of decay rate and suggests that in

of decay rate and suggests that in our system mangrove detrital deposi-
tion plays a minor role in shaping benthic macrofaunal communities.
The distribution and composition of soft-sediment communities ex-
hibit both temporal and spatial heterogeneity as a result of abiotic and
biotic variables (e.g. Morrisey et al., 1992; Thrush, 1991; Thrush et al.,
1994). Consequently, responses to the burial of algal wrack have been
found to differ among sites with different sediment and benthic com-
munity properties (Rossi and Underwood, 2002). Although the sites of
the current study had different physical sediment properties, the subtle
responses in the relative abundances of dominant polychaetes were the
same at both sites. In contrast, the burial of Ulva sp. wrack resulted in
species responses that were dependent on initial abundances of species
prior to burial, where different species responded on sand flats com-
pared to mud flats (Rossi and Underwood, 2002). Here, both sites
responded similarly to the enrichment of mangrove detritus, which
could indicate that only a few particular species (e.g. P. aucklandica)
are sensitive to organic enrichment and that these responses are not de-
pendent on initial species abundances or sedimentary environment.
However, further testing with replication across sedimentary gradients
is required.
It should be recognised that the statistical power of our experimen-
tal design may act as a potential limitation and explanation of the weak
response detected. However, the level of replication (n = 6 per treat-
ment) used in our study is comparable to other studies of this nature
(n = 3–7) who were able to detect significant detrital effects in
macrofaunal communities (e.g. Bishop and Kelaher, 2013a; Rossi
and Underwood, 2002). In addition, a previous study conducted
in the Whangamata Harbour found that six core samples (13 cm dia.
× 15 cm depth) were adequate to detect macrofaunal community vari-
ability, and precision of the data was not greatly reduced with six cores
compared to twelve (van Houte-Howes et al., 2004). Our design has
comparable statistical power to similar studies, which further suggests
the absence of a strong benthic community response to mangrove detri-
tal addition.
Detrital inputs can also influence lower trophic levels; for example,
the response of nematodes to mangrove detritus in tropical sediment
communities (Tietjen and Alongi, 1990). Responses of lower trophic
levels to detrital deposition could have indirect and cascading effects
on higher trophic levels. However, our study did not allow us to detect
such changes in lower trophic levels and therefore indirect food web ef-
fects, because our sieve mesh size excluded the meiofaunal community
of organisms. Furthermore, increases in sediment chlorophyll a content
(indicator of MPB biomass) have been observed following detrital en-
richment (Bishop and Kelaher, 2007, 2008; Kelaher et al., 2003;
Levinton, 1985). The decomposition of plant material can release nutri-
ents, potentially accelerating the growth of micro-organisms such as

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

อัตราการสลายตัวและแสดงให้เห็นว่าในระบบของเราป่าชายเลน detrital deposi-
การมีบทบาทเล็ก ๆ น้อย ๆ ในการสร้างชุมชน macrofaunal หน้าดิน.
การกระจายและองค์ประกอบของชุมชนนุ่มตะกอนอดีต
hibit ทั้งความแตกต่างเวลาและพื้นที่เป็นผลมาจาก abiotic
และตัวแปรทางชีววิทยา( เช่น Morrisey et al, 1992;. ดง, 1991. ดง, et al,
1994) ดังนั้นการตอบสนองต่อการฝังศพของสาหร่ายพินาศได้รับพบว่าแตกต่างกันระหว่างเว็บไซต์ที่มีแตกต่างกันและตะกอนหน้าดินสั่งคุณสมบัติชุมชนอื่น(รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) แม้ว่าเว็บไซต์ของการศึกษาในปัจจุบันที่แตกต่างกันมีคุณสมบัติทางกายภาพของตะกอนที่ละเอียดอ่อนการตอบสนองในญาติของอนุภาคpolychaetes ที่โดดเด่นเป็นเดียวกันในเว็บไซต์ทั้งสอง ในทางตรงกันข้ามการฝังศพของอัลวาเอสพี พินาศผลในการตอบสนองของสายพันธุ์ที่ขึ้นอยู่กับปริมาณเริ่มต้นของสายพันธุ์ก่อนที่จะมีพิธีฝังศพที่ชนิดต่างๆ การตอบสนองในแฟลตทรายสั่งเทียบกับแฟลตโคลน(รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) ที่นี่ทั้งเว็บไซต์ที่ตอบในทำนองเดียวกันกับการเพิ่มคุณค่าของป่าชายเลนที่เหลืออยู่ซึ่งอาจบ่งชี้ว่ามีเพียงไม่กี่สายพันธุ์โดยเฉพาะ(เช่นพี aucklandica) มีความไวต่อการเพิ่มคุณค่าอินทรีย์และว่าการตอบสนองเหล่านี้จะไม่ de- จี้ในอนุภาคชนิดเริ่มต้นหรือสภาพแวดล้อมตะกอนอย่างไรก็ตามการทดสอบต่อไปด้วยการจำลองแบบการไล่ระดับสีทั่วตะกอนจะต้อง. มันควรจะได้รับการยอมรับว่าอำนาจทางสถิติของเรา experimen- ออกแบบ tal อาจทำหน้าที่เป็นข้อ จำกัด ที่อาจเกิดขึ้นและคำอธิบายของผู้ที่อ่อนแอการตอบสนองที่ตรวจพบ แต่ระดับของการจำลองแบบ (n = 6 ต่อลูออไรด์ment) ที่ใช้ในการศึกษาของเราก็เปรียบได้กับการศึกษาอื่น ๆ ในลักษณะนี้(n = 3-7) ที่มีความสามารถในการตรวจสอบผลกระทบอย่างมีนัยสำคัญใน detrital ชุมชน macrofaunal (เช่นบิชอปและ Kelaher , 2013a; รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) นอกจากนี้การศึกษาก่อนหน้าดำเนินการในท่าเรือ Whangamata พบว่ากลุ่มตัวอย่างหลักหก (13 ซม. เส้นผ่าศูนย์กลาง. ×ลึก 15 ซม.) มีเพียงพอในการตรวจสอบชุมชนตัวแปร macrofaunal ความสามารถและความแม่นยำของข้อมูลที่ไม่ได้ลดลงอย่างมากที่มีหกคอร์เมื่อเทียบกับสิบสอง (รถตู้ Houte-Howes et al., 2004) การออกแบบของเรามีอำนาจทางสถิติที่เปรียบได้กับการศึกษาที่คล้ายกันซึ่งต่อไปจะแสดงให้เห็นการขาดของการตอบสนองชุมชนหน้าดินที่แข็งแกร่งในการโกงกางdetri- นอกจาก tal. ปัจจัยการผลิต detrital ยังสามารถมีอิทธิพลต่อระดับโภชนาการต่ำ ยกตัวอย่างเช่นการตอบสนองของไส้เดือนฝอยเพื่อป่าชายเลนที่เหลืออยู่ในเขตร้อนชื้นในดินตะกอนชุมชน(Tietjen และ Alongi, 1990) การตอบสนองของโภชนาการที่ต่ำกว่าระดับที่จะปลดออกจาก detrital อาจมีผลกระทบทางอ้อมและซ้อนในระดับที่สูงขึ้นโภชนา อย่างไรก็ตามการศึกษาของเราไม่ได้ช่วยให้เราสามารถตรวจสอบการเปลี่ยนแปลงดังกล่าวในระดับที่ต่ำกว่าและโภชนาการจึงเว็บอาหารอ้อมประสิทธิผลfects เพราะขนาดตาข่ายตะแกรงของเราได้รับการยกเว้นชุมชน meiofaunal ของสิ่งมีชีวิต นอกจากนี้การเพิ่มขึ้นของคลอโรฟิลตะกอนเนื้อหา(ตัวบ่งชี้ของชีวมวล MPB) ได้รับการปฏิบัติดังต่อไปนี้ en- detrital richment (บิชอปและ Kelaher, 2007, 2008. Kelaher et al, 2003; Levinton, 1985) การสลายตัวของวัสดุจากพืชสามารถปล่อย nutri- ents อาจเร่งการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์เช่น

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

อัตราการสลายตัวและชี้ให้เห็นว่าในระบบของเราป่าชายเลนแฮบโพลไทป์เ -
tion บทบาทรองในการสร้างชุมชน macrofaunal สัตว์ .
กระจายและองค์ประกอบของตะกอนนุ่มชุมชนอดีต
hibit ทั้งชั่วคราว และมิติที่สามารถเป็นผลของการมีชีวิตและไม่มีชีวิต
ตัวแปร ( เช่นมอร์รีซีย์ et al . , 1992 ; เชื้อรา , 1991 ; เชื้อรา et al . ,
1994 ) จากนั้นคำตอบที่งานศพของสาหร่าย การทำลายได้
พบว่าแตกต่างกันระหว่างเว็บไซต์ที่มีตะกอนดิน และดินดอทคอม -
ชุมชนคุณสมบัติ ( รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) แม้ว่าเว็บไซต์ของ
การศึกษาปัจจุบันมีคุณสมบัติดินตะกอนทางกายภาพแตกต่างกัน การตอบสนองที่บอบบาง
ใน abundances สัมพัทธ์ของเด่นเพรียงเป็น
เดียวกันในทั้งสองพื้นที่ ในทางตรงกันข้าม งานศพของอัลวา sp .ความหายนะ (
ชนิดการตอบสนองที่ขึ้นอยู่กับ abundances เริ่มต้นของชนิด
ก่อนการฝังศพที่แตกต่างชนิด ตอบสนองในทรายแฟลต com -
pared การโคลนแฟลต ( รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) ที่นี่ทั้งเว็บไซต์
ตอบคล้ายกับการเพิ่มคุณค่าของป่าชายเลน detritus ซึ่ง
อาจบ่งชี้ว่า เพียงไม่กี่ชนิดโดยเฉพาะ ( เช่นหน้า aucklandica )
มีความไวต่อการตอบสนองและอินทรีย์เหล่านี้ไม่ de -
จี้เริ่มต้นที่สายพันธุ์ abundances หรือตะกอนสภาพแวดล้อม .
แต่เพิ่มเติมด้วยการไล่สีในการทดสอบเป็นหินตะกอน
.
มันควรจะจำได้ว่าสถิติพลังงานของเรา experimen -
ทาล การออกแบบอาจเป็นศักยภาพ ข้อจำกัดและคำอธิบายของอ่อน
คำตอบที่ตรวจพบ อย่างไรก็ตามระดับของการทำซ้ำ ( n = 6 ) ดูแล -
ment ) ที่ใช้ในการศึกษาของเราจะเปรียบกับการศึกษาอื่น ๆ ของธรรมชาตินี้
( n = 3 – 7 ) ที่สามารถตรวจจับผลแฮบโพลไทป์ที่สำคัญในชุมชน macrofaunal
( เช่นบิชอปและ kelaher 2013A ;
, รอสซี่ และ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) นอกจากนี้ ก่อนหน้านี้การศึกษา
ในท่าเรือ พบว่าตัวอย่างหกหลักวางกามาตา ( 13 ซม. เส้นผ่าศูนย์กลาง
× 15 ซม. ) มีเพียงพอที่จะตรวจสอบ macrofaunal ชุมชน vari -
ความสามารถและความแม่นยำของข้อมูลไม่ลดลงอย่างมากกับหกแกน
เมื่อเทียบกับสิบสอง ( รถตู้ houte ฮาวส์ et al . , 2004 ) การออกแบบของเรามีอำนาจเทียบเท่าสถิติเพื่อการศึกษาเหมือนกัน

ซึ่งต่อไปจะแสดงให้เห็นการขาดแข็งแรงดินชุมชนตอบสนองต่อป่าชายเลนเดตรี -

ทัลเพิ่มเติม