SỬ DỤNG QUẦN XÃ ĐỘNG THỰC VẬT NHƯ

CÁC CHỈ SỐ SINH HỌC ĐỂ ĐÁNH GIÁ 2

PHƯƠNG PHÁP KHÔI PHỤC RỪNG NGẬP

MẶN TẠI KIÊN GIANG, VIỆT NAM

Stephen Ryan Thornton

42364319

Hướng dẫn: Phó Giáo Sư ông Ron Johnstone and Dr Glen Holmes

Tổng từ: 5250

2

Khẳng định tác giả

Tôi, Stephen Thornton khẳng định rằng nội dung được trình bày trong bài báo cáo này đều

được tôi thực hiện và giải thích trừ những chổ được trích dẫn đã được chú thích một cách rõ

ràng. Tôi khẳng định rằng tác phẩm này được nộp như là một phần cho việc hoàn thành

chương trình Cử nhân Khoa học Môi trường (bằng Danh dự) và chưa được gửi đi bất kỳ nơi

nào dưới bất kỳ hình thức nào để hoàn thành bất kỳ bằng cấp hay chứng chỉ nào.

Tổng số từ (không bao gồm tài liệu tham khảo danh sách, số liệu, chú giải, bảng số liệu và

các phụ lục): 5250

Chữ kí: ……………………… Ngày: 16/10/2013

3

Nội dung

Tóm tắt .................................................................................................................................................... 5

1.0 GIỚI THIỆU ........................................................................................................................................ 5

1.1 Quần xã rừng ngập mặn ................................................................................................................ 5

1.2 Suy thoái rừng ngập mặn .............................................................................................................. 6

1.3 Phục hồi rừng ngập mặn ............................................................................................................... 7

1.4 Đánh giá sự phục hồi của rừng ..................................................................................................... 7

1.5 Mục đích nghiên cứu .................................................................................................................... 8

2.0 Phương pháp ..................................................................................................................................... 9

2.1 Khu vực nghiên cứu ...................................................................................................................... 9

2.2 Mật độ và sự đa dạng thảm thực vật ......................................................................................... 10

2.3 Mật độ và sự đa dạng của hệ động vật ....................................................................................... 11

2.4 Năng lượng sóng ......................................................................................................................... 11

2.5 Phân tích thống kê ...................................................................................................................... 11

3.0 Kết quả ............................................................................................................................................ 12

4.0 Thảo luận......................................................................................................................................... 16

4.1 Quần xã thực vật ......................................................................................................................... 16

4.2 Quần xã động vật ........................................................................................................................ 16

4.3 Năng lượng sóng ......................................................................................................................... 17

4.4 Kết quả đánh giá sự phục hồi ...................................................................................................... 18

4.5 Kết quả việc thực hiện và quản lí quá trình phục hồi ................................................................. 18

Lời cảm ơn ............................................................................................................................................. 19

Tài liệu tham khảo ................................................................................................................................. 19

Phụ lục ................................................................................................................................................... 23

Hình minh họa

Hình 1. Bản đồ khu vực nghiên cứu tại Kiên Giang, Việt nam. Bản đồ chỉ ra khu vực rừng

hiện hữu, cũng như là khu vực rừng tái sinh sử cáchàng rào của Dự án bảo tồn và phát triển

khu dự trữ sinh quyển Kiên giang (Dự án GIZ Kiên Giang) và khu vực đối chứng. Khu vực

đối chứng, và khu vực hàng rào giữ bùn của Dự án GIZ Kiên Giang cũng được thể hiện . ... 10

Hình 2. Đa dạng cây, đa dạng thực vật (bao gồm cả cây con), mật độ cây và diện tích rừng

(%) iở các nghiệm thức khác nhau ở Kiên Giang, Việt nam. Đa dạng cây và thực vật được đo

đếm như sự đa dạng loài.. ....................................................................................................... 13

4

Hình 3. Tổng số cá Náp bùn (bao gồm cá Thòi lòi và cá Bống sao), cá Thòi lòi

(Boleophthalmus spp.), cá Bống sao (Periophthalmodon spp.), Còng và mật độ hang lớn

(đường kính >3cm) cũng như tỷ lệ Còng/Ba khía ở các nghiệm thức khác nhau ở Kiên Giang,

Việt nam.. ................................................................................................................................. 15

Phụ lục A- Các thiết kế hàng rào được sử dụng để phục hồi rừng ngập mặn tại Vàm Rầy,

Kiên Giang, Việt nam. Sơ đồ thể hiện a) hàng rào đối chứng, b) hàng rào của Dự án GIZ

Kiên Giang và c) hàng rào giữ bùn . Đã sửa đổi (GIZ, 2011a)............................................... 23

Phụ lục B - Mối quan hệ giữ tổng số cá Náp bùn, cá Thòi lòi, cá Bống sao, Còng và mật độ

hang lớn/m2 (đường kính >3cm), và tỉ lệ phần trăm rừng che phủ tại mỗi địa điểm. Đường

khuynh hướng đại diện cho đường phù hợp nhất. Tất cả các mối quan hệ đều có ý nghĩa

thống kê (p < 0.05). .................................................................................................................. 24

Phụ lục C - Mối quan hệ giữa tổng cá Náp bùn, cá Thòi lòi (Boloeophthalmus spp.,) cá

Bống sao (Periophthalmodon spp.,) Còng và mật độ hang lớn/m2 (đường kính >3cm) và đa

dạng cây trên 1 ô10m2 tại từng địa điểm. Đường khuyunh hướng đại diện cho đường phù hợp

nhất. Toàn bộ các mối quan hệ đều có ý nghĩa thống kê (p < 0.05) ngoại trừ mối quan hệ giữa

mật độ loài Bống sao (Periophthalmodon spp.) và đa dạng cây (p=0.063).. ........................... 25

Phụ lục A - giá trị P cho các mối quan hệ giữa các đặc điểm của quần xã thực vật và quần xã

động vật tại Kiên Giang, Viêt nam. Đặc điểm của quần xã động vật là tổng số cá Náp bùn,

gồm cá Thòi lòi (Boleophthalmus spp.), cá Bống sao (Periophthalmodon spp.), Còng và mật

độ hang lớn (diameter >3cm) cũng như tỷ lệ Còng/Ba khía và được phân tích với các đặc

điểm của quần xã thực vật, độ che phủ rừng và mật độ cây .................................................... 25

Bảng

Bảng 1 Trị số P cho so sánh cặp giữa của đa dạng cây, đa dạng thực vật, mật độ cây và độ

che phủ rừng ở các nghiệm thức ở Kiên Giang, Việt nam. Sự đa dạng cây và thực vật được đo

đếm như là sự phong phú về loà...............................................................................................12

Bảng 2 Trị số P cho so sánh cặp của mật độ và tỉ lệ hệ động vật ở các nghiệm thức tại Kiên

Giang, Việt nam. So sánh được thực hiện cho tổng mật độ cá Náp bùn (cá Thòi lòi + cá Bống

sao), Boleophthalmus spp., Periophthalmodon spp., mật độ Còng và mật độ hang lớn (đường

kính >3cm) cũng như tỉ lệ giữa Còng/Ba khía.........................................................................14

5

SỬ DỤNG QUẦN XÃ ĐỘNG THỰC VẬT NHƯ CÁC CHỈ SỐ

SINH HỌC ĐỂ ĐÁNH GIÁ 2 PHƯƠNG PHÁP KHÔI PHỤC

RỪNG NGẬP MẶN TẠI KIÊN GIANG, VIỆT NAM

Stephen Ryan Thornton

Tóm tắt

Ngày nay, khoảng một phần ba diện tích rừng ngập mặn trên toàn cầu đã bị mất với tốc độ từ

1-2% mỗi năm. Dẫn đến, các dự án phục hồi rừng đã và đang được thực hiện trên toàn thế

giới, nhiều trong số đó đã thất bại và hoặc không được đánh giá một cách định lượng. Nghiên

cứu này nhằm mục đích đánh giá sự thành công của hai phương pháp phục hồi rừng ngập

mặn khác nhau, một bằng hàng rào đối chứng đơn giản và hai bằng hàng rào phức tạp hơn

được thiết kế bởi Dự án GIZ Kiên Giang. Việc đánh giá được tiến hành dựa trên so sánh quần

xã động thực vật trong khu vực phục hồi với các khu vực rừng già còn sót lại. Các chỉ số bao

gồm mật độ và sự đa dạng loài thực vật và cây, che phủ rừng cũng như mật độ các loài Còng,

Ba khía, cá Náp bùn (cá Thòi lòi + cá Bống sao) và động vật Chân Bụng. Kết quả cho thấy

việc phục hồi rừng của Dự án GIZ Kiên Giang đã hỗ trợ tăng mật độ cây, sự đa dạng thực

vật, giúp mật độ cây và độ che phủ rừng gần giống với khu vực rừng già. Lý do cho sự tương

đồng này được cho là do sự bảo vệ bổ sung của hàng rào của Dự án GIZ Kiên Giang. Về mặt

tổng số cá Náp bùn, cá Thòi lòi (Boleophthalmus spp.), cá Bống sao (Periophthalmodon spp.)

và mật độ Còng (ocypodid) thì khu vực Tái sinh này hầu như giống với khu vực rừng già còn

sót lại. Sự tương đồng này được cho có liên quan đến độ che phủ rừng tại những khu vực đó.

Cả khu vực phục hồi rừng đối chứng và khu vực phục hồi rừng của Dự án GIZ Kiên Giang

đều không giống khu vực rừng già về mật độ các hang (còng/ba khía) lớn. Mặc dù mức độ

che phủ rừng của khu vực rừng phục hồi Dự án GIZ Kiên Giang và khu vực rừng già là tương

tự nhau, nhưng mật độ hang lớn tại hai khu vực này lại khác nhau, điều này được cho là do sự

non nớt của rừng phục hồi tại các khu vực của Dự án GIZ Kiên Giang. Do các khu vực phục

hồi rừng của Dự án hầu như giống với khu vực rừng già về mặt quần thể động thực vật, nên

nó được xem như là một dự án phục hồi rừng thành công nhất.

1.0 GIỚI THIỆU

1.1 Quần xã rừng ngập mặn

Quần xã rừng ngập mặn điển hình bởi sự hiện diện của các loài cây chịu mặn thân gỗ và hiện

diện tại vùng liên triều thuộc các vùng bờ biển nhiệt đới và cận nhiệt đới (Ellison,2000;

Ellison,2008). Sự đa dạng hệ động vật trong hệ sinh thái rừng ngập mặn bao gồm các loài cá,

giáp xác, động vật thân mềm, giun nhiều tơ, chim, bò sát và thú (Alongi,2002 ; Ellison ,

2008). Theo Alongi (2002), các loài cua giữ một vai trò quan trọng trong chức năng của các

hệ sinh thái rừng ngập mặn. Các loài cua phổ biến nhất tại rừng ngập mặn là Còng

(Ocypodidae), Ba khía (Grapsidae), Sesarmidae và Portunidae (Alongi, 2002 ; Aston et al.

6

2003; Macintosh et al, 2002 ). Hoạt động đào hang của các loài cua tạo ra sự hòa trộn các

chất dinh dưỡng, oxy hóa lớp trầm tích, trộn lẫn lớp đất bề mặt với tầng đất thịt và giúp thoát

nước bề mặt, tất cả điều đó đẩy mạnh sự phát triển của rừng ngập mặn (Geist et al., 2011;

Kristensen, 2008; Nagelkerken et al., 2008; Saenger, 2003). Các loài cua cũng giữ một vai trò

quan trọng trong chức năng hệ sinh thái với tập quán ăn của chúng. Trong khi Còng

(ocypodid) chủ yếu là ăn thức ăn ở nền, thì họ Ba khía (Grapsid) và Sesarmid lại ăn cây rừng

còn tươi (sống), bao gồm các cành/cây non (Amaral et al., 2009; Geist et al., 2011;

Nagelkerken et al., 2008). Do đó mà Ba khía (Grapsid) và Sesarmid có thể gây ảnh hưởng

đến các cây con và cấu trúc quần xã rừng ngập mặn bởi việc ăn có chọn lọc cành/cây non của

một số loài nhất định (Lee, 1998).

Hình thể cụ thể của các quần thể động thực vật của rừng ngập mặn phục vụ nhiều chức năng

và cung cấp nhiều dịch vụ sinh thái. Các dịch vụ này bao gồm các sản phẩm có khả năng thu

hoạch được như các loài giáp xác, cá, sò, gỗ đốt, chất tannin, gỗ, mật ong và thuốc (Ellison,

2000; Manassrisuksi and Hussin, 2001). Ngoài ra cũng có một số dịch vụ ít hữu hình hơn như

phòng chống bão, kiểm soát xói lở, cung cấp môi trường sống cho các loài chim và các loài

cá nhỏ, đồng hóa và đẩy lùi ô nhiễm, tích tụ bùn và tích trữ cacbon (Abuodha and Kairo,

2001; Alongi, 2002; Walton et al., 2007). Với các dịch hệ sinh thái làm cho hệ sinh thái rừng

có giá trị kinh tế, và theo đánh giá hiện tại cho cộng đồng địa phương ở Thái Lan thì rừng

ngập mặn có giá trị từ $27.264 đến $ 35.921/ hecta (Sathirathai và Barbier, 2001).

1.2 Sự suy thoái rừng ngập mặn

Mặc cho có các giá trị cố hữu thì hệ sinh thái rừng ngâp mặn vẫn tiếp tục bị suy thoái và xóa

sổ với tốc độ đáng kể ( Ellison, 2000). Ngày nay, hơn 1/3 diện tích rừng trên thế giới đã bị

chặt phá với tỷ lệ từ 1-2% mỗi năm (Alongi, 2002; Barbier, 2006; Lewis and Gilmore, 2007;

Polgar, 2009). Nguyên nhân chính của sự sụt giảm là do chặt phá cây, chuyển đất rừng thành

đất nông nghiệp, phát triển đô thị và xây dựng các ao nuôi trồng thủy sản (Macintosh et al.,

2002; Walton et al., 2007; Yap, 2000). Khi sự mất rừng ngập mặn trở thành một vấn đề mang

tính toàn cầu, thì nó cũng trở thành một vấn đề đặc biệt quan trọng đối với Đông nam á

(Macintosh et al., 2002; Powell and Osbeck, 2010) và Việt Nam (Alongi, 2002; Hoang et al.,

1998). Ở Việt Nam, rừng ngập mặn bị mất lớn nhất trong lịch sử là khi thuốc khai hoang

được đưa vào sử dụng trong cuộc chiến tranh Việt Nam và việc xây dựng các ao nuôi trồng

thủy sản (Alongi, 2002; Binh et al., 1997; Hoang et al., 1998; Hong, 1993). Tại tỉnh Kiên

Giang, Việt Nam, rừng ngập mặn đang bị giảm, hiện chỉ còn lại một đai rừng mỏng chạy dọc

bờ biển, 60% trong số đó đang bị xói lở và 33% đã bị xói lở nghiêm trọng (Duke, 2012; GIZ,

2011b). Việc mất rừng ngập mặn đi đôi với việc mất đi các dịch vụ hệ sinh thái như bảo vệ

vùng bờ biển và mang lại môi trường sống cho cá con, điều đó đã gây ra ảnh hưởng nghiêm

trọng cho cộng đồng địa phương (Skilleter and Warren, 2000; Vannucci, 2004).

7

1.3 Phục hồi rừng ngập mặn

Trong bối cảnh sự mất đi nghiêm trọng của rừng ngập mặn và các dịch vụ sinh thái đi kèm,

các nỗ lực nhằm phục hồi rừng đã được thực hiện tại nhiều quốc gia trên thế giới (Alongi,

2002; Bosire et al., 2008). Hầu hết các nỗ lực của các dự án phục hồi rừng đều tập trung vào

việc trồng lại các mảng rừng ngập mặn bằng việc sử dụng một số lượng hạn chế vài loài cây

(Bosire et al., 2008; Walton et al., 2007). Dù cho đã có nhiều nỗ lực to lớn nhưng rất nhiều nỗ

lực đã thất bại bởi vì những nhân tố cản trở như sự thay đổi thủy văn; ô nhiễm môi trường và

năng lượng sóng lớn vẫn chưa được loại bỏ (Bosire et al., 2008; Kamali and Hashim, 2011;

Lewis and Gilmore, 2007). Một chuỗi các bằng chứng cho thấy việc trồng cây thì không thực

sự cần thiết và chỉ nên được thực hiện nếu sự tái sinh tự nhiên không diễn ra sau khi loại bỏ

các yếu tố gây trở ngại (Bosire et al., 2008; Lewis and Gilmore, 2007). Nếu các nhân tố gây

cản trở được loại bỏ và sự tái sinh tự nhiên không diễn ra thì thường do cây con không có khả

năng tiếp cận đến các khu vực này do mất rừng ngập mặn hoặc do các rào chắn thủy văn

(Lewis, 2005).

1.4 Đánh giá sự phục hồi của rừng

Mặc dù đã có rất nhiều nỗ lực phục hồi rừng trên toàn cầu nhưng sự thành công hay thất bại

của các nỗ lực này rất ít được đánh giá một cách định lượng (Ashton et al., 2003). Trong bối

cảnh này, Bosire cùng đồng sự (2008) đã đề xuất 4 chỉ số chính để đánh giá sự thành công

của khôi phục rừng ngập mặn:

Sự phát triển của thực vật và chuỗi thực vật

Sự tái sinh tự nhiên của hệ động vật

Sự tiến hóa của chu trình và các yếu tố môi trường

Và cuối cùng là tiềm năng khai thác bền vững

Nghiên cứu này khảo sát 2 yếu tố đầu tiên trong số 4 yếu tố trên

Các đặc điểm thực vật là các chỉ số phổ biến nhất được sử dụng để đánh giá sự phục hồi của

rừng. Thường thì là các thông số về tăng trưởng và phát triển ở giai đoạn đầu là được đo

lường (Bosire et al., 2003). Những thông số này thường được kết hợp chung với các thông số

lâm nghiệp liên quan đến phục hồi rừng và được thể hiện để đánh giá số lượng gỗ đã khai

thác (Putz và Chan, 1986). Các chỉ số phổ biến khác được sử dụng bao gồm mật độ cây, sự

đa dạng cây và sự đa dạng của các loài cây tái sinh (Bosire et al., 2003; Walters, 2000). Các

nghiên cứu về rừng phục hồi khoảng 50-60 tuổi tại Philippines cho thấy rằng mật độ cây ở

rừng phục hồi cao hơn nhiều so với tại các khu rừng già lân cận còn sót lại và ở đó có ít hoặc

không hề có tái sinh tự nhiên (Walters, 2000). Trái lại, một nghiên cứu về tái sinh rừng tại

Kenya lại cho thấy rằng có ít nhất 4 loài mới tái sinh trong năm năm (Bosire et al ., 2003).

Các tài liệu cho thấy rằng các chỉ số ví dụ như là tốc độ tăng trưởng thường liên quan đến

việc khai thác gỗ (Khoon và Eong, 1995), trong khi các chỉ số về mật độ và sự đa dạng các

loài cây thường được sử dụng để đánh giá sự phục hồi của hệ sinh thái (Bosire et al., 2003;

Walters, 2000).

8

Bằng cách so sánh, các đặc điềm của quần xã động vật đang được đưa vào nhiều hơn trong

các đánh giá về phục hồi rừng ngập mặn. Nhờ việc dễ nhận biết và vai trò quan trọng của

chúng trong hệ sinh thái nên các loài động vật thân mềm, cá họ phụ cá bống (oxudercine) và

các loài cua Sesarmidae, Ba Khía (Grapsidae), Còng (Ocypodidae) và Portunidae thường

được sử dụng như là các chỉ số để đánh giá. Một nghiên cứu về loài cua biển (S. olivacea)

được thực hiện bởi Walton cùng đồng sự (2007) tại Philippines chỉ ra rằng sự phong phú của

loài cua này tại bìa khu vực rừng ngập mặn tự nhiên thì giống với tại khu rừng ngập mặn

được phục hồi, và nghiên cứu cũng chỉ ra rằng các loài cua này đã hoàn toàn biến mất tại khu

vực rừng bị suy thoái. Nghiên cứu của Macintosh cùng đồng sự (2002) và Ashton cùng đồng

sự (2003) đều kết luận rằng rừng trưởng thành hoàn toàn vượt trội về trù phú và đa dạng sinh

học của loài sesarmid và Ba khía (grapsid) trong khi khu vực rừng mới phục hồi và rừng bị

suy thoái thì Còng lại chiếm ưu thế. Thêm vào đó, nghiên cứu của Macintosh cùng đồng sự

(2002) cho thấy rằng các loài động vật thân mềm thuộc họ eritidae và Ellobiidae thì chiếm

ưu thế tại khu vực rừng trưởng thành, còn tại khu vực rừng non hơn và suy thoái hơn thì các

loài Assimineidae, Littorinidae và Potamidae lại chiếm ưu thế. Bằng cách sử dụng các mức

độ phân loại khác nhau, một nghiên cứu của Irma và Sofyatuddin thực hiện ở Sumatra,

Indonesia đã kết luận rằng sự trù phú của động vật chân bụng thì tỉ lệ thuận với độ tuổi của

rừng phục hồi. Hiện tại vẫn chưa có phương pháp tiêu chuẩn để đánh giá quần xã động vật,

tuy nhiên loài cua sesarmid, Ba khía (grapsid) và Còng (ocypodid) vẫn được xem như một

chỉ số cụ thể hữu dụng (Ashton et al., 2003; Macintosh et al., 2002).

Mặc dù cá Náp bùn (cá Thòi lòi + cá Bống sao) không được sử dụng riêng như một yếu tố

đánh giá sự phục hồi của rừng ngập mặn nhưng chúng được giới thiệu như một chỉ số sinh

học để đánh giá sức khỏe của hệ sinh thái rừng ngập mặn (Polgar, 2009). Wickramasinghe

cùng đồng sự (2009) nhận ra rằng sự đa dạng các loài cá thòi lòi tại nơi có chất thải hữu cơ

kém hơn tại khu vực rừng ngập mặn tự nhiên. Nghiên cứu cũng cho thấy sự đa dạng các loài

cá Náp bùn (Thòi lòi + Bống sao) tại các vùng ngoại vi của khu vực có chất thải hữu cơ cao

hơn tại khu vực rừng ngập mặt tự nhiên (Wickramasingh et al .,2009). Sự trù phú cao của các

loài cá Thòi lòi tại khu vực liên triều, cho thấy chúng có thể trở thành một chỉ số sinh học hữu

dụng.

1.5 Mục đích nghiên cứu

Nghiên cứu này sử dụng thảm thực vật và quần xã động vật như các chỉ số sinh học để đánh

giá sự thành công của 2 phương pháp phục hồi rừng ngập mặn, cả 2 phương pháp này đều

được thiết để giảm xói lở. Khu vực rừng ngập mặn được chia thành 3 nghiệm thức khác nhau:

khu vực hàng rào đối chứng, khu vực hàng rào được xây dựng bởi Dự án GIZ Kiên Giang và

khu vực rừng già còn sót lại (xem phần 2.1). Nghiên cứu này đánh giá sự thành công trong

việc phục hồi rừng, ở khía cạnh khôi phục quần xã động thực vật, tại khu vực đối chúng và

khu vực hàng rào phục hồi của Dự án GIZ Kiên Giang. Có giả thuyết cho rằng sự phục hồi

diễn ra tốt hơn tại khu vực của có hàng rào của Dự án GIZ Kiên Giang so với tại khu vực

hàng rào đối chứng do khả năng hỗ trợ bảo vệ của hàng rào của Dự án GIZ Kiên Giang.

9

Sự thành công được xác định thông qua việc so sánh các thuộc tính của quần xã động thực

vật trong các khu vự phục hồi với những khu vực rừng già lân cận. Nếu một kỹ thuật nào đó

cho được kết quả là quần xã động thực vật tương đồng với khu vực rừng già lân cận thì được

cho rằng thành công hơn. Các giả thuyết cho nghiên cứu là:

H0: Không có sự khác biệt đáng kể giữa quần xã động thực vật tại khu vực có hàng rào Dự án

GIZ Kiên Giang và khu vực phục hồi đối chứng và cả hai khu vực này đều không có quần xã

động thực vật giống với khu vực rừng già.

H1 (đối thuyết): Quần xã động thực vật tại khu vực có hàng rào Dự án GIZ Kiên Giang rất

khác biệt so với khu vực hàng rào đối chứng và tương đồng với khu vực rừng già lân cận.

Đối thuyết được đưa ra vì có thêm sự bảo vệ của hàng rào của Dự án GIZ Kiên Giang được

cho là để tạo nên một môi trường cơ học giống với khu vực rừng già còn sót lại hơn.

Cho rằng sự quan trọng trong chức năng của các hệ sinh thái rừng ngập mặn (Alongi,1998),

nên nghiên cứu này cố gắng để xác định liệu có hay không sự khác biệt về năng lượng sóng

giữa các nghiệm thức.

2.0 Phương pháp

2.1 Khu vực nghiên cứu

Khu vực nghiên cứu nằm trên vùng bờ biển thuộc ấp Vàm Rầy, xã Bình Sơn, huyện Hòn Đất

tỉnh Kiên Giang, Việt Nam và là một phần của khu Dự trữ Sinh quyển Kiên Giang. Khu vực

này được đặc trưng bởi chế độ bán nhật triều (Hong,1993). Mặc dù khu vực này có mức năng

lượng sóng khá thấp nhưng nó lại là điển hình của khu vực có mức độ xói lở cao

(GIZ,2011a). Địa điểm nằm tại tọa độ 10.201407° bắc, 104.79828° đông đến 10.195875 °

bắc, 104.805039° đông (Hình 1).

Địa điểm nghiên cứu bao gồm cả khu vực rừng già còn sót lại cùng với khu vực rừng đang

phục hồi. Hai kĩ thuật phục hồi đang được thực hiện đồng thời tại khu vực này. Một trong các

kỹ thuật đó bao gồm một hàng rào đơn giản được làm từ một hàng cọc đơn nằm ở phía biển

để làm giảm mức năng lượng của sóng (Phụ lục A). Kĩ thuật này được xem như là đối chứng.

Kỹ thuật thứ hai đang được sử dụng bởi dự án GIZ Kiên Giang, kỹ thuật này được thực hiện

dựa trên việc xây dựng một hàng rào phức tạp hơn bao gồm hai hàng cọc gỗ song song, ở

giữa hai hàng cọc này được lấp đầy bằng các cành/cây nhỏ (Phụ lục A).

Tại khu vực hàng rào của Dự án GIZ Kiên Giang cây đước (R. apiculata) được trồng với mật

độ khoảng 7 cây con/m2, nhưng tỷ lệ sống lại tương đối thấp (8-26,8% sau 3 năm) (theo số

liệu chưa công bố của GIZ). Thêm vào đó, 75% khu vực có hàng rào của Dự án thì có thêm

hàng rào giữ bùn nằm ở giữa hàng rào phá sóng phía ngoài với bờ đê (Hình 1, Phụ lục A).

Khu vực này được rào từ năm 2009, trước kia toàn bộ khu vực phục hồi này hoàn toàn bị xói

lở và trụi cây. Động lực cho những nỗ lực phục hồi chính là việc mất đi những dịch vụ hệ

sinh thái cùng với sự suy giảm nghiêm trọng của khu vực này. Toàn bộ việc thực hiện của

10

nghiên cứu diễn ra từ ngày 11 tháng 6 năm 2013 đến ngày 17 tháng 7 năm 2013. Theo đó,

tổng cộng có 13 địa điểm đã được đánh giá, trong đó có 4 địa điểm hàng rào đối chứng, 4 địa

điểm hàng rào của Dự án GIZ Kiên Giang và 5 khu vực rừng già (Hình 1). Các địa điểm này

thì được cho là độc lập với nhau nếu chúng được tách biệt bởi một loại rừng thay thế. Trong

một số trường hợp khu vực đã được tách biệt không đưa vào trong nghiên cứu này.

Hình. 1. Bản đồ khu vực nghiên cứu tại Kiên Giang, Việt nam. Bản đồ chỉ ra khu vực rừng già còn sót lại, khu

vực rừng phục hồi bằng việc sử dụng hàng rào đốii chứng và hàng rào của Dự Án GIZ Kiên Giang. Khu vực có

hàng rào đối chứng và hàng rào giữ bùn cũng được thể hiện.

2.2 Mật độ và sự đa dạng thảm thực vật

Để đo lường mật độ và đa dạng thực vật trong mỗi nghiệm thức, thì một ô 10m2 được chọn

ngẫu nhiên tại mỗi khu vực. Tất cả cây trong ô đó đều được đếm (Duke. 2012) và số lượng

các loài cũng được ghi nhận. Số lượng cây lớn và cây con của mỗi loài trên trong từng ô cũng

được ghi nhận. Cây lớn là cây cao hơn 1m, còn cây con thì thấp hơn 1m. Ranh giới này là

tương đối vì số lượng cây gần với độ cao này thì rất ít. Dữ liệu thực vật được chia thành 2

loại; thực vật bao gồm cây con và cây lớn; và cây chỉ bao gồm các cây lớn. Cây con thì

không được phân thành một loại riêng vì nó có khả năng mọc tại nhiều khu vực, nhưng chưa

chắc phát triển được. Nên sự hiện diện của chúng không được xem là chỉ số hữu dụng để

đánh giá. Độ che phủ rừng của mỗi khu vực được ước lượng bằng cách chia thành các mảng

nhỏ chạy vuông góc với bờ biển, và đo tỉ lệ bao phủ rừng của các mảng này .

Rừng già Khu vực phục hồi GIZ

Rừng già Khu vực phục hồi đối chứng

Rừng già Hàng rào dự án GIZ

Rừng già Hàng rào đối chứng

Rừng già Hàng rào giữ bùn

Rừng già

11

2.3 Mật độ và sự đa dạng của hệ động vật

Nghiên cứu này tập trung vào nhóm động vật là cá Nàp bùn (Thòi lòi + Bống sao), các loài

cua và loài chân bụng. Cá Náp bùn được xác định đến giống theo Murdy (1989) và cua thì

được xác định theo theo Ng (1998). Họ cá Náp bùn được ghi nhận là Apocryptodon, Thòi lòi

(Boleophthalmus), Periophthalmus, Bống sao (Periophthalmodon) và Oxuderces. Các loài

cua được ghi nhận là Ba khía (Grapsidae) và Còng (Ocypodidae). Mặc dù phân họ

Sesarminae gần đây đã được tách ra khỏi họ Ba khía (Grapsidae) nhưng ở cấp độ của nghiên

cứu này nó vẩn được gộp chung vào họ Ba khía (Grapsidae). Nhóm chân bụng sẽ không phân

loại với mức thấp hơn. Các hang (cua/còng) cũng được sử dụng như một chỉ số trong nghiên

cứu ngày, chúng được phân loại theo kích cỡ lớn (>3cm) hoặc nhỏ (<3cm).

Để ghi lại các chỉ số về mật độ và sự đa dạng của hệ động vật, những mảng chạy dài vuông

góc với bờ biển rộng 2m được xác định ngẫu nhiên tại mỗi khu vực. Trong các ô này số

lượng các loài động vật và hang được đếm ngay lập tức với sự hỗ trợ của ống nhòm. Việc

đếm được thực hiện trong khoảng cách từ 3m đến 15m. Trước mỗi lần đếm, dành 5 phút yên

tĩnh để trạng thái từ nhiên được khôi phục sau các xáo động, và để các loài động vật bò lên

trên mặt. Một thực nghiệm đã chỉ ra rằng phần lớn các loài động vật sẽ nổi lên lại sau 5 phút.

Tất cả các tính toán được thực hiện ở cùng giai đoạn của chu kỳ thủy triều và tại các thời

điểm có thể so sánh trong ngày. Độ che phủ của mây và mức độ gió cũng được ghi lại. Không

đếm động vật khi mưa.

2.4 Năng lượng sóng

Dụng cụ đo có hình bán cầu làm bằng thạch cao không rã trong nước, với hỗn hợp được thực

hiện ở tỷ lệ 100:35 thạch cao và nước (khuôn hình bán cầu). Khi khô, các dụng cụ này được

dính cố định vào phía sau các đĩa sứ bằng keo silicone. Các đĩa sứ giúp ngăn chặn các mẫu

thạch cao chìm vào trong lớp bùn mềm ở bề mặt. Các đĩa sứ được cân và đặt một cách ngẫu

nhiên với số lượng bằng nhau ở cả hai nửa trước và sau của khu vực nghiên cứu. Đồng thời, 2

mẫu cũng được đặt trong một thùng nước biển tĩnh để đo tác động trong điều kiện không có

sóng (đối chứng). Các mẫu này được thu lại sau 2 tuần và sau đó được làm sạch, phơi khô để

đem đi cân. Và ghi nhận trọng lượng cuối cùng.

Công thức sau được sử dụng để tính yếu tố khuếch tán (DF):

DF= 100((FIDW − FFDW)/(CIDW − CFDW))/giờ

Trong đó FIDW là trọng lượng khô ban đầu tại hiện trường; FFDW là trọng lượng khô cuối

cùng tại hiện trường; CIDW là trọng lượng khô ban đầu trong thùng nước biển và CFDW là

trọng lượng khô cuối cùng của mẫu đối chứng (Bandeira, 2002). DF thể hiện khối lượng

thạch cao đã bị xói mòn do chuyển động của nước.

2.5 Phân tích thống kê

Đối với nhóm cá Náp bùn gồm các loài Apocryptodon, cá Bống Sao (Periophthalmodon), và

Oxuderces thì dữ liệu thu thập được không đầy đủ cho phân tích thống kê. Cách phân tích

phương sai đơn giản được sử dụng để so sánh mức độ đa dạng cây, độ che phủ rừng, mật độ

12

Còng (ocypodid) và tỷ lệ Còng/Ba khía (ocypodid/grapsid) ở các nghiệm thức. Phân tích

Tukey’s Post-hoc tests được sử dụng để phân tích phương sai của các kết quả để so sánh theo

cặp ở các nghiệm thức khác nhau. Mô hình tuyến tính tổng quát và phân phối Poisson được

sử dụng để so sánh tổng mật độ họ cá Náp bùn (Thòi lòi + Bống sao), mật độ cá Thòi lòi

(Boleophthalmus spp)., cá Bống sao (Periophthalmodon spp.), và sự đa dạng thực vật ở các

nghiệm thức vì các số liệu này phù hợp nhất theo phân phối Poisson. So sánh theo cặp ở các

nghiệm thức khác nhau với các dữ liệu này được thực hiện và áp dụng phân tích Tukey’s

Post-hoc tests. Phân tích phương sai Kruskal – Wallis được dùng để so sánh mật độ của các

hang lớn và nhỏ, mật độ loài chân bụng, Ba khía (grapsid) và mật độ cây cũng như thực vật ở

các nghiệm thức, vì những số liệu này không phù hợp với bất kì một sự phân phối cụ thể nào.

Để sử dụng được so sánh theo cặp thì phương pháp phi tham số tương đương (Wilcoxon

Rank-Sum tests) được sử dụng. Phân tích hồi quy tuyến tính được sử dụng để so sánh mối

quan hệ giữa sự phong phú của hệ động vật, độ che phủ rừng và sự đa dạng các loài cây. Tất

cả các phân tích thống kê đều sử dụng phần mềm thống kê R phiên bản 3.0.1 ( R Core Team,

2013).

3.0 Kết quả

Không có một số liệu đáng tin cậy nào về mức năng lượng sóng được thu thập do sự thất bại

của phương pháp được mô tả ở mục trên (xem mục 2.4). Có nhiều yếu tố dẫn đến sự thất bại

của phương pháp này sẽ được thảo luận chi tiết trong mục 4.3. Đối với các loài chân bụng, Ba

khía, các hang nhỏ (đường kính <3cm) và mật độ thực vật cũng như mật độ cá Náp bùn,

thuộc các loài Apocryptodon, Periophthalmus và Oxuderces, thì giữa các nghiệm thức không

có sự khác biệt đáng kể.

Khu vực rừng phục hồi của Dự án GIZ Kiên Giang có sự tương đồng với khu vực rừng già về

sự đa dạng của các loài cây, thực vật, mật độ cây và độ che phủ rừng (Hình 2; Bảng 1).

Ngược lại, khu vực đối chứng thì sự đa dạng cây, thực vật, mật độ cây và độ che phủ rừng

thấp hơn rất nhiều so với khu vực rừng già (Hình 2; Bảng 1). Xét về khía cạnh mật độ và đa

dạng cây sự khác biệt được chỉ ra cụ thể như không có cây ở khu vực rừng phục hồi đối

chứng (Hình.2). Tại khu vực rừng phục hồi đối chúng cũng được ghi nhận về sự đa dạng thực

vật thấp hơn 1/2 lần và độ che phủ rừng thì thấp hơn 1/3 lần so với khu vực phục hồi của dự

án KGBR và khu vực rừng già ( Hình 2).

13

Bảng 1

Trị số P cho so sánh cặp của đa dạng cây, đa dạng thực vật, mật độ cây và độ che phủ rừng ở các nghiệm thức ở

Kiên Giang, Việt nam. Sự đa dạng cây và thực vật được đo đếm như là sự phong phú về loài .

Đa dạng cây

Đa dạng thực

vật Mật độ cây

Khu vực

rừng

So sánh các nghiệm

thức

Khu đối chứng

vs. Dự án GIZ

Kien Giang

≥0.001 0.041 0.021 ≥0.001

Rừng già vs.

Dự án GIZ Kiên

Giang

0.061 0.634 1.000 0.249

Rừng già vs.

Khu đối chứng ≥0.001 0.005 0.015 ≥0.001

Hình 2. Đa dạng cây, đa dạng thực vật (gồm cả cây con), mật độ cây và khu vực rừng bao phủ (%) ở các

nghiệm thức tại Kiên Giang, Việt nam. Đa dạng cây và thực vật được đếm như là sự phong phú về loài. Thanh

sai số thể hiện sai số chuẩn.

Sự khác biệt đáng chú ý nhất của quần xã động vật ở các nghiệm thức thông qua việc đánh

giá các chỉ số về mật độ Còng/Ba khía và cá Náp bùn (Thòi lòi + Bống sao). Tổng mật độ cá

Náp bùn, cá Thòi lòi tại các khu vực phục hồi đối chứng thì cao hơn hẳn tại các khu vực phục

hồi của Dự án và khu vực rừng già (Hình 3: Bảng 2). Ngoài ra, mật độ của chúng tại khu vực

rừng phục hồi của Dự án thì cao hơn so với khu vực rừng già (Hình 3: Bảng 2). Mật độ của

cá Bống sao và còng (ocypodid) cũng phân bố tương tự như vậy. Đáng chú ý là số lượng cá

Dự án GIZ Nghiệm thức Rừng già

Đối chứng

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

m thức

Đa

dạn

g câ

y (1

0m

2 )

Đa

dạn

g th

ực

vật

(10

m2 )

Mật

độ

cây

(1

0m

2 )

Tỉ lệ

rừ

ng

(10

m2 )

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

14

Bống sao và Còng (ocypodid) ở khu rừng phục hồi đối chứng nhiều hơn so với khu vực rừng

phục hồi của Dự án và khu vực rừng già, tuy nhiên lại không có nhiều sự khác biệt giữa khu

vực rừng phục hồi của Dự án với khu vực rừng già (Hình 3: Bảng 2). Khi đem tỷ lệ Còng/Ba

khía ra so sánh ở các khu vực thì không thấy có sự khác biệt lớn giữa hai nghiệm thức, tuy

nhiên thì hơi có sự khác biệt giữa khu vực đối chứng và khu vực rừng già (Hình 3: Bảng 2).

Mật độ các hang lớn được tìm thấy tại 2 nghiệm thức rừng phục hồi là tương đối thấp và

không có sự khác biệt đáng kể (Hình 3: Bảng 2). Trong khi đó, mật độ các hang lớn tại khu

vực rừng già lại cao hơn hẳn so với 2 khu vực rừng phục hồi đối chứng và của Dự án GIZ

(Hình 3: Bảng 2).

Bảng 2

Trị số P cho so sánh cặp của mật độ và tỉ lệ hệ động vật ở các nghiệm thức tại Kiên Giang, Việt nam. So sánh

được thực hiện cho tổng mật độ cá Náp bùn (cá Thòi lòi + cá Bống sao), Boleophthalmus spp.,

Periophthalmodon spp., mật độ Còng và mật độ hang lớn (đường kính >3cm) cũng như tỉ lệ giữa Còng/Ba khía.

Tổn

g số

cá

Náp

bù

n

Cá

Th

òi l

òi.

Cá

Bố

ng

sa

o

Cò

ng

Tỉ lệ

Cò

ng/

Ba

khía

Các

han

g lớ

n

So sánh các biện

pháp

Khu đối chứng

vs. Dự án GIZ

Kien Giang

0.001 0.001 0.012 0.011 0.386 0.191

Rừng già vs.

Dự án GIZ Kiên

Giang

0.001 0.014 0.324 0.875 0.420 0.031

Rừng già vs.

Khu đối chứng 0.001 0.001 0.001 0.004 0.061 0.019

15

Hình 3. Tổng số cá Náp bùn, cá Thòi lòi, cá Bống sao, mật độ Còng và mật độ hang lớn (đường kính >3cm)

cũng như tỷ lệ Còng/Ba khía ở các nghiệm thức tại Kiên Giang, Việt nam. Thanh sai số thể hiện sai số chuẩn.

Ngoài ra, tổng số cá Náp bùn (gồm Thòi lòi + Bống sao), cá Thòi lòi và Còng, cùng với tỉ lệ

Còng/Ba khía được phát hiện là có tương quan nghịch với tỷ lệ che phủ rừng (Phụ lục B, D).

Ngược lại, các hang lớn được tìm thấy lại có tương quan với tỷ lệ thuận với tỷ lệ che phủ

rừng (Phụ lục B, D). Công thức này cũng được xác định tương tự đối với mối quan hệ các chỉ

số hệ động vật với sự đa dạng cây, mặc dù mối quan hệ giữa mật độ cá Bống sao và sự đa

dạng cây thì khác biệt rất ít (Phụ lục C, D).

Mật

độ

han

g lớ

n (

m2 )

Tổn

g m

ật đ

ộ c

á N

áp b

ùn

(m

2 )

Mật

độ

Cò

ng

(m2 )

Mật

độ

cá

Bố

ng

sao

(m

2 )

Mật

độ

cá

Thò

i lò

i (m

2 )

Tỉ lệ

Cò

ng/

Ba

khía

(m

2 )

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

Nghiệm thức

Dự án GIZ Đối chứng Rừng già

16

4.0 Thảo luận

4.1 Quần xã thực vật

Như minh họa trong phần kết quả, ta có thể thấy có sự khác biệt lớn về đa dạng thảm thực

vật, mật độ cây và tổng độ che phủ rừng. Lý do của việc khu vực rừng phục hồi của Dự án

GIZ Kiên Giang có sự đa dạng cây, mật độ cây và đa dạng thực vật cũng như độ che phủ

rừng cao hơn khu vực rừng phục hồi đối chứng có thể là nhờ vào việc sử dụng hàng rào, cơ

chế trồng rừng hoặc sự kết hợp của các yếu tố này. Giả dụ rằng các cây đước con (R.

apiculata) được trồng tại địa điểm của hàng rào Dự án có tỷ lệ sống đạt từ 8-26.8%, trong khi

đó tất cả các cây được trồng tại địa điểm đối chứng thì 100% đều chết, điều đó nói lên việc

hàng rào là rất quan trọng đối với sự sinh tồn của cây con cũng như sự phục hồi tự nhiên của

rừng (dữ liệu chưa công bố của GIZ). Mặc dù việc sống sót của các cây đước (R. apiculata)

tại khu vực phục hồi của Dự án có thể đóng góp vào sự đa dạng của cây và thực vật, tương

ứng là 46% và 24% (lần lượt), chúng chỉ chiếm khoảng 11% mật độ cây và 8% mật độ thực

vật tại các khu vực này, sự đóng góp vào độ che phủ rừng là không đáng kể. Sự đóng góp

không đáng kể của đước (R. apiculata) vào mật độ cây và mật độ thực vật tại địa điểm phục

hồi của Dự án GIZ Kiên Giang ngụ ý rằng sự phục hồi tự nhiên của rừng tại các điểm này là

lớn nhờ vào hàng rào bảo vệ và dường như nó hỗ trợ cho quá trình tái sinh tự nhiên. Tương tự

như vậy, nghiên cứu của Kamali và Hashim (2011) cũng hỗ trợ cho nhận định này. Nghiên

cứu của Kamali và Hashim nhấn mạnh rằng việc tạo ra các điều kiện thuận lợi bằng việc sử

dụng đê chắn song phù hợp còn quan trọng hơn việc trồng rừng trong việc phục hồi rừng, vì

khi đó quá trình tái sinh tự nhiên sẽ diễn ra. Mặc dù có vẻ là hàng rào tại khu vực phục hồi

rừng của Dự án GIZ Kiên Giang giúp phục hồi quần xã thực vật, nhưng vẫn chưa rõ là liệu

chỉ một hàng rào của Dự án GIZ là đủ hay phải có thêm sự hỗ trợ của hàng rào giữ bùn. Bởi

vì 75% khu rừng phục hồi của Dự án GIZ Kiên Giang là có thêm hàng rào giữ bùn.

Tuy nhiên các yếu tố tiềm năng có tác động khác như cơ chế trồng cây có thể được giải thích

thêm, hiệu quả của các ô thử nghiệm và thảm thực vật lân cận trong quần xã thực vật ở các

khu vực rừng phục hồi chưa được chỉ ra một cách đầy đủ ở nghiên cứu này. Do đó, sự ảnh

hưởng của các yếu tố này đối với kết quả có thể được phỏng đoán dựa vào các nghiên cứu

trong tương lai.

4.2 Quần xã động vật

Giống như quần xã thực vật, các quần xã động vật cũng có sự khác biệt ở các các nghiệm

thức rừng phục hồi khác nhau. Số lượng cá Náp bùn (Thòi lòi + Bống sao) cao hơn tại các

khu vực phục hồi đối chứng có liên quan với độ che phủ rừng thấp tại các khu vực này. Điều

này được khẳng định thông qua phát hiện mật độ của các loài cá thòi lòi tỷ lệ nghịch với độ

che phủ rừng (Phụ lục B<D). Nghiên cứu của Polgar và Crosa cũng ủng hộ nhận định này vì

họ chỉ quan sát cá Náp bùn trưởng thành trong khu vực không có thực vật. Vì thế, độ che phủ

rừng thấp tại các khu vực phục hồi đối chứng tạo ra nhiều môi trường sống hơn cho cá thòi

lòi trong khi độ che phủ rừng cao tại các khu vực phục hồi của Dự án GIZ Kiên Giang và khu

vực rừng già đã hầu hết hạn chế môi trường sống của chúng.

17

Số lượng Còng nhiều hơn tại các khu vực phục hồi đối chứng cũng liên quan đến độ che phủ

rừng thấp tại các khu vực này. Điều này được cũng cố bằng các số liệu cho thấy cả mật độ

Còng và tỉ lệ Còng trong quần xã cua thì có mối tương quan tỉ lệ nghịch với độ che phủ rừng

(Phụ lục B,D). Giải thích trên được đồng tình bởi kết quả của các nghiên cứu khác cũng rằng

Còng chiếm đa số trong các khu vực bị xáo trộn, khu vực trống, khu vực bị suy thoái hay các

khu vực mới phục hồi (Ashton et al., 2003; Ellison, 2008; Macintosh et al., 2002). Do đó, có

thể nói rằng Còng phù hợp sống ở các khu vực có bãi bồi trống vì chúng là động vật ăn xác

bã nền đáy, ngược lại với các loài động vật ăn thực vật sống (Amaral et al., 2009; Geist et al.,

2011).

Thông qua so sánh, khu vực rừng già có số lượng hang lớn nhiều hơn các khu vực đối chứng

và các khu vực khục hồi của Dự án GIZ Kiên Giang, mặc dù các khu vực rừng già và các khu

vực rừng phục hồi của Dự án có độ tương đồng về độ che phủ rừng. Lí do của sự khác biệt

được đưa ra ở đây có liên quan đến sự khác biệt về độ tuổi của rừng. Quần thể Còng/ba khía

được biết là thay đổi theo độ tuổi của rừng (Ashton et al., 2003). Có khả năng là loài cua lớn

hơn cần môi trường sống có chất lượng hơn được tạo bởi các khu rừng già do các yếu tố như

sự gia tăng ổn định của lớp nền đáy và việc cung cấp thức ăn tốt hơn.

Khu vực rừng phục hồi của dự án Dự án GIZ Kiên Giang và khu vực rừng già giống nhau về

mật độ cá Náp bùn và Còng, nhưng khác nhau về mật độ các hang lớn vì mật độ cá Náp bùn

và Còng thấp khi có sự hiện diện của rừng trong khi mật độ các hang lớn cao thì cần rừng có

chất lượng tốt.

Tương tự như quần xã thực vật, quần xã động vật có khả năng bị ảnh hưởng bởi kích thước

của các ô rừng phục hồi và thảm thực vật hiện diện ở các ô lân cận. Một lần nữa, những hạn

chế về hậu cần của nghiên cứu này không cho phép để xác định rõ ràng của bất kỳ ảnh hưởng

nào có thể có của các yếu tố.

4.3 Năng lượng sóng

Để đánh giá vai trò hàng rào và sự ảnh hưởng của năng lượng sóng lên các quần xã trong

từng khu vực phục hồi, dụng cụ đo (mẫu thạch cao hình bán cầu, không phân hủy) (như mô tả

ở trên) được sử dụng để ước tính cường độ chuyển động của sóng (xem phần 2.4). Không

may là phương pháp này không thể cung cấp dữ liệu đáng tin cậy. Có nhiều yếu tố góp phần

làm cho phương pháp đo lường năng lượng sóng này trở nên không thích hợp trong hoàn

cảnh này. Thiếu các chuyển động nước liên tục có nghĩa là sự bào mòn của thạch cao là tối

thiểu trong tất cà các khu vực, dẫn đến việc phương pháp thiếu độ nhạy cảm. Sự biến động về

ngập nước tại mỗi địa điểm đồng nghĩa với việc khó kiểm soát sự bào mòn của mẫu thạch

cao, vì các mẫu đối chứng được đăt ở trong thùng nước tĩnh thì có thời gian tiếp xúc với nước

nhiều hơn những mẫu tại hiện trường. Khối lượng trầm tích lớn đổ vào khu vực này cũng góp

phần vào thất bại của phương pháp này vì rất nhiều mẫu đo đã bị vùi xuống 30cm chỉ sau 2

tuần đặt. Điều này cho thấy phương pháp này là không thực tế, không phù hợp để đo năng

lượng sóng trong các khu vực rừng phục hồi có lượng trầm tích được bồi tụ nhanh. Ngoài ra,

một môi trường năng lượng cao và gần khu dân cư sinh sống cho nên một số mẫu đã bị mất

trước khi chúng được thu hồi.

18

4.4 Kết quả đánh giá sự phục hồi

Cho rằng thiếu nhất quán trong việc nên đánh giá sự phục hồi rừng ngập mặn như thế nào,

nghiên cứu này cung cấp nhiều thông tin cần thiết về sự hữu dụng của nhiều chỉ số khác

nhau. Nghiên cứu cho thấy rằng đa dạng cây, mật độ cây, đa dạng thực vật và độ che phủ

rừng có thể được sử dụng một cách hiệu quả để đánh giá mức độ phục hồi. Kết quả cũng cho

thấy rằng những chỉ số này có thể được sử dụng để đánh giá những khu vực mới phục hồi khi

mà thảm thực vật là một trong những đặc điểm sinh hoc đầu tiên sau khi thực hiện việc phục

hồi, ngoài ra nhiều chỉ số sinh học khác phụ thuộc vào thảm thực vật.

Nghiên cứu này cho thấy rằng các khía cạnh của quần thể cá Náp bùn cũng có thể các chỉ số

hữu dụng. Mật độ Náp bùn cao có thể là chỉ số tốt phản ánh sự nghèo nàn của chất lượng sinh

cảnh và sự phục hồi. Vì mật độ của chúng có liên quan đến sự có hiện diện hay không hiện

diện của rừng, chúng cũng có thể dùng để đánh giá các khu vực mới phục hồi. Các nghiên

cứu cho thấy các loài cá Náp bùn bị ảnh hưởng mạnh bởi bởi nồng độ cao các chất dinh

dưỡng, kim loại nặng và ô nhiễm công nghiệp và đô thị (Kruitwagen et al, 2006;. Lakshmi và

cộng sự, 1991;.. Wickramasinghe và cộng sự, 2009). Trong các khu vực phục hồi nơi mà các

yếu tố này trở thành một vấn đề, bất kỳ sự đánh giá nào mà có sử dụng các loài cá Náp bùn

phải quan tâm đến các yếu tố trên.

2 đặc trưng của quần thể Còng/Ba khía cho thấy đây là các chỉ số tốt trong nghiên cứu; đó là

mật độ còng và mật độ hang lớn. Tương tự như các loài cá Náp bùn, mật độ Còng cao có

nghĩa là chất lượng rừng phục hồi kém. Mật độ Còng có vẽ như có liên quan đến sự hiện diện

hay không hiện diện của rừng, có nghĩa là nó có thể dùng để đánh giá các khu vực mới phục

hồi. Ngược lại mật độ Còng, mật độ các hang lớn cao cho thấy đây là chỉ số của chất lượng

sinh cảnh rừng tốt. Vì sự hiện diện của các hang lớn cho thấy được sự đòi hỏi cao về mức độ

rừng phục hồi, đây là chỉ số thích hợp để đánh giá các rừng trưởng thành.

Mặc dù các loài chân bụng và Ba khía đã được chứng minh trước đó là các chỉ số hữu dụng

(Ashton et al., 2003; Macintosh et al., 2002), nó không được phản ánh trong nghiên cứu này.

Nó có thể là do phương pháp đếm liền (đếm nhanh) chỉ được sử dụng cho mức độ phân loại

thấp. Mặc dù Kent và McGuinness (2006) nhận xét rằng việc đếm tức thời (đếm nhanh) thì

phù hợp đối với Còng/Ba khía trong các trường hợp hạn chế về thời gian, nhưng trong nghiên

cứu này việc sử dụng phương pháp này mức độ xác định bị hạn chế. Trong các nghiên cứu

trong tương lai, các phương pháp cho phép xác định tốt hơn, như các phương pháp khoanh

vùng loại bỏ (Geist et al, 2011;. Koch và Wolff, 2002) hoặc phương pháp định thời gian đếm

(Ashton và cộng sự, 2003; Macintosh et al, 2002) cần được xem xét.

4.5 Kết quả việc thực hiện và quản lí phục hồi rừng

Vì các khu vực phục hồi rừng của Dự án GIZ Kiên Giang có sự đa dạng cây, mật độ cây, đa

dạng thực vật và độ che phủ rừng cao hơn so với khu vực phục hồi rừng đối chứng, và giống

với khu vực rừng già hơn, cho nên kỹ thuật phục hồi rừng của Dự án GIZ Kiên Giang hiệu

quả hơn. Điều này càng củng cố hơn cho đối thuyết (H1) đã được trình bày ở phần đầu của

nghiên cứu. Sự tương đồng về mật độ các loài cá Náp bùn và còng tại các khu vực phục hồi

rừng của Dự án với khu vực rừng già, cộng với sự khác biệt rõ ràng về mật độ các loài này tại

19

các khu vực rừng phục hồi đối chứng cho thấy rằng khu vực phục hồi của Dự án hiệu quả

hơn. Tóm lại, các phát hiện này đã cũng cố thêm đối thuyết đã được trình bày ở phần đầu của

nghiên cứu.

Mặc dù dữ liệu khác đã cho thấy được sự thành công trong việc phục hồi rừng của Dự án GIZ

Kiên Giang, nhưng mật độ các hang lớn thì rất khác biệt giữa các khu vực của Dự án và khu

vực rừng già lân cận. Tuy nhiên, điều này phần lớn có thể là do sự non nớt của khu vực rừng

phục hồi của Dự án GIZ Kiên Giang. Cho rằng các quần xã rừng ngập mặn phát triển liên tục,

và sẽ tiến gần đến một mô hình xác định (Alongi, 2008), các khu vực rừng phục hồi của Dự

án GIZ Kiên Giang có khả năng phát triển một quần thể tương đồng với các khu vực rừng già

nếu thời gian đủ dài.

Cùng với sự phục hồi của hệ sinh thái rừng ngập mặn tại khu vực rừng phục hồi của Dự án

GIZ Kiên Giang, thì việc phục hồi các dịch vụ hệ sinh thái cũng sẽ diễn ra. Tuy nhiên, sự

khôi phục này phụ thuộc vào sự bảo vệ rừng trước các tác nhân gây suy thoái.

Vì các khu vực rừng phục hồi của GIZ Kiên Giang thành công hơn so với các khu vực rừng

đối chứng trong việc phục hồi hệ sinh thái rừng ngập mặn, nên phương pháp này được đề

nghị thực hiện tiếp trong các dự án phục hồi rừng trong tương lai tại Kiên Giang và các khu

vực khác, đặc biệt tại những vùng có xói lở cao. Nếu phương pháp này nhân rộng tại những

nơi khác trong tương lai, thì nên tập trung vào việc xây dựng hàng rào hơn là việc trồng rừng.

Lời cảm ơn

Tác giả xin gửi lời cám ơn đến toàn thể nhân viên của Dự GIZ Kiên Giang và văn phòng khu

Dự trữ Sinh quyển Kiên Giang về sự giúp đỡ về tài chính, hậu cần và thu thập số liệu. Cụ thể,

tác giả xin ghi nhận sự sự đóng góp của tiến sĩ Sharon Brown, Lương Trường Giang, Lâm

Téng, Lê Bá Cả và Leigh Morrison. Ngoài ra, tác giả cũng muốn gửi lời cám ơn đến tiến sĩ

Simon Blomberg vì sự đóng góp của ông trong việc phân tích thống kê. Cuối cùng, tác giả

xin gửi lời cám ơn đến Phó giáo sư Ron Johnstone và tiến sĩ Glen Holmes với vai trò là người

hướng dẫn.

Tài liệu tham khảo

Abuodha, P., Kairo, J., 2001. Human-induced stresses on mangrove swamps along the Kenyan coast.

Hydrobiologia 458, 255-265.

Alongi, D.M., 1998. Coastal Ecosystem Processes. CRC Press, USA.

Alongi, D.M., 2002. Present state and future of the world's mangrove forests. Environmental

Conservation 29, 331-349.

Alongi, D.M., 2008. Mangrove forests: Resilience, protection from tsunamis, and responses to global

climate change. Estuarine, Coastal and Shelf Science 76, 1-13.

20

Amaral, V., Penha-Lopes, G., Paula, J., 2009. Effects of vegetation and sewage load on mangrove crab

condition using experimental mesocosms. Estuarine, Coastal and Shelf Science 84, 300-304.

Ashton, E.C., Hogarth, P.J., Macintosh, D.J., 2003. A comparison of brachyuran crab community

structure at four mangrove locations under different management systems along the Melaka Straits-

Andaman Sea Coast of Malaysia and Thailand. Estuaries and Coasts 26, 1461-1471.

Bandeira, S.O., 2002. Leaf production rates of Thalassodendron ciliatum from rocky and sandy

habitats. Aquatic Botany 72, 13-24.

Barbier, E.B., 2006. Natural barriers to natural disasters: replanting mangroves after the tsunami.

Frontiers in Ecology and the Environment 4, 124-131.

Binh, C., Phillips, M., Demaine, H., 1997. Integrated shrimp‐mangrove farming systems in the

Mekong delta of Vietnam. Aquaculture Research 28, 599-610.

Bosire, J., Dahdouh-Guebas, F., Kairo, J., Koedam, N., 2003. Colonization of non-planted mangrove

species into restored mangrove stands in Gazi Bay, Kenya. Aquatic Botany 76, 267-279.

Bosire, J.O., Dahdouh-Guebas, F., Walton, M., Crona, B.I., Lewis, R.R., Field, C., Kairo, J.G., Koedam,

N., 2008. Functionality of restored mangroves: A review. Aquatic Botany 89, 251-259.

Duke, N.C., 2012. Mangroves of the Kien Giang Biosphere Reserve Vietnam, in: Brown, S., Simpson,

S., Cuong, C.V., Woerner, H. (Eds.). Deutsche Gesellschaft für Internationale Zusammenarbeit (GIZ)

GmbH, Vietnam

Ellison, A.M., 2000. Mangrove restoration: Do we know enough? Restoration Ecology 8, 219-229.

Ellison, A.M., 2008. Managing mangroves with benthic biodiversity in mind: Moving beyond roving

banditry. Journal of Sea Research 59, 2-15.

Geist, S.J., Nordhaus, I., Hinrichs, S., 2011. Occurrence of species-rich crab fauna in a human-

impacted mangrove forest questions the application of community analysis as an environmental

assessment tool. Estuarine, Coastal and Shelf Science 96, 69-80.

GIZ, 2011a. Planting mangroves in high erosion areas in: GmbH, D.G.f.I.Z.G. (Ed.). GIZ, Vietnam.

GIZ, 2011b. Rehabilitation eroding shorelines: A case study in Kien Giang Province in: GmbH,

D.G.f.I.Z.G. (Ed.). GIZ, Vietnam.

Hoang, T., Adger, W., Kelly, P., 1998. Natural resource management in mitigating climate impacts:

the example of mangrove restoration in Vietnam. Global Environmental Change 8, 49-61.

Hong, P.N., 1993. Mangroves of Vietnam. Iucn.

Irma, D., Sofyatuddin, K., 2012. Diversity of Gastropods and Bivalves in mangrove ecosystem

rehabilitation areas in Aceh Besar and Banda Aceh districts, Indonesia. AACL Bioflux 5, 55-59.

Kamali, B., Hashim, R., 2011. Mangrove restoration without planting. Ecological engineering 37, 387-

391.

21

Kent, C.S., McGuinness, K., 2006. A comparison of methods for estimating relative abundance of

grapsid crabs. Wetlands Ecology and Management 14, 1-9.

Khoon, G., Eong, O., 1995. The use of demographic studies in mangrove silviculture. Hydrobiologia

295, 255-261.

Koch, V., Wolff, M., 2002. Energy budget and ecological role of mangrove epibenthos in the Caeté

estuary, North Brazil. Marine Ecology Progress Series 228, 119-130.

Kristensen, E., 2008. Mangrove crabs as ecosystem engineers; with emphasis on sediment processes.

Journal of Sea Research 59, 30-43.

Kruitwagen, G., Hecht, T., Pratap, H., Bonga, S.W., 2006. Changes in morphology and growth of the

mudskipper (Periophthalmus argentilineatus) associated with coastal pollution. Marine Biology 149,

201-211.

Lakshmi, R., Kundu, R., Thomas, E., Mansuri, A., 1991. Mercuric chloride-induced inhibition of

different ATPases in the intestine of mudskipper,< i> Boleophthalmus dentatus</i>. Ecotoxicology

and environmental safety 21, 18-24.

Lee, S., 1998. Ecological role of grapsid crabs in mangrove ecosystems: a review. Marine and

Freshwater Research 49, 335-343.

Lewis, I., Roy, R, 2005. Ecological engineering for successful management and restoration of

mangrove forests. Ecological Engineering 24, 403-418.

Lewis, R.R., Gilmore, R.G., 2007. Important considerations to achieve successful mangrove forest

restoration with optimum fish habitat. Bulletin of Marine Science 80, 823-837.

Macintosh, D., Ashton, E., Havanon, S., 2002. Mangrove rehabilitation and intertidal biodiversity: a

study in the Ranong mangrove ecosystem, Thailand. Estuarine, Coastal and Shelf Science 55, 331-

345.

Manassrisuksi, K., Hussin, M.W.Y.A., 2001. Assessment of a mangrove rehabilitation programme

using remote sensing and GIS: a case study of Amphur Khlung, Chantaburi province, Eastern

Thailand, 22nd Asian Conference on Remote Sensing, p. 9.

Murdy, E.O., 1989. A taxonomic revision and cladistic analysis of the oxudercine gobies (Gobiidae:

Oxudercinae). Records of the Australian Museum.

Nagelkerken, I., Blaber, S., Bouillon, S., Green, P., Haywood, M., Kirton, L., Meynecke, J.-O., Pawlik, J.,

Penrose, H., Sasekumar, A., 2008. The habitat function of mangroves for terrestrial and marine

fauna: a review. Aquatic Botany 89, 155-185.

Ng, P.K.L., 1998. Cephalopods, crustaceans, holothurians and sharks, in: Carpenter, K.E., Niem, V.H.

(Eds.), FAO species identification guide for fishery purposes: The living marine resources of the

Western Central Pacific. FAO, Rome pp. 687-1396.

Polgar, G., 2009. Species-area relationship and potential role as a biomonitor of mangrove

communities of Malayan mudskippers. Wetlands Ecology and Management 17, 157-164.

22

Polgar, G., Crosa, G., 2009. Multivariate characterisation of the habitats of seven species of Malayan

mudskippers (Gobiidae: Oxudercinae). Marine Biology 156, 1475-1486.

Powell, N., Osbeck, M., 2010. Approaches for understanding and embedding stakeholder realities in

mangrove rehabilitation processes in Southeast Asia: lessons learnt from Mahakam Delta, East

Kalimantan. Sustainable Development 18, 260-270.

Putz, F.E., Chan, H.T., 1986. Tree growth, dynamics, and productivity in a mature mangrove forest in

Malaysia. Forest Ecology and Management 17, 211-230.

R Core Team, 2013. R: A Language and Environment for Statistical Computing. R Foundation for

Statistical Computing, Vienna, Austria.

Saenger, P., 2003. Mangrove ecology, silviculture and conservation. Kluwer Academic Publishers,

Dordrecht.

Sathirathai, S., Barbier, E.B., 2001. Valuing mangrove conservation in southern Thailand.

Contemporary Economic Policy 19, 109-122.

Skilleter, G., Warren, S., 2000. Effects of habitat modification in mangroves on the structure of

mollusc and crab assemblages. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 244, 107-129.

Vannucci, M., 2004. Mangrove management and conservation: present and future. United Nations

Univ.

Walters, B.B., 2000. Local Mangrove Planting in the Philippines: Are Fisherfolk and Fishpond Owners

Effective Restorationists? Restoration Ecology 8, 237-246.

Walton, M.E., Le Vay, L., Lebata, J.H., Binas, J., Primavera, J.H., 2007. Assessment of the effectiveness

of mangrove rehabilitation using exploited and non-exploited indicator species. Biological

Conservation 138, 180-188.

Wickramasinghe, S., Borin, M., Kotagama, S.W., Cochard, R., Anceno, A.J., Shipin, O.V., 2009. Multi-

functional pollution mitigation in a rehabilitated mangrove conservation area. Ecological engineering

35, 898-907.

Yap, H.T., 2000. The case for restoration of tropical coastal ecosystems. Ocean and Coastal

Management 43, 841-851.

23

Phụ lục

Phụ lục B – Thiết kế hàng rào được sử dụng để phục hồi rừng ngập mặn tại Vàm Rầy, Kiên Giang, Việt nam.

Sơ đồ thể hiện a) hàng rào đối chứng, b) hàng rào của Dự án GIZ Kiên Giang và c) hàng rào giữ bùn . Đã sửa

đổi (GIZ, 2011a).

Cọc Bạch đàn hoặc tràm

(đường kính 20 cm)

Cọc Bạch đàn hoặc tràm

(đường kính 20 cm)

Cọc tràm

(đường kính <=5 cm

Lưới để lọc bùn, cát

Mê bồ làm giảm hoạt động của

song, giữ bùn

Khung lằm bằng cừ tràm

24

Phụ lục C - Mối quan hệ giữ tổng số cá Náp bùn (bao gồm cá Thòi lòi + cá Bống sao), cá Thòi lòi, cá Bống

sao, Còng và mật độ hang lớn/m2 (đường kính >3cm), và tỉ lệ phần trăm rừng che phủ tại mỗi địa điểm. Đường

khuynh hướng đại diện cho đường phù hợp nhất. Tất cả các mối quan hệ đều có ý nghĩa thống kê (p < 0.05)

Tỉ lệ rừng che phủ (%)

Tỉ lệ rừng che phủ (%)

Tỉ lệ rừng che phủ (%)

Tỉ lệ rừng che phủ (%) Tỉ lệ rừng che phủ (%)

Tỉ lệ rừng che phủ (%)

Mật

độ

tổ

ng

loài

cá

Thò

i lò

i

(m2 )

Tỉ lệ

Cò

ng/

Ba

khía

(m

2 )

Mật

độ

han

g lớ

n (

m2 )

Mật

độ

Cò

ng

(m2 )

Mật

độ

cá

Thò

i lò

i (m

2 )

Mật

độ

cá

Bố

ng

Sao

(m

2 )

25

Phụ lục D- Mối quan hệ giữa tổng cá Náp bùn, cá Thòi lòi (Boloeophthalmus spp.,) cá Bống sao

(Periophthalmodon spp.), Còng và mật độ hang lớn/m2 (đường kính >3cm) và đa dạng cây trên 1 ô10m

2 tại từng

địa điểm. Đường khuyunh hướng đại diện cho đường phù hợp nhất. Toàn bộ các mối quan hệ đều có ý nghĩa

thống kê (p < 0.05) ngoại trừ mối quan hệ giữa mật độ loài Bống sao (Periophthalmodon spp.) và đa dạng cây

(p=0.063).

Phụ lục E - giá trị P cho các mối quan hệ giữa các đặc điểm của quần xã thực vật và quần xã động vật tại Kiên

Giang, Viêt nam. Đặc điểm của quần xã động vật là tổng số cá Náp bùn, gồm cá Thòi lòi (Boleophthalmus spp.),

cá Bống sao (Periophthalmodon spp.), Còng và mật độ hang lớn (diameter >3cm) cũng như tỷ lệ Còng/Ba khía

và được phân tích với các đặc điểm của quần xã thực vật, độ che phủ rừng và mật độ cây.

Tổn

g số

cá

Thò

i lò

i các

loại

Cá

Th

òi L

òi

Cá

Bố

ng

Sa

o

Cò

ng

Tỉ lệ

Cò

ng/

Ba

khía

Các

han

g lớ

n

Độ che phủ rừng ≥0.001 ≥0.001 0.001 ≥0.001 0.003 0.047

Mật độ cây ≥0.001 0.012 0.063 0.006 0.051 ≥0.001

Mật độ cây (10 m2)

Mật độ cây (10 m2)

Mật độ cây (10 m2)

Mật độ cây (10 m2)

Mật độ cây (10 m2)

Mật độ cây (10 m2)

Mật

độ

tổ

ng

loài

cá

Thò

i lò

i

(m2 )

Mật

độ

Cò

ng

(m2 )

Mật

độ

han

g lớ

n (

m2 )

Tỉ lệ

Cò

ng/

Ba

khía

(m

2 )

Mật

độ

cá

Bố

ng

Sao

(m

2 )

Mật

độ

cá

Thò

i lò

i (m

2 )