红树林湿地是我国东南沿海陆海生态过渡带独特的生态系统，在维持海湾河口生态系统的稳定和平衡中起着不可替代的作用。20世纪50年代初，我国有近5万hm²的红树林(王文卿等，2007)，然而，近40年来，大规模的毁林围滩(塘)养殖、修筑海堤等围垦活动，使我国红树林湿地降至约 3.4万 hm²(国家林业局，2013)，其中80％是次生林，原生林不足10％。人类这种长期反复地破坏，不仅使红树林资源减少、组成及群落结构遭到破坏，而且使红树林湿地的生产力显著下降，生物效能大大减少，生态服务功能得不到应有的发挥，健康状况受到严重威胁。因此，对红树林湿地进行健康评价研究，不仅为人类科学保护和合理利用湿地资源提供技术支撑，而且为人类认识红树林湿地重要性提供科学知识，从而自觉保护红树林湿地，资源得以永续利用。

相关学者研究湿地植物群落结构变化，如吴中华等(2003)、李艳等(2005)和吴波等(2006)应用植物群落结构健康指示法，对湿地植物特别是藻类植物群落结构及其所在的生境做了研究，但是还没有看到用此方法对红树林湿地植物群落结构健康的评价研究。目前我国红树林湿地健康评价研究成果不多，有少数学者(王树功等，2010；郑耀辉等，2010；王玉图等，2010)基于PSR概念模型对红树林生态系统健康进行了评价研究。PSR概念模型虽然具有因果关系，但该模型倾向于环境的静态描述，忽视了健康的动态过程(Davidson et al., 2007；Rapport et al., 2006)，在红树林湿地生态系统健康评价中的应用还有待完善。生态系统健康问题，主要是其自身内在结构健康和外在健康压力综合作用的结果。对于红树林湿地这一典型的森林湿地而言，植物群落结构稳定、生长旺盛是其内在健康的主体表现；使生态系统、植物群落、或物种结构遭受破坏、并改变其生境的人为和自然因素构成了健康压力(邬建国，2000；朱教君等，2004；Mackey et al., 2000；Pickett et al., 1985)；内在健康及内在健康与健康压力的协调关系决定其整体(系统)所处的健康状态。本研究以清澜港红树林自然保护区为例，应用模糊综合评价模型与综合干扰强度指数计算模型，评价研究区红树林湿地内在结构健康与外在健康压力，在此基础上，借鉴医学健康商数理论(张允平，2001；李珑，2002)，分析外在健康压力下红树林湿地整体健康发展趋势，探讨健康压力影响内在结构健康的机制。为人类在环境与发展、保护与利用中寻找平衡点。

研究区位于海南省文昌市界内的清澜港红树林保护区(110′02′—110°30′ E，19′15′—20°09′ N)，有文昌江和文教河等8条大小河流汇入保护区，是典型的泻湖-河口湿地生境。该区域潮间带较宽，风浪微弱，沿岸潮间带的基岩为变质岩，基岩之上的土壤多是细粉砂软泥和含淤泥的粗粉砂及细砂，0~ 40 cm土壤为淤泥层，以下则是黑褐色的细砂，呈酸性(郑德璋等，1995)。在气候上属于热带海洋性气候，年平均气温24.1 ℃，最冷月平均最低气温10 ℃，历史极端最高气温39.1 ℃，极端最低气温 4.7 ℃，年均降水量2 000 mm，最高潮位2.38 m，最低潮位0.01 m，平均潮差0. 75 m。

研究区是我国红树植物天然分布种类最多的地区，也是海南海桑(Sonneratia hainanensis)唯一的分布区(王文卿等，2007)。这里红树林林地面积大，树龄长，许多林相显示了原生林的特征，全国最高大的红树林生长在这里，如树龄百年以上的海莲(Bruguiera sexangula)原生林，独特的成片正红树(Rhizophora apiculata)林，小片的木果楝(Xylocarpus granaturn)群落，除红榄李(Lurnnitzera littorea)外，国内所有的红树植物都可以在本保护区找到。

样地调查数据采集于2012年，在对研究区红树林湿地全面踏查的基础上，选择有代表性的10种群落类型，共调查40个样地，对样地的植物种类、个体数量、树高、地径和盖度等进行调查(因红树林群落绝大多数无草本层、仅乔木层或灌木层，因此本研究无草本层调查数据)，并采集样地土壤样品。土壤样品在实验室内经自然风干、研磨，然后过100目尼龙筛，装入洁净的自封袋密封，以备分析使用。之后采用电感耦合等离子体发射光谱法(ICP)测定Cu，Pb，Zn，Cr和As等重金属元素含量。数据用于内在健康及外在压力评价。

购买L and sat TM影像3幅(成像时间1987-06-22，2000-07-27和2010-07-07)，Google地图，1992年地形图(1:10 000，1:50 000)和清澜港省级自然保护区红树林资源分布图(基于2004年SPOT卫星影像解译)。

根据红树林植物群落结构特点，从群落水平结构和垂直结构2方面构建内在群落结构健康评价指标体系，主要评价指标为：物种密度、水平多样性指数、物种丰富度指数、相对高度和垂直结构多样性指数。

物种密度D为样方内全部植物的个体数，反映样方内植物的多度，计算公式为：

$ D = N/A $

式中：N为群落样方内所有物种的个体数之和；A为群落样方面积。

垂直结构多样性指数VSD以样方内植物高度变化及不同高度上植物量分布的均匀程度来反映群落的垂直结构复杂程度。本研究在群落多样性公式(高保嘉等，1992；梁金战等，1998)的基础上，用各层植物数量的权重对其高度加权，以更好地揭示群落空间结构的复杂程度。垂直结构多样性指数计算公式为：

$ VSD = \left[ {\left({\sum {\frac{{{n_i}}}{N} \cdot \frac{{{h_i}}}{H}} } \right)\ln \left({\frac{{{n_i}}}{N} \cdot \frac{{{h_i}}}{H}} \right)} \right] $

式中：n_i为不同高度层的植物个体数量；h_i为各林层的高度；H为样方植物总高度。

水平多样性指数W反映植物群落或生境的复杂程度，以及不同自然条件与群落的相互关系，指数越高，群落健康状态也越好。用Shannon-Wiener多样性指数公式计算:

$ W = - \sum\limits_i^s {\left({\frac{{{N_i}}}{N} \cdot \ln \frac{{{N_i}}}{N}} \right)} $

式中：N_i为种i的个体数

物种丰富度指数R反映植物群落与环境之间的关系，丰富度指数愈大，反映群落植物种类愈多，个体数量分布愈均匀，环境愈稳定，用Margalef指数表示。计算公式为：

$ R = \left({S - 1} \right)/\ln N $

式中:S为种i所在群落的物种种类总数。

群落相对高度 本研究以群落样方植物平均高度作为高生长指标。

为解决量纲不同难以进行综合指数运算的问题，需对各指标进行无量纲化处理，本研究采用极差归一化方法进行无量纲化处理。

正向指标归一化值计算公式：

$ H{'_{ij}} = \left({{H_{ij}} - {H_{ij\min }}} \right)/\left({{H_{ij\max }} - {H_{ij\min }}} \right) $

逆向指标归一化值计算公式：

$ H{'_{ij}} = \left({{H_{ij\max }} - {H_{ij}}} \right)/\left({{H_{max}} - {H_{\min }}} \right) $

存在临界阈值的指标，用适度指标归一化值计算公式：

$ H{'_{ij}} = 1 - \left[ {\left| {\left({{H_{ij}} - {H_{ij{\mathop{\rm mid}\nolimits} }}} \right)} \right|/\left({{H_{ij\max }} - {H_{ij\min }}} \right)} \right] $

式中：H′_ij为第j个指标中第i个群落原始数据归一化后的值；H_ij为第j个指标中第i个群落样方原始数据实测值；H_ijmax为第j个指标中各群落样方实测值中最大值；H_ijmin为第j个指标中各群落样方实测值中最小值；H_ijmid为第j个指标的临界阈值。

本研究采用分级方法对内在健康进行评价，划分为很健康、健康、基本健康、一般病态和疾病5个健康级。因群落结构指数∈[0，1]，因此各健康级的对应值为：>0.8 ～1，>0.6~0.8，>0.4~0.6，>0.2~0.4和≤0.2.

采用在模糊评价中广泛应用的(郭金玉等，2008；李新等，2011)层次分析法(AHP)和德尔菲法指标权重确定。首先咨询5位在红树林研究领域有造诣的教授级专家，在此基础上构建判断矩阵，然后用Matlab7.0软件计算判断矩阵的特征向量和最大特征根，并进行一致性检验。根据计算结果，得到指标归一化后的权重。

采用隶属度模糊评价模型：

$ S = WR $

式中：S为各群落健康评价结果矩阵；W为各评价指标归一化权重矩阵；R为各评价指标对应的隶属度矩阵。

分析研究区外在健康压力驱动机制，参考国内外相关方面的研究并咨询行业专家，最后确定外在健康压力指标包括：林地损失百分比、原生境破坏百分比、围塘养殖百分比、海堤建设百分比、土壤重金属染污系数和海平面上升速率。

林地损失百分比 1987—2010年红树林损失面积百分比。数据来源于TM遥感影像图形资料处理(朱耀军等，2013)。

原生境破坏百分比 1987—2013年后新增红树林林地面积百分比。数据基于像元计算转移图谱分析(Munroe et al., 2004；Hietel et al., 2004)。

围塘养殖百分比 1987—2010年，红树林转出为养殖塘的面积百分比。数据基于土地利用转移矩阵分析(朱耀军等，2013)。

海堤建设百分比 红树林向陆一侧海堤延长距离与红树林海岸延长距离的百分比。根据2002 年全国湿地调查结果(国家林业局森林资源管理司，2002；傅海峰等，2014)计算。

重金属染污系数 根据样地调查中得到的试验数据，采用潜在生态危害指数法(Hakanson，1980)计算：

$ \begin{array}{l}C_f^i = C_m^i/C_n^i;\\E_r^i = T_r^i \times C_f^i;\\RI = \sum\limits_{i = 1}^n {E_r^i} \end{array} $

式中：_fCⁱ为某一重金属的污染系数，说明该重金属元素在研究区的污染程度；C_mⁱ为土壤重金属浓度实测值； C_nⁱ为计算所需的参比值(环境背景值)； C_rⁱ为各重金属的毒性响应系数；RI为描述多个污染物危害系数的综合值。

海平面上升速率 说明海平面上升对红树林向海演替的影响。数据来源于2008年1月15日国家海洋局发布的2007年《中国海平面公报》。

评价标准参照前人已有的研究方法(和丽萍等，2007；Buckley et al., 2003；包维楷等，2000)，结合研究区实际干扰状况，提出针对研究区的评价标准，将健康压力等级分为：极强度，强度，中度，轻度和微度5个干扰级，依次赋值5，4，3，2，1为各干扰级的上限值，各干扰级的区间为 >4~5，>3~4，>2~3，>1~2和0~1。

采用层次分析法(AHP)和德尔菲法。首先咨询5位在红树林研究领域有造诣的教授级专家，在此基础上构建判断矩阵，然后用Matlab7.0软件计算判断矩阵的特征向量和最大特征根，并进行一致性检验。根据计算结果，得到指标归一化后的权重。

健康压力指数采用综合干扰强度模型计算(邱彭华等，2012)：

$ {D_c} = \sum\limits_j^m {\left({{M_{ij}} \times {a_i}} \right)} $

式中：D_c 为健康压力指数；M_ij 为第i种干扰类型第j强度赋值；a_i为第i种干扰类型权重；i 为干扰类型；j 为干扰强度等级；m为干扰类型种类数。

医学界用健康商数(health quotient)理论来判定个体所处环境和个人行为因素对健康的影响和作用趋势(张允平，2001；李珑，2002)。本研究借此理论来分析红树林湿地整体健康发展趋势。计算方法为：

$ H{Q_w} = \frac{{H{D_t}}}{{{D_c}}} $

式中：HQ_w为t时间内红树林湿地整体健康商数； HD_t为t时间内内在健康指数； D_c为t时间内外在健康压力指数。

HQ_w表征红树林湿地整体健康发展趋势，当 HD_t＞D_c，即HQ_w＞1时，红树林湿地整体健康处于正向发展状态；当 HD_t＜D_c，即HQ_w＜1时，红树林湿地整体处于退化状态，向着逆健康方向发展，且随着HQ_w值的减小，健康状态趋于恶化；当HD_t=D_c时，红树林湿地整体健康处于维持状态。

基于样方调查值、群落结构指标归一化值与相应的归一化指标权重(表 1)，应用模糊综合评价模型，得到各群落类型结构健康指数和整体内在健康指数，对照健康分级标准，对各群落类型和整体内在健康评价(表 2)。

表 1 红树林湿地群落结构指标归一化值 Tab.1 Normalized value of community structure index in mangrove wetland

表 1 红树林湿地群落结构指标归一化值 Tab.1 Normalized value of community structure index in mangrove wetland 指标 Index 密度 Species density 群落平均高度 Community mean height 物种丰富度 Species richness 水平结构多样性 Horizontal structure diversity index 垂直结构多样性 Vertical structure diversity index 权重Weight 1 2 5 6 4 归一化权重 Normalized weight 0.055 6 0.111 1 0.277 8 0.333 3 0.222 2

表 2 红树林湿地内在健康指数 Tab.2 Inner health index of mangrove wetland

表 2 红树林湿地内在健康指数 Tab.2 Inner health index of mangrove wetland 群落类型 Community type 物种密度 Species density 物种丰富度 Species richness 水平结构多样指数 Shannon-Wienerhorizontal structure diver sity index 群落平均高度 Community mean height 垂直结构多样指数 Vertical structure diversity indey 群落内在健康指数 Community inner health index 健康级别 Health grade 杯萼海桑 S.alba 0.048 8 0.000 0 0.000 0 0.061 8 0.209 8 0.320 3 一般病态 General ill 海莲 B. sexangula 0.049 8 0.041 4 0.187 8 0.111 1 0.204 9 0.595 0 基本健康 Basic health 红树 R. apiculata 0.054 9 0.096 0 0.252 1 0.100 9 0.197 1 0.701 1 健康 Health 红树+杯萼海桑 R. apiculata+ S. alba 0.055 3 0.033 1 0.225 0 0.041 7 0.220 6 0.575 7 基本健康 Basic health 红树+海莲 R. apiculata+B. sexangula 0.054 9 0.064 5 0.244 1 0.036 2 0.222 2 0.621 9 健康 Health 红树+木果楝 R. apiculata+X. granatum 0.051 8 0.185 5 0.309 2 0.040 7 0.193 3 0.780 6 健康 Health 角果木 C. tagal 0.036 2 0.152 9 0.214 7 0.003 2 0.189 8 0.596 8 基本健康 Basic health 角果木+木榄 C. tagal+B. ymnorrhiza 0.047 1 0.084 7 0.250 7 0.004 5 0.191 8 0.578 8 基本健康 Basic health 榄李+角果木 L. racemosa+C. tagal 0.006 8 0.088 7 0.246 4 0.000 0 0.000 0 0.341 9 一般病态 General ill 海漆+木榄 E. agallocha+B. ymnorrhiza 0.007 8 0.277 8 0.333 3 0.078 2 0.189 3 0.886 5 很健康 Very health 群落平均值 Communityaverage value 0.041 3 0.102 5 0.226 3 0.047 8 0.181 9 0.599 9 基本健康 Basic health

表 2结果显示，研究区红树林湿地内在健康指数平均值为0.599 9，表现为基本健康。各群落类型健康状态参差不齐，10%的群落类型表现为很健康，30%的群落类型表现为健康，40%的群落类型表现为基本健康，20%的群落类型为一般病态。各群落类型健康度表示为：海漆(Excoecaria agallocha)+木榄(Bruguiera ymnorrhiza)群落﹥红树(Rhizophora apiculata)+木果楝群落﹥红树群落﹥红树+海莲(Bruguiera sexangula)群落 ﹥角果木(Ceriops tagal)群落﹥海莲群落 ﹥角果木+木榄(Bruguiera ymnorrhiza)群落﹥红树+杯萼海桑(Sonneratia alba)群落﹥榄李(Lumnitzera racemosa)+角果木群落 ﹥杯萼海桑群落。海漆+木榄群落是唯一“很健康”的群落，杯萼海桑群落与榄李+角果木群落表现为一般病态，是健康状态最差的群落类型。

综合群落平均高度指数与垂直结构多样性指数(表 2)，红树林群落垂直结构健康表现为海莲群落<红树群落<杯萼海桑群落<海漆+木榄群落<红树+杯萼海桑群落<红树+海莲群落<红树+木果楝群落<角果木+木榄群落<角果木群落<榄李+角果木群落。群落平均高度指数平均值为0.047 8，对群落健康指数平均值(0.599 9)的贡献率小，降低了群落结构的健康度，垂直结构多样性指数(0.181 9)较群落平均高度健康指数对群落健康指数平均值的贡献率高。红树+海莲群落、红树+杯萼海桑群落垂直结构多样性指数与群落平均高度指数相对较高，表现了较好的垂直结构；海莲群落类型平均高度指数(0.111 1)最高，是研究区高生长表现最好的群落类型，但是该群落类型垂直分层不是最好；榄李+角果木群落垂直结构多样性指数与群落平均高度指数均为0.000 0，垂直结构表现为单层矮林。

表 3结果显示，海莲群落、红树群落、红树+木果楝群落3个群落类型垂直分层达到3层以上，群落高度达到5 m以上；杯萼海桑群落、红树+杯萼海桑群落、红树+海莲群落和海漆+木榄群落4个群落类型垂直高度在1～5 m，分h₂和h₃ 2个高度层；角果木群落和角果木+木榄群落2个群落类型垂直高度为1～3 m，分h₁和h₂ 2个高度层；榄李+角果木群落类型垂直高度在1 m以下，只有h₁这1个高度层。研究区红树植物群落主体表现为矮林-灌丛。

表 3 红树林湿地群落结构指标值^① Tab.3 The index value of mangrove wetland community

表 3 红树林湿地群落结构指标值① Tab.3 The index value of mangrove wetland community 群落类型 Community types 高度分层hi Height layered/m 群落物种数 Community species number 植物密度 Plant density ①h1:≤1 m；h2:>1~3 m; h3:>3~5 m; h4:>5~7 m; h5:>7~9 m;h6:>9~11 m; h7:≥11 m． 杯萼海桑 S. alba h2,h3 1 1 300 海莲B. sexangula h3,h4,h5,h7 2 1 600 红树 R. apiculata h2,h3,h4 4 3 600 红树+杯萼海桑R. apiculata + S.alba h2,h3 2 3 200 红树+海莲R. apiculata + B. sexangula h2,h3 3 3 500 红树+木果楝R. apiculata + X. granatum h2,h3,h4 6 2 200 角果木C. tagal h1,h2 7 9 000 角果木+木榄 C. tagal + B. ymnorrhiza h1,h2 4 5 800 榄李+角果木L. racemosa + C. tagal h1 5 17 600 海漆+木榄 E. agallocha + B. ymnorrhiza h2,h3 8 1 800

综合群落物种丰富度指数与水平结构多样性指数，红树林群落水平结构健康表现为海漆+木榄群落<红树+木果楝群落<角果木群落<红树群落<角果木+木榄群落<榄李+角果木群落<红树+海莲群落<红树+杯萼海桑群落<海莲群落<杯萼海桑群落。表 2结果显示，群落Margalef指数平均值(0.102 5)和Shannon-Wiener指数平均值(0.226 3)对内在健康指数平均值(0.599 9)有较大贡献率，提升了内在健康。但不同群落类型水平结构健康指数对内在健康指数贡献率的差异较大，红树+木果楝与海漆+木榄2个群落类型的水平结构多样性与物种丰富度表现最好，对内在健康指数的贡献率最大；杯萼海桑群落为单一种群群落，物种丰富度与水平结构多样性指数均为0.000 0，影响了群落内在健康；红树、角果木+木榄和榄李+角果木这3个群落类型物种相对较少，但各种个体分配相对均匀；角果木群落类型物种虽然较多，但其各种间个体数量均匀度较低；海莲、红树+杯萼海桑和红树+海莲这3个群落类型植物种类少(表 3)，水平结构多样性低。

榄李+角果木群落与海漆+木榄群落的物种密度指数均低于群落平均值(0.041 3)，分别为0.006 8与0.007 8(表 2)，植株密度分别为176与13(表 3)，前者表现为密实的灌丛次生林；后者为纯过熟林，缺乏更新层，因只有枯损没有更新而使群落密度下降。群落密度和植物密度两极化均为群落退化的表现。

基于土壤试验分析及影像图形资料数据获取健康压力指标值，归一化处理和权重赋值，应用综合干扰强度模型计算得到外在健康压力指数及各干扰类型贡献率(表 4)。

表 4 干扰强度综合评价指数 Tab.4 Composite evaluation index of interference intensity

表 4 干扰强度综合评价指数 Tab.4 Composite evaluation index of interference intensity 干扰类型 Interference type 权重 Weight 归一化权重 Normalized weight 干扰强度赋值 Value of interference intensity 干扰类型得分 Score of interference type 各干扰类型贡献率 Contribution rate of interference type(%) 林地损失百分比 Percentage of forest land loss(%) 8 0.320 0 4 1.280 0 31.37 原生境破坏百分比 Percentage of original habitat damage(%) 6 0.240 0 4 0.960 0 23.53 围塘养殖百分比 Percentage of pond aquaculture 3 0.120 0 4 0.480 0 11.76 海堤建设百分比 Percentage of sea wall construction(%) 6 0.240 0 5 1.200 0 29.41 土壤重金属染污系数 Coefficient of soil heavy metal pollution 1 0.040 0 1 0.040 0 0.98 海平面上升速率 Sea level rise rate 1 0.040 0 3 0.120 0 2.94 综合干扰强度 Comprehensive interference strength 4.080 0

林地损失百分率：1987—2010年，研究区红树林面积损失率约为37%。

原生境破坏百分比：研究区现有(2013年)红树林湿地中，39%的红树林为1987年后恢复，即至少有39%的红树林湿地的原生境被破坏。

围塘养殖百分比：1987—2010年，研究区32.4%的红树林转出为养殖塘。

海堤建设百分比：研究区80%的红树林为堤前红树林。

土壤重金属染污系数：研究区红树林湿地土壤重金属生态污染风险系数为7.5612。

海平面上升速率：近30年来，中国海平面平均上升速率为每年3 mm。

表 4显示，研究区综合干扰强度为4.080 0，归一化值为0.816 0，属于极强度干扰。从研究区各干扰类型的干扰强度得分值来看，对红树林健康压力最大的是林地损失百分比与海堤建设百分比，贡献率分别为31.37%和29.41%；其次是原生境破坏百分比、围塘养殖百分率和海平面上升速率，土壤重金属染污系数最为轻微。

基于健康商数理论模型，对红树林湿地整体健康进行分析，得出湿地整体健康商数HQ_W= 0.735 2，即HQ_W＜1，表明研究区红树林湿地整体上处于逆健康状态，外界干扰对红树林湿地的负面影响占主导地位。

1987—2010年，研究区红树林持续减少了688 hm²，约为1987年研究区红树林面积的37%(朱耀军等，2013)，围塘养殖与海堤建设是红树林湿地面积减少的主要贡献者。由此导致红树林生产力下降，群落生境丧失，局部红树植物灭绝，生物多样性降低。与此同时，建在中潮带上的海堤，不仅使生长在这里最繁茂的中高潮带红树植物消失，而且阻断了红树林向陆演替的通道，使红树林在应对全球变化导致的海平面上升方面没了“退路”。最终导致红树林湿地生态服务功能下降。

1987—2010年，研究区32.4%的红树林转出为养殖塘，这些养殖塘镶嵌在红树林湿地之中；至2010年，现有红树林的39%为1987年后恢复；有80%的红树林为堤前红树林。这直接导致湿地原生境地形地貌被改变、生境的完整性与稳定性被破坏，使得群落特定生态位序列被改变、群落结构退化，突出表现为高生长与种群结构方面。具体表现为：杯萼海桑群落水平结构为单一种群的纯林；榄李+角果木群落高度退化为1 m以下的单层灌丛林，角果木群落与角果木+木榄群落83%以上的植物为1 m高的灌丛、17%的植物生长高度不超过3 m(表 3)。据林鹏等(1985)研究，角果木和榄李在海南的自然生长高度应分别为高3 m左右和1.5～2 m。

红树林湿地整体健康的提高是红树林湿地的管理目标，降低外在健康压力强度是湿地向健康方向发展的主要手段，研究区虽然健康压力的主要贡献者为林地损失、原生境破坏、围塘养殖和海堤建设4大因子，但是，林地损失、原生境破坏主要是由围塘养殖和海堤建设所导致。因此，研究区红树林湿地向健康方向发展的主要途径是减少围塘养殖和海堤建设。

有学者基于静态的PSR概念模型对清澜港红树林湿地生态系统健康进行了评价研究(王友绍，2013)。评价结果为亚健康，但是对研究区域的健康发展趋势无法预见。PSR概念模型各组分彼此孤立，忽略了组分间相互作用的动态过程，本研究以动态研究方法，综合分析湿地整体健康商数与湿地内在健康，不仅评价研究对象目前所处的健康状态，而且反映研究对象的健康动态趋势。这对于红树林湿地的健康经营更具有指导意义。因此认为动态化、直观化的研究方法应成为今后红树湿地生态系统健康评价的一个重要研究方向。

本研究结果表明：研究区内在健康指数为0.599 9，表现为基本健康，其中10%群落类型表现为很健康，30%的群落类型表现为健康，40%的群落类型表现为基本健康，20%的群落类型表现为一般病态，说明研究区红树林群落结构尚能稳定，可发挥基本的生态功能；外在健康压力强度指数为0.816 0，强度等级为极强，已对红树林湿地健康构成严重威胁，围塘养殖和海堤建设是威胁红树林湿地健康的主要因子；在外在健康压力因子的干扰之下，研究区整体健康商数(HQ_W=0.735 2)＜1，红树林湿地由基本健康向一般病态的方向发展，存在健康风险；研究区80%的红树林为堤前红树林，海平面以平均每年3mm的速度上升，这不仅导致堤前红树林林带宽度变窄，群落结构退化，还可能会导致部分红树植物在局地消亡；1987—2010年，32.4%的红树林转出为养殖塘，这部分养殖塘是红树林宜林地，也是今后红树林湿地恢复的主要土地资源。