為45.68 kg/m2（許方宏等，2012）。據(jù)報(bào)道，該保護(hù)區(qū)高橋核心區(qū)900 公頃紅樹林每年可吸收23 100 t 二氧化碳，固定碳627 t（劉垠，2012）；曹慶先等（2011） 實(shí)驗(yàn)獲得北部灣5 種紅樹林植物群落地上平均生物量為2.257 kg/m2。朱可峰（2007） 獲得廣州南沙新墾濕地人工紅樹林無(wú)瓣海桑生物量為11.46 kg/m2，同期種植的木欖生物量為5.55 kg/m2，木欖平均固碳速率是0.404 kg/m2/yr，約是全球陸地植被平均固碳能力的1 倍。無(wú)瓣海桑平均固碳能力為0.964 kg/m2/yr，是全球陸地植被平均固碳能力的2.4 倍。表2 列出了我國(guó)典型濱海濕地的固碳能力情況。

我國(guó)各地濱海濕地的固碳能力存在較大的空間差異，北方地區(qū)固碳能力高于全球植被平均固碳能力的3～9 倍，南方地區(qū)固碳能力低于全球?yàn)I海濕地的固碳能力。這主要受植被生長(zhǎng)狀況和植被覆蓋度的影響。其次氣候?qū)ζ涔烫寄芰σ灿泻艽笥绊懀狈教鞖夂洌锝到獬潭鹊停潭ǖ奶即蟛糠謨?chǔ)存在土壤中，固碳能力高，南方天氣炎熱，生物降解程度較高，凈固碳量較低。綜合整個(gè)中國(guó)區(qū)域，我國(guó)濱海濕地的固碳能力較高。另外，植被的生長(zhǎng)狀況是影響其固碳能力的直接因素，如生長(zhǎng)多年的天然紅樹林有機(jī)碳密度是全國(guó)平均有機(jī)碳密度的幾十倍，但是人工紅樹林的有機(jī)碳密度低于全國(guó)平均有機(jī)碳密度。

表2 我國(guó)典型濱海濕地的固碳能力

3 濱海濕地固碳能力的遙感監(jiān)測(cè)

濱海濕地分布在沿海的海陸交界地帶，覆蓋面積大小不同，分布分散，地基稀軟，不易進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查。遙感技術(shù)的出現(xiàn)為濱海濕地調(diào)查提供了方便，它可以大面積、實(shí)時(shí)、全天候的對(duì)濱海濕地進(jìn)行監(jiān)測(cè)，節(jié)省人力物力，填補(bǔ)了濱海濕地調(diào)查的一大空白。

遙感監(jiān)測(cè)是利用人造衛(wèi)星、飛機(jī)或其他飛行器獲得濱海濕地上的地物電磁輻射信息，判別所測(cè)地物的特征。衛(wèi)星發(fā)射的光譜根據(jù)波段長(zhǎng)度的大小可分為可見光、紅外線、紫外線、微波。不同波段對(duì)地物的響應(yīng)不同，所以要有針對(duì)性的選擇光譜波段進(jìn)行探測(cè)，現(xiàn)代技術(shù)多為多譜段探測(cè)衛(wèi)星，可以同時(shí)獲得更多的地物信息。飛機(jī)或其他飛行器可以近距離的觀測(cè)所測(cè)地物，能夠更準(zhǔn)確的辨別地物信息，彌補(bǔ)衛(wèi)星遙感遠(yuǎn)距離，低分辨率帶來(lái)的信息缺乏與信息模糊的不足。通過(guò)遙感獲得的圖像不能直接運(yùn)用，還要經(jīng)過(guò)校正、信息提取與分類、精度檢驗(yàn)等一系列處理，以達(dá)到識(shí)別地物信息的目的。

但是，遙感監(jiān)測(cè)并不能完全代替現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查，在圖像處理過(guò)程中需要結(jié)合資料收集和實(shí)地調(diào)查的結(jié)果對(duì)遙感圖像進(jìn)行識(shí)別。現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查可以了解濕地環(huán)境地貌、植物群落與植被覆蓋狀況、土壤和水環(huán)境要素、保護(hù)與利用狀況、破壞狀況等，這對(duì)遙感圖像識(shí)別有很大幫助。

在20 世紀(jì)70年代末，美國(guó)政府要求調(diào)查錄入全國(guó)濱海濕地的分布，以期對(duì)濱海濕地的生態(tài)價(jià)值做出評(píng)估（Hardisky et al，1986），由此遙感監(jiān)測(cè)在濱海濕地的運(yùn)用應(yīng)運(yùn)而生，遙感監(jiān)測(cè)開始用于濱海濕地的自然環(huán)境、分布范圍或者濱海濕地植被分布以及濱海濕地的演變等方面（Ramsey，1995；Rao et al，1999；Victor et al，2001）。

隨著遙感技術(shù)的發(fā)展，遙感技術(shù)在濱海濕地固碳方面發(fā)揮了很大的作用，已被應(yīng)用于濱海濕地水質(zhì)、植物生物量、固碳量、固碳能力等多個(gè)方面的研究。如利用SRTM 數(shù)據(jù)建立紅樹林的平均高度與生物量之間的關(guān)系，獲得紅樹林沼澤地國(guó)家公園生物量的地理分布圖（Simard et al，2006）。利用水體反射的光譜特征和水質(zhì)參數(shù)之間的關(guān)系監(jiān)測(cè)水質(zhì)，為濕地保護(hù)提供重要信息（杜為靜等，2010）；建立植被指數(shù)與生物量之間的關(guān)系，獲得濕地植被的生物量（黎夏等，2006）；運(yùn)用雷達(dá)后向散射系數(shù)建立濕地植被的生物量估算模型（黎夏 等，2006）；通過(guò)對(duì)比不同時(shí)間植被生物覆蓋度分析植被的時(shí)空變化情況，為濕地保護(hù)對(duì)策措施的實(shí)行提供依據(jù)（趙峰等，2011）；利用遙感確認(rèn)濕地的空間分布與面積大小（田素榮等，2007；李學(xué)杰等，2010）；通過(guò)分析不同傳感器波譜的特征選取波段對(duì)濕地上的要素進(jìn)行解譯和分類，其精度可達(dá)到濕地環(huán)評(píng)的制圖要求（曹楊等，2010）。

4 濱海濕地固碳能力評(píng)估

4.1 生物量

濱海濕地固碳能力的評(píng)估方法可以借助濱海濕地上生長(zhǎng)的植物生物量來(lái)衡量，植物光合作用固定CO2并放出O2，其方程式（魯莉，2008） 如下：

由光合作用反應(yīng)方程式可知植物每產(chǎn)生1 g 干物質(zhì)需要1.63 g 的CO2。所以由植物生物量可以求得植物固定的CO2量，從而獲得植物的固碳能力。

計(jì)算植物生物量一般取固定面積的植被，計(jì)算地上部分和地下部分或者計(jì)算整顆植株的干重量或者鮮重，也可以根據(jù)已有的方法進(jìn)行估算（張鵬超等，2010）。如賈小榮等由林分密度及平均木的器官含水量估算林分的干重（賈小容等，2006）；楊同輝等針對(duì)植物的不同種類運(yùn)用了與其相適應(yīng)的方法計(jì)算干重（楊同輝等，2010）。計(jì)算生物量法是最直接，最準(zhǔn)確，目前普遍運(yùn)用的方法。

利用建立方程和模型擬合的方法計(jì)算植物生物量。劉曉輝等（2008） 在計(jì)算沼澤濕地的植物地上生物量的時(shí)候采用CHIKUGO 模型近似取植物的凈初級(jí)生產(chǎn)量為植物生物量。李軒然等（2006） 利用實(shí)測(cè)值法（即計(jì)算植物器官干重）、估計(jì)值建模法（建立方程） 和平均標(biāo)準(zhǔn)木法（擬合方程） 3 種方法計(jì)算濕地松林生物量并對(duì)計(jì)算結(jié)果進(jìn)行比較。

利用遙感來(lái)反演植物生物量，即建立遙感參數(shù)與植被生物量之間的關(guān)系測(cè)得植被生物量。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。黎夏等（2006）通過(guò)雷達(dá)遙感估算了紅樹林植被的生物量，并得出雷達(dá)散射系數(shù)比植被指數(shù)在估算植被生物量中精度高的結(jié)論。沈國(guó)狀等（2009） 基于ENVISAT ASAR 數(shù)據(jù)通過(guò)神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)方法擬合生物量與后向散射系數(shù)間的關(guān)系獲得植被生物量。王慶等（2010） 將光學(xué)遙感和雷達(dá)遙感結(jié)合起來(lái)測(cè)植被生物量，彌補(bǔ)了兩種方法的不足，有效提高了生物反演精度。

4.2 碳通量

沉積物碳通量是指生態(tài)系統(tǒng)單位時(shí)間單位面積通過(guò)沉積斷面的碳含量。沉積物碳通量可以表征沉積物的儲(chǔ)碳速率和儲(chǔ)碳能力。通過(guò)斷面凈碳通量越多，生態(tài)系統(tǒng)固碳能力越強(qiáng)（鄒綠柳等，2009）。測(cè)量碳通量的方法主要有箱式法和渦度相關(guān)法。

箱式法測(cè)量的空間是密封的，空氣不能流通，排放通量值有偏差。渦度相關(guān)法能夠測(cè)量平流通量，并能長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)生態(tài)系統(tǒng)碳通量，是目前測(cè)量生態(tài)系統(tǒng)碳通量的主要方法（宋霞等，2003；耿紹波等，2010）。但是渦度相關(guān)法受下墊面地形和氣象的影響，會(huì)產(chǎn)生一定誤差，但可以監(jiān)測(cè)長(zhǎng)期的沉積物碳匯變化，給觀測(cè)濕地碳循環(huán)和碳沉積提供很大幫助。

4.3 土壤碳含量和碳密度

濱海濕地土壤是碳儲(chǔ)存的空間，可以稱為碳庫(kù)。土壤碳含量和碳密度在一定程度上可以反映濱海濕地的固碳能力。

土壤碳含量指單位質(zhì)量的沉積物中所含的碳含量，計(jì)算公式（董洪芳等，2013） 為：

SOC 為土壤有機(jī)碳含量（g/kg），F(xiàn)OC 為土壤物理組分有機(jī)碳含量（g/kg），P 為土壤有機(jī)碳物理組分分配比例。

土壤碳含量還可以用實(shí)驗(yàn)室分析法直接測(cè)量，分別測(cè)得土壤有機(jī)碳含量（g） 和土壤質(zhì)量（kg），兩者相除得到（邵學(xué)新等，2011）。

土壤碳密度指單位面積一定深度的沉積物層中的碳儲(chǔ)量（Hardisky et al，1986），計(jì)算公式（蔡毅 等，2013） 為：

式中：Ci為土壤碳含量（g/kg），Di為土壤容重（g/cm3），Ei為土壤層厚度（cm）。土壤碳密度單位為kg/m2或t/hm2。土壤碳含量、容重、厚度用儀器測(cè)量或?qū)嶒?yàn)分析。其他計(jì)算土壤碳密度的公式可以在此公式基礎(chǔ)上根據(jù)實(shí)際情況進(jìn)行變換。

我國(guó)多位學(xué)者對(duì)我國(guó)的碳含量和碳密度進(jìn)行了評(píng)估，具體評(píng)估結(jié)果見表2。

4.4 碳埋藏速率

大氣碳流量通過(guò)光合作用被固定，并通過(guò)分解作用釋放到大氣中（Kristin et al，2006），這其中固定碳與分解碳的差即為碳埋藏。碳固定速率越快，分解速率越低且濕地面積越大濱海濕地的固碳潛力越大。碳固定速率在現(xiàn)場(chǎng)由儀器測(cè)得；碳分解過(guò)程包括碳流失和碳釋放兩個(gè)過(guò)程，有氧環(huán)境下釋放CO2，厭氧環(huán)境下釋放CH4。碳流失率可以實(shí)地觀測(cè)，使用“現(xiàn)場(chǎng)圍隔比較法”等方法測(cè)量，碳釋放率在現(xiàn)場(chǎng)通過(guò)儀器測(cè)得。由此可獲得濕地碳埋藏的速率（段曉男等，2008）：

CSR 為碳固定速率mg/（cm2·a），CLR 為碳流失速率mg/（cm2·a），CER 為CO2釋放速率mg/（cm2·a）。

濱海濕地的碳埋藏在沉積物中，埋藏速率與沉積物容重、沉積物碳含量、沉積物沉積速率成正比，有以下公式（段曉男等，2008）：

P 為濕地沉積物容重（g/cm3）；SOC 為濕地沉積物碳含量（g/kg）；R 為濕地沉積物沉積速率（mm/a）。沉積物的沉積速率一般用同位素定年法測(cè)量，指利用天然放射性同位素的衰變規(guī)律計(jì)算出沉積物的年齡，并由此計(jì)算出沉積速率。常用的同位素有14C、210P 和137Cr 等。

我國(guó)濱海濕地中紅樹林濕地固碳速率最快，其次是沿海鹽沼和泥炭地（段曉男等，2008）。這與紅樹林濕地植被特性和沉積物分解速率慢有關(guān)，其次，可能是因?yàn)榧t樹林多生長(zhǎng)在溫?zé)釒У貐^(qū)，生產(chǎn)力相對(duì)較高；沿海鹽沼固碳速率快是因?yàn)檠睾Ｕ訚蓾竦赜袦\層水覆蓋，處于缺氧環(huán)境，碳分解慢，還會(huì)形成泥炭，導(dǎo)致碳分解速率更慢。由于缺氧環(huán)境植被的根系多露在水面，根系裸露削弱了波浪海潮等的流速，挾帶而來(lái)的沉積物沉積下來(lái)，加快了沉積速率；泥炭地主要分布在寒冷地區(qū)，植被碎屑被埋藏在土壤中，在低溫、少雨、缺氧的環(huán)境下分解非常緩慢，使生產(chǎn)力不高的泥炭地不斷積累碳。

4.5 結(jié)論

同一地區(qū)運(yùn)用不同的方法可能會(huì)造成結(jié)果差異，以能準(zhǔn)確方便獲得測(cè)量分析數(shù)據(jù)為主要依據(jù)，結(jié)合研究區(qū)的特點(diǎn)選擇合適的評(píng)價(jià)方法。實(shí)驗(yàn)室分析生物量法測(cè)量簡(jiǎn)便，但是由于現(xiàn)實(shí)中不能把所有的樹砍下來(lái)拿回實(shí)驗(yàn)室分析，導(dǎo)致分析結(jié)果有片面性，研究大區(qū)域植被的生物量精度不高。渦度相關(guān)法可以獲得長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，需要實(shí)地測(cè)量數(shù)據(jù)相配合，設(shè)備建設(shè)難度大，成本高，測(cè)量數(shù)據(jù)的穩(wěn)定性和準(zhǔn)確性較低（宋洪濤等，2011）。沉積物是儲(chǔ)存碳的場(chǎng)所，濕地植被將氣體CO2封存在沉積物中，完成固碳過(guò)程，濱海濕地的沉積物碳密度和碳埋藏速率是針對(duì)沉積物做的結(jié)果性研究，，此過(guò)程主要受氣候、植被、水體、沉積物影響，在分析濱海濕地沉積物碳密度和碳埋藏速率時(shí)要考慮它們產(chǎn)生的影響。

5 濱海濕地固碳能力的提升技術(shù)

濱海濕地由于人類干擾，受到很大破壞，環(huán)境惡化，面積減少。20 世紀(jì)80年代以來(lái)我國(guó)濱海濕地面積喪失了近50%。經(jīng)濟(jì)發(fā)展，人類生活干擾，填海造地工程、造塘養(yǎng)殖等使濱海濕地面積大大減少。近年來(lái)氣候的改變值得人們反思，人們也已經(jīng)認(rèn)識(shí)到保護(hù)濱海濕地的重要性和必要性。研究如何保護(hù)濱海濕地，對(duì)環(huán)境保護(hù)和人類生活有重要意義。

濱海濕地的固碳能力的提升包括生物物種選擇與結(jié)合種植，生境改造技術(shù)與種植技術(shù)和管理技術(shù)（提高存活率和固碳效率）。

為了提高生物對(duì)生態(tài)資源的利用，采用喬木、灌木和草本植物混交群落的高效固碳種植方法。另外，固定面積土地的植物不是越多越好，植物數(shù)量太大，會(huì)造成營(yíng)養(yǎng)供應(yīng)不足，空間和陽(yáng)光的競(jìng)爭(zhēng)激烈等問(wèn)題。所以，要合理選擇生物物種，科學(xué)結(jié)合生物種植。植被密度要合理，太稀疏固碳率不高，太密不通透，放出的CO2多于固定的CO2，起到反效果。如葉功富等（2008） 研究表明木麻黃-厚莢相思混交林的土壤層含碳率和碳貯量大于10年生木麻黃純林的，可見混交林有利于碳的積累和保存。

濱海濕地的生境是指生態(tài)環(huán)境，生態(tài)環(huán)境對(duì)濱海濕地生物有很大影響，反之，生物也會(huì)影響生態(tài)環(huán)境。不同種類的生物對(duì)環(huán)境的適應(yīng)性不同，選擇能適應(yīng)當(dāng)?shù)丨h(huán)境的植物進(jìn)行栽培種植可以提高存活率。同時(shí)，人類活動(dòng)是破壞濱海環(huán)境的主要因素，保護(hù)濱海生態(tài)環(huán)境，可以有效降低植物死亡率，尤其是旅游區(qū)這些敏感地區(qū)。修復(fù)濱海濕地成為了不可避免的話題，涌出了多種修復(fù)技術(shù)方法。

竇勇等（2012） 結(jié)合國(guó)內(nèi)外技術(shù)方法總結(jié)分析了利用微生物修復(fù)技術(shù)和植物修復(fù)技術(shù)修復(fù)濱海濕地。微生物修復(fù)技術(shù)是利用微生物對(duì)特定污染物的分解作用凈化濱海濕地。目前，利用微生物分解石油烴類和重金屬等技術(shù)比較成熟。植物修復(fù)主要是利用種類植物對(duì)元素的吸收特性，針對(duì)區(qū)域污染狀況，選擇對(duì)污染物吸收強(qiáng)的植物進(jìn)行栽培，以改善當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境。

提升濱海濕地固碳能力改善土壤環(huán)境是很重要的措施。目前有人嘗試在土壤中加入土壤改良劑來(lái)改良土壤性質(zhì)，提高土壤營(yíng)養(yǎng)含量，提高土壤固碳能力。尤其是生物改良劑是研究熱點(diǎn)。生物改良劑是在土壤中加入菌類、蚯蚓等生物來(lái)改善土壤的物理性質(zhì)和化學(xué)性質(zhì)（陳義群等，2008）。

提高植物存活率和固碳效率跟種植技術(shù)和管理技術(shù)密不可分，濱海濕地生態(tài)環(huán)境特殊，地質(zhì)稀軟，潮汐沖刷，給種植和管理人員帶來(lái)不便，需要專業(yè)技術(shù)進(jìn)行種植和管理。如楊淑慧等（2011） 研究發(fā)現(xiàn)不同刈割期和還田處理對(duì)土壤碳排放有很大影響。

濱海濕地土壤即是碳庫(kù)，在受到干擾時(shí)還會(huì)成為碳源，濕地儲(chǔ)存著大量的碳，如果作為碳源釋放危害很大，所以，提高濱海濕地的固碳能力，首先要保護(hù)濕地不被破壞，防止?jié)竦刈優(yōu)樘荚础I海濕地的破壞主要是圍墾造地、生活污水、工業(yè)廢水排放、養(yǎng)殖業(yè)等帶來(lái)的，圍墾造地是徹底的，不能逆轉(zhuǎn)的，并會(huì)進(jìn)一步破壞周邊環(huán)境。政府要加大立法，加強(qiáng)政策法規(guī)的實(shí)施，相關(guān)部門要嚴(yán)格遵守法律，并加強(qiáng)宣傳作用，增強(qiáng)人們保護(hù)濕地的意識(shí)。與此同時(shí)，要擴(kuò)大濕地面積，20 世紀(jì)80年代至今，我國(guó)濕地面積減少近50%。紅樹林濕地面積在20 世紀(jì)50年代近5 萬(wàn)公頃，到2002年全國(guó)紅樹林面積僅剩近3 萬(wàn)公頃（張忠華等，2006；王燕，2008）。政府對(duì)濕地的保護(hù)和面積擴(kuò)展能力是有限的，利用經(jīng)濟(jì)利益，讓當(dāng)?shù)鼐用癖Ｗo(hù)和擴(kuò)展?jié)竦孛娣e往往能取得較好的效果。目前，美國(guó)等一些發(fā)達(dá)國(guó)家實(shí)施誰(shuí)污染誰(shuí)治理的政策，對(duì)于排放污染物的集團(tuán)或個(gè)人罰款，并用于環(huán)境治理（Zedler，2000），我國(guó)可以借鑒國(guó)外的做法，加強(qiáng)法律規(guī)范和處罰強(qiáng)度。

另外，有些地區(qū)選擇引進(jìn)外來(lái)物種來(lái)改善濕地的固碳能力。引進(jìn)外來(lái)物種可能會(huì)增強(qiáng)已有種群的優(yōu)勢(shì)，改善當(dāng)?shù)赝寥篮退沫h(huán)境，能合理地抑制有機(jī)碳無(wú)機(jī)化種群的數(shù)量。但是，對(duì)于外來(lái)物種往往會(huì)因?yàn)榄h(huán)境的改變而成為優(yōu)勢(shì)種，對(duì)本地物種造成威脅，甚至消失，比如西葫蘆，蘆葦?shù)取Ｋ裕@種方法要在實(shí)驗(yàn)證據(jù)充足的條件下使用。如護(hù)花米草入侵福建漳江口地區(qū)紅樹林，薇甘菊入侵深圳紅樹林，在這兩個(gè)地區(qū)紅樹林都因?yàn)橥鈦?lái)植被的入侵資源被占用，生長(zhǎng)環(huán)境被破壞（毛子龍 等，2011）。

6 總結(jié)

由于人們對(duì)海岸的依賴與破壞，濱海濕地退化現(xiàn)象嚴(yán)重。濱海濕地由于其特殊的自然環(huán)境有很強(qiáng)的固碳能力，以小面積高固碳率成為降低全球溫室效應(yīng)的重要生態(tài)系統(tǒng)。濱海濕地固碳作用研究起步較晚，在現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查和遙感監(jiān)測(cè)方面還存在很多不足，如現(xiàn)場(chǎng)儀器的建設(shè)難、精度低、人工測(cè)量的環(huán)境阻礙等；遙感監(jiān)測(cè)圖像處理方法帶來(lái)的分類誤差等。所以，需要研究更好的儀器設(shè)備適應(yīng)濱海濕地多變的自然環(huán)境。遙感衛(wèi)星技術(shù)也需要人們繼續(xù)探索提高。

我國(guó)屬于沿海國(guó)家，岸線綿長(zhǎng)，濱海濕地面積較大，并且主要集中在南方的溫?zé)釒У貐^(qū)。我國(guó)總體上北方由于處在低溫狀態(tài)下，土壤中的碳很難分解，碳可以不斷積累，所以碳庫(kù)比南方高；長(zhǎng)江口由于自然環(huán)境優(yōu)良，植被生長(zhǎng)狀況良好，植被固碳能力較我國(guó)其他地區(qū)高；紅樹林有特殊的生長(zhǎng)環(huán)境，受潮流影響明顯，且土壤處于缺氧環(huán)境，碳排放率很低，形成很好的碳庫(kù)，且植被固碳能力與長(zhǎng)江口植被固碳能力相當(dāng)，但人工濕地年齡小，固碳能力和碳庫(kù)都較低（表2）。可見，自然環(huán)境，植被類型，氣候是影響濱海濕地固碳能力的主要因素。

濱海濕地不僅固碳能力高，固碳潛力也很大，提高固碳潛力要重點(diǎn)研究植被物種選擇和種植、提升沉積物碳埋藏和降低碳排放。管理技術(shù)和保護(hù)工作也很重要，研究表明被破壞的濕地恢復(fù)是很漫長(zhǎng)的過(guò)程，可能需要近100年的時(shí)間（Burden et al，2013）。如何提高濱海濕地的固碳能力，增加濕地固碳，減少濕地碳排放將成為降低溫室效應(yīng)的重點(diǎn)問(wèn)題。

Belyea L R, Malmer N, 2004. Carbon sequestration in peatland: patterns and mechanisms of response to climate change.Change Biology,10:1043-1052.

Bernal B, William J M, 2012. Comparing carbon sequestration in temperate freshwater wetland communities. Global Change Biology,18:1636-1647.

Brix H,Brian K S,Lorenzen B,2001.Are Phragmites dominated wetlands a net source or net sink of greenhouse gases. Aquatic Botany, 69:313-324.

Burden A,Garbutt R A,Evans C D,et al,2013.Carbon sequestration and biogeochemical cycling in a saltmarsh subject to coastal managed realignment.Estuarine,Coastal and Shelf Science,120:12-20.

Cannell M G R,Milne R,Hargreaves,et al,1999.National inventories of terrestrial carbon sources and sinks: the UK Experience. Climate Change,42:505-530.

Chmura G L, Anisfeld S C, Cahoon D R, et al, 2003. Global carbon sequestration in tidal, saline wetland soils. Global Biogeochemical Cycles,17(4):22(1)-22(12).

Choi Y, Wang Y, 2004. Dynamics of carbon sequestration in a coastal wetland using radiocarbon measurements. Lobal Biogeochemical Cycles,Vol.18,GB4016,2004:1-12.

Day J W, Conner W H, Ley-Lou F, et al, 1987. The productivity and composition of mangrove forests, Laguna de Terminos, Mexico.Aquatic Botany,27:267-284.

Eric C B, Jeffrey A H, 2004. A 5000 year record of carbon sequestration from a coastal lagoon and wetland complex, Southern California,USA.Catena,57:221-232.

Hardisky M A, Gross M F, Klemas V, 1986. Remote Sensing of Coastal Wetlands.BioScience,36(7):453-460.

Hensel P F,Day Jr J W,Pont D,1999.Wetland vertical accretion and soil elevation change in the Rhone River Delta, France: The importance of riverine flooding.J.Coastal Res,15:668-681.

Howe A J, Rodríguez J F, Saco P M, 2009. Surface evolution and carbon sequestration in disturbed and undisturbed wetland soils of the Hunter estuary, southeast Australia. Estuarine, Coastal and Shelf Science 84:75-83.

Juman R A, 2005. The structure and productivity of the Thalassia testudinumcommunity in Bon Accord Lagoon, Tobago. Revista de Biologia Tropical,53:219-227.

Kristin R,Newton P,Simon E,et al,2006.2006年IPCC 國(guó)家溫室氣體清單指南(V4).日本:日本全球環(huán)境戰(zhàn)略研究所.

Ramsey E W, 1995. Monitoring flooding in coastal wetlands by using radar imagery and ground-based measurements.International Journal of Remote Sensing,16,Issue 13:2495-2502.

Rao B R M, Dwivedi R S, Kushwaha S P S, et al, 1999. Monitoring the spatial extent of coastal wetlands using ERS-1 SAR data.Int.J.Remote sensing,20(13):2509-2517.

Sharon M L E,Evelyn E G,Daniel L C,et al,2006.Spatial and temporal patterns of aboveground net primary productivity (ANPP)along two freshwater-estuarine transects in the Florida Coastal Everglades.Hydrobiologia,569:459-474.

Simard M, Zhang K, Victor H R M, et al, 2006. Mapping Height and Biomass of Mangrove Forests in Everglades National Park with SRTM Elevation Data. Photogrammetric Engineering & Remote Sensing,72(3):299-311.

Victor V, Klemas S, 2001. Remote Sensing of Landscape-Level Coastal Environmental Indicators. Environmental Management, Vol. 27, Issue 1:47-57.

Vymazal J,1995.Algae and Elemental Cycling in Wetlands. Lewis Publishers,Boca Raton,FL.

Zedler J B, 2000. Progress in wetland restoration ecology. Tree, 15(10):402-407.

安鑫龍,齊遵利,李雪梅,等,2009.中國(guó)海岸帶研究Ⅲ--濱海濕地研究.安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),37(4):1712-1713.

蔡毅,景艷波,鐘志誠(chéng),等,2013.深圳灣紅樹林土壤碳同位素研究.價(jià)值工程,(19):317-320.

曹慶先,徐大平,鞠洪波,2011.北部灣沿海5 種紅樹林群落生物量的遙感估算.廣西科學(xué),18(3):289-293.

曹楊,尚士友,楊景榮,等,2010.多源遙感數(shù)據(jù)在湖泊濕地信息提取中的應(yīng)用.人民黃河,32(2):5-7,9.

陳義群,董元華,2008.土壤改良劑的研究與應(yīng)用進(jìn)展.生態(tài)環(huán)境,17(3):1282-1289.

董洪芳,于君寶,管博,等,2013.黃河三角洲堿蓬濕地土壤有機(jī)碳及其組分分布特征.環(huán)境科學(xué),34(1):287-292.

竇勇,唐學(xué)璽,王悠,2012.濱海濕地生態(tài)修復(fù)研究進(jìn)展.海洋環(huán)境科學(xué),31(4):616-620.

杜為靜,李淑敏,李紅,等,2010.漢石橋濕地水質(zhì)參數(shù)光譜分析與遙感反演.光譜學(xué)與光譜分析,30(3):757-761.

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

段曉男,王效科,尹弢,等,2006.濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳潛力研究進(jìn)展.生態(tài)環(huán)境,15(5):1091-1095.

耿紹波,魯紹偉,饒良懿,2010.基于渦度相關(guān)技術(shù)測(cè)算地表碳通量研究進(jìn)展.世界林業(yè)研究,23(3):24-28.

關(guān)道明,2012.中國(guó)濱海濕地.北京:海洋出版社:3.

郝翠,李洪遠(yuǎn),李姝娟,等,2011.天津?yàn)I海濕地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量及其影響因素分析.環(huán)境科學(xué)研究,24(11):1276-1282.

侯雪景,印萍,丁旋,等,2012.青島膠州灣大沽河口濱海濕地的碳埋藏能力.海洋地質(zhì)前沿,28(11):17-26.

賈小容,曾曙才,蘇志堯,2006.廣州白云山9 種林分光合固碳放氧價(jià)值核算.廣東林業(yè)科技,22(2)：19-21.

黎夏,葉嘉安,王樹功,等,2006.紅樹林濕地植被生物量的雷達(dá)遙感估算.遙感學(xué)報(bào),10(3):387-396.

李軒然,劉琪璟,胡理樂(lè),等,2006.不同方法計(jì)算濕地松林生物量的比較.生態(tài)學(xué)雜志,25(12):1594-1598.

李學(xué)杰,萬(wàn)榮勝,林進(jìn)清,2010.應(yīng)用遙感方法分析北部灣濱海濕地的分布.南海地質(zhì)研究:28-36.

林鵬,盧昌義,林光輝,等,1985.九龍江口紅樹林研究——Ⅰ.秋茄群落的生物量和生產(chǎn)力.廈門大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),24(4):508-514.

劉文娟,曾陸金,王維奇,等,2011.閩江河口濕地空心蓮子草土壤碳庫(kù)研究.7(1):51-55.

劉曉輝,呂憲國(guó),2008.三江平原濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳功能及其價(jià)值評(píng)估.6(2):212-217.

劉垠,2012.紅樹林濕地減緩氣候變暖進(jìn)程.科技日?qǐng)?bào),12-04(003).

劉子剛,張坤民,2005.黑龍江省三江平原濕地土壤碳儲(chǔ)量變化.清華大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),45(6):788-791.

魯莉, 2008. 森林固定大氣CO2 實(shí)物量方法的比較. 甘肅科技, 24(15):53-55.

毛志剛,王國(guó)祥,劉金娥,等,2009.鹽城海濱濕地鹽沼植被對(duì)土壤碳氮分布特征的影響.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),20(2):293-297.

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

梅雪英,張修峰,2007a.崇明東灘濕地自然植被演替過(guò)程中儲(chǔ)碳及固碳功能變化.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),18(4):933-936.

梅雪英,張修峰,2007b.長(zhǎng)江口濕地海三棱蔗草(Scirpus mariqueter)的儲(chǔ)碳、固碳功能研究--以崇明東灘為例.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),26(1):360-363.

梅雪英,張修峰,2008.長(zhǎng)江典型濕地植被儲(chǔ)碳、固碳功能研究--以崇明東灘蘆葦帶為例.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),16(2):269-272.

邵成,陳中林,董厚德,等,1995.遼河河口濕地蘆葦?shù)纳L(zhǎng)及生物量研究.遼寧大學(xué)學(xué)報(bào),22(1):81-94.

邵學(xué)新,楊文英,吳搖明,等,2011.杭州灣濱海濕地土壤有機(jī)碳含量及其分布格局.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),22(3):658-664.

沈國(guó)狀,廖靜娟,郭華東,等,2009.基于Envisat Asar 數(shù)據(jù)的鄱陽(yáng)湖濕地生物量反演研究.高技術(shù)通訊,19(6):644-649.

宋洪濤,崔麗娟,欒軍偉,等,2011.濕地固碳功能與潛力.世界林業(yè)研究,24(6):6-11.

宋霞,劉允芬,徐小鋒,2003.箱法和渦度相關(guān)法測(cè)碳通量的比較研究.江西科學(xué),21(3):206-210.

索安寧,趙冬至,張豐收,2010.我國(guó)北方河口濕地植被儲(chǔ)碳、固碳功能研究——以遼河三角洲盤錦地區(qū)為例. 海洋學(xué)研究, 28(3):67-71.

田素榮,孫永軍,李友綱,等,2007.多時(shí)相遙感技術(shù)在濕地調(diào)查中的應(yīng)用.國(guó)土資源遙感,(4):81-84.

王慶,廖靜娟,2010. 基于Landsat TM 和Envisat Asar 數(shù)據(jù)的鄱陽(yáng)湖濕地植被生物量的反演.地球信息科學(xué)學(xué)報(bào),12(2):282-291.

王燕,2008.紅樹林保護(hù)的意義和建議.森林工程,24(4):19-20,57.

王云英,2012.淺析溫室效應(yīng)對(duì)環(huán)境的影響及對(duì)策.科技創(chuàng)新導(dǎo)報(bào),(1):125.

吳濤, 趙冬至, 康建成, 等, 2011. 遼東灣雙臺(tái)子河口濕地翅堿蓬(Suaeda salsa)生物量遙感反演研究.生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),20(1):24-29.

許方宏,張進(jìn)平,張倩媚,等,2012.廣東湛江高橋三個(gè)天然紅樹林的土壤碳庫(kù).價(jià)值工程,(15):5-6.

楊淑慧,任文玲,仲啟鋮,等,2011.不同管理措施對(duì)長(zhǎng)江口圍墾濕地蘆葦群落土壤呼吸的影響.浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),23(6):1203-1209.

楊同輝,宋坤,達(dá)良俊,等,2010.中國(guó)東部木荷--米櫧林的生物量和地上初級(jí)生產(chǎn)力.中國(guó)科學(xué):生命科學(xué),40(7)：610-619.

葉功富,郭瑞紅,盧昌義,等,2008.木麻黃與厚莢相思混交林的土壤碳貯量動(dòng)態(tài).海峽科學(xué),(10):21-23.

張鵬超,張一平,楊國(guó)平,等,2010.哀牢山亞熱帶常綠闊葉林喬木碳儲(chǔ)量及固碳增量.生態(tài)學(xué)雜志,29(6):1047-1053.

張緒良,張朝暉,徐宗軍,等,2012.黃河三角洲濱海濕地植被的碳儲(chǔ)量和固碳能力.安全與環(huán)境學(xué)報(bào),12(6):145-149.

張緒良,張朝暉,徐宗軍,等,2012.黃河三角洲濱海濕地植被的碳儲(chǔ)量和固碳能力.安全與環(huán)境學(xué)報(bào),12(6):145-149.

張忠華,胡剛,梁士楚,2006.我國(guó)紅樹林的分布現(xiàn)狀、保護(hù)及生態(tài)價(jià)值.生物學(xué)通報(bào),41(4):9-11.

趙傳冬,劉國(guó)棟,楊柯,等,2011.黑龍江省扎龍濕地及其周邊地區(qū)土壤碳儲(chǔ)量估算與1986年以來(lái)的變化趨勢(shì)研究.地學(xué)前緣(中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京);北京大學(xué)),18(6):27-33.

趙峰,張懷清,劉華,等,2011.福建漳江口紅樹林濕地保護(hù)區(qū)遙感監(jiān)測(cè)及保護(hù)分析.西北林學(xué)院學(xué)報(bào),26(1):160-165.

趙揚(yáng),2008.濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值評(píng)估--以汕頭市為例.廣州:中山大學(xué):1-3.

朱可峰,2007.廣州南沙新墾濕地人工紅樹林生物量及碳儲(chǔ)量研究.廣東:華南農(nóng)業(yè)大學(xué):44-50.

鄒綠柳,孫谷疇,趙平,等,2009.馬占相思人工林凈二氧化碳交換和碳同位素通量.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),(11):2594-2602.