and Shunula, 1992; Sasekumar et al.

and Shunula, 1992; Sasekumar et al., 1992; Rönnbäck, 2001), wood for fuelwood, timber,
poles, boats (Ahmad, 1984; Burbridge, 1984; Fredericks and Lampe, 1984; Aksornkoae,
1987; Hirsh and Mauser, 1992; Dahdouh-Guebas et al., 2000) among other products. Unfortunately,
development and demographic pressure in many areas have led to widespread
overexploitation of the world’s mangrove forests, at a rate faster than they are being regenerated
(Field, 1999). In Kenya in particular, mangroves were heavily exploited in the 1970s
due to indiscriminate cutting of trees leading to extensive bare lands in some areas along
the coastline (Kairo, 1992, 1995; Bosire, 1996).
The realization that in some parts of the world mangrove ecosystems are being destroyed,
with a consequent loss of inherent services has prompted an upsurge in the number
of rehabilitation projects (Field, 2000). Examples of such mangrove rehabilitation projects
are reported from, e.g. Thailand (Aksornkoae, 1996), Pakistan (Qureshi, 1996), Australia
(Saenger, 1996), Bangladesh (Siddiqi and Khan, 1996), Sri Lanka (SFFL, 1997) and Kenya
(Kairo, 1995). However, monitoring of such replantation sites has been restricted to assessment
of early development and growth performance and consequently very little is
known about concomitant natural developments in these stands, such as re-colonization by
non-planted mangrove species.Walters (2000), for example found no post-planting recruitment
of non-planted mangrove species into reforested stands of 50 and 60 years old in The
Philippines.
The purpose of this study was to assess the potential of reforested mangrove stands
for re-colonization of non-planted mangrove species, using bare mangrove areas (denuded
or open without mangroves) and natural stands (relatively undisturbed) as controls. We
quantified several physico-chemical parameters and determined the density of non-planted
mangroves in reforested monospecific stands as compared to bare and natural mangrove
areas.

Kết quả (Việt) 1:

và Shunula, 1992; Sasekumar et al., 1992; Rönnbäck, 2001), gỗ cho fuelwood, gỗ,Ba Lan, tàu thuyền (Ahmad, 1984; Burbridge, 1984; Fredericks và Lampe, 1984; Aksornkoae,năm 1987; Hirsh và Mauser, 1992; Dahdouh-Guebas et al., 2000) trong số các sản phẩm khác. Thật không may,phát triển và tăng trưởng dân số áp suất trong nhiều lĩnh vực đã dẫn đến phổ biếnoverexploitation rừng ngập mặn của thế giới, với tốc độ nhanh hơn họ được tái sinh(Ngành, 1999). Ở Kenya trong đó, rừng ngập mặn đã được rất nhiều khai thác trong thập niên 1970do bừa bãi cắt cây hàng đầu để mở rộng vùng đất trong một số khu vực dọc theo trầnbờ biển (Kairo, 1992, 1995; Bosire, 1996).Việc nhận thức rằng tại một số vùng ngập mặn thế hệ sinh thái đang bị phá hủy,với kết quả là sự mất vốn có dịch vụ đã nhắc nhở đấm trong sốphục hồi chức năng các dự án (Field, 2000). Ví dụ về các dự án phục hồi rừng ngập mặnđược báo cáo từ, ví dụ như Thái Lan (Aksornkoae, 1996), Pakistan (Qureshi, 1996), Úc(Saenger, 1996), Bangladesh (Siddiqi và Khan, 1996), Xri Lan-ca (SFFL, 1997) và Kenya(Kairo, 1995). Tuy nhiên, giám sát của các trang web replantation đã được giới hạn trong đánh giáđầu tăng trưởng và phát triển hiệu suất và kết quả là rất ít làđược biết đến về sự phát triển tự nhiên đồng thời trong các viết tắt, chẳng hạn như tái chế độ thuộc địa củaCác loài không trồng rừng ngập mặn. Walters (2000), ví dụ có thể tìm thấy không có tuyển dụng sau trồngkhông trồng rừng ngập mặn loài thành reforested là viết tắt của 50 và 60 tuổi tại cácPhilippines.Mục đích của nghiên cứu này là để đánh giá tiềm năng là viết tắt của reforested ngập mặnĐối với tái thực dân của rừng ngập mặn không trồng loài, sử dụng khu vực rừng ngập mặn trần (denudedhoặc mở cửa mà không có rừng ngập mặn) và tự nhiên đứng (tương đối yên tĩnh) như điều khiển. Chúng tôimột số hóa chất lý tham số định lượng và xác định mật độ trồng khôngrừng ngập mặn ở reforested monospecific đứng so với trần và tự nhiên, rừng ngập mặncác khu vực.

Kết quả (Việt) 2:

và Shunula năm 1992; Sasekumar et al., 1992; Rönnbäck, 2001), gỗ củi, gỗ,
cọc, thuyền (Ahmad, 1984; Burbridge, 1984; Fredericks và Lampe, 1984; Aksornkoae,
1987; Hirsh và Mauser, 1992;. Dahdouh-Guebas et al, 2000) trong số khác các sản phẩm. Thật không may,
phát triển và áp lực về dân số trong nhiều lĩnh vực đã dẫn đến rộng rãi
khai thác quá mức của rừng ngập mặn trên thế giới, với tốc độ nhanh hơn so với họ được tái sinh
(Field, 1999). Ở Kenya nói riêng, rừng ngập mặn đã được khai thác mạnh trong năm 1970
do cắt bừa bãi của cây dẫn đến đất trống rộng rãi ở một số khu vực dọc
bờ biển (Kairo, 1992, 1995; Bosire, 1996).
Sự nhận thức rằng trong một số bộ phận của thế giới các hệ sinh thái rừng ngập mặn đang bị hủy diệt,
với mức lỗ hậu quả của dịch vụ vốn có đã khiến một sự bùng nổ về số lượng
của các dự án phục hồi chức năng (Field, 2000). Ví dụ về các dự án phục hồi rừng ngập mặn như
được báo cáo từ, ví dụ như Thái Lan (Aksornkoae, 1996), Pakistan (Qureshi, 1996), Úc
(Saenger, 1996), Bangladesh (Siddiqi và Khan, 1996), Sri Lanka (SFFL, 1997) và Kenya
(Kairo, 1995). Tuy nhiên, theo dõi các trang web trồng lại như vậy bị hạn chế để đánh giá
sự phát triển sớm và hiệu quả tăng trưởng và do đó rất ít được
biết đến về sự phát triển tự nhiên đồng thời trong các gian hàng, chẳng hạn như tái lấn chiếm của
species.Walters không trồng rừng ngập mặn (2000), cho Ví dụ không tìm thấy việc tuyển dụng sau trồng
các loài cây ngập mặn không trồng vào đứng trồng lại 50 và 60 tuổi trong The
Philippines.
mục đích của nghiên cứu này là để đánh giá tiềm năng của rừng ngập mặn trồng lại đứng
tái thuộc địa của loài cây ngập mặn không trồng , sử dụng diện tích rừng ngập mặn trần (trọc
hoặc mở mà không có rừng ngập mặn) và rừng tự nhiên (tương đối yên tĩnh) như điều khiển. Chúng tôi
định lượng một số thông số lý hoá và xác định mật độ của không trồng
rừng ngập mặn ở monospecific trồng lại đứng so với rừng ngập mặn trần và thiên nhiên
khu vực.