1. IntroductionMacrophyte detritus

1. Introduction
Macrophyte detritus (dead, decaying organic matter) is a key source
of energy input to many estuarine systems (Findlay and Tenore, 1982;
Moore et al., 2004; Odum and Heald, 1975). Deposited detritus can be
utilised directly by benthic detritivores (Findlay and Tenore, 1982;
McClelland and Valiela, 1998; Moore et al., 2004), as well as fuel the
growth of sediment microorganisms (e.g. Bishop and Kelaher, 2007;
Levinton, 1985; Rublee, 1982). In addition, numerous studies in temper-
ate estuaries have demonstrated that benthic macrofaunal community
structure is modified by macrophyte detrital enrichment (see Bishop
and Kelaher, 2008; Bishop et al., 2010; Kelaher and Levinton, 2003;
O'Brien et al., 2010; Rossi and Underwood, 2002; Taylor et al., 2010). Ac-
cordingly, detrital deposition and distribution can be a key factor regu-
lating small-scale variability and patchiness in soft-sediment
community structure and function (Kelaher and Levinton, 2003;
Kelaher et al., 2003, 2013; Rossi and Underwood, 2002).
Macrofaunal responses to detrital addition should vary with resident
community structure due to species-specific responses. It is well
established that macrofaunal community structure varies with sedi-
ment properties (e.g. grain size and organic content; Pratt et al., 2013;
Thrush et al., 2005; van der Wal et al., 2008), and since these properties
can also influence detrital decay rates (Holmer and Olsen, 2002) com-
munity response to detrital addition can be expected to vary across sed-
imentary gradients. However, few field-based studies have investigated
the site-specific impacts of detrital deposition on estuarine benthic
community structure (these are: Bishop and Kelaher, 2013b; O'Brien
et al., 2010; Olabarria et al., 2010; Rossi, 2006; Rossi and Underwood,
2002), and just two of these studies have incorporated differences in
sediment properties and associated differences in benthic communities
among sites (O'Brien et al., 2010; Rossi and Underwood, 2002). Both of
these studies explored community responses to the burial of whole
algal wrack, and found that different species responded at mud com-
pared to sand sites (Rossi and Underwood, 2002), and between sites
with different organic enrichment levels (O'Brien et al., 2010).
Mangrove detritus has been shown to be an important source of en-
ergy in tropical coastal ecosystems (Doi et al., 2009; Granek et al., 2009;
Odum and Heald, 1975). In temperate New Zealand estuaries, recent changes to catchment land use have altered mangrove distributions,
which are likely to continue because of climate change and mangrove
management strategies (e.g. forest clearances) (Morrisey et al., 2010).
As a result, the magnitude of mangrove detrital inputs into temperate
coastal systems is changing. Many tropical coastal systems rely on man-
grove detritus as a subsidy of organic matter that supports the base of
marine food webs (e.g. coral reefs and estuaries, Granek et al., 2009;
Sheaves and Molony, 2000; Werry and Lee, 2005); however, the lack
of ecological knowledge gathered in temperate mangrove systems offers
little guidance to the impacts of changing detrital inputs on recipient
coastal ecosystems. Whilst temperate mangroves can be substantially
less productive than their tropical counterparts, detrital inputs are com-
parable to seagrass production in some estuaries (Gladstone-Gallagher
et al., 2014), a detrital source known to be important for benthic inverte-
brates (Doi et al., 2009).Mangrove leaf litter decay is slow in temperate regions compared to
other detrital sources (Enríquez et al., 1993) and involves a two part
process, where initial decay is rapid, followed by the gradual decay of
the recalcitrant portion of the leaf. Initial decay is likely through bacte-
rial colonisation and breakdown of the leaf, which results in nitrogen
enrichment (Gladstone-Gallagher et al., 2014) and increasing palatabil-
ity to organisms (Nordhaus et al., 2011). The slow, secondary decay is
most likely through physical fragmentation of the recalcitrant fractions
of the leaf, which is controlled by climatic variables, tidal submergence,
and the presence of fauna (e.g. Dick and Osunkoya, 2000;
Oñate-Pacalioga, 2005; Proffitt and Devlin, 2005). Differences between
physical, chemical and biological properties of different sediment
types could therefore influence detrital breakdown rates associated
with both stages of decomposition. Previous studies have linked sedi-
ment properties with differences in the decay rates of both macroalgae
and mangrove litter (Hansen and Kristensen, 1998; Holmer and Olsen,
2002; but see Gladstone-Gallagher et al., 2014).
Intertidal soft-sediment communities are dynamic (e.g. Morrisey
et al., 1992; Thrush, 1991; Thrush et al., 1994) and a temporally variable
response to detrital addition could be expected as the decay process
proceeds. However, only a few studies investigating macrofaunal re-
sponses to detrital deposition have incorporated temporal sampling
into study designs, with most monitoring responses on only one or
two sampling dates after addition (often sampling two or more months
after the addition; e.g. Bishop et al., 2007, 2010; Taylor et al., 2010). The
two studies that have incorporated temporal sampling have demon-
strated a strong time dependent response: in one, macrofaunal abun-
dance took 24 weeks to respond to the addition of seagrass detritus
(Bishop and Kelaher, 2007); whilst in the other, annelids responded to
an Ulva detrital addition after only four weeks (Kelaher and Levinton,
2003). These examples illustrate that macrofaunal responses may be
variable through time due to differences in detrital types, quantities,
decay rates, and the ambient community composition. Accordingly,
studies that are restricted to a single sample date may miss some or
all of the community response to detrital addition.
Here, we investigate the role of mangrove detrital inputs in structur-
ing intertidal benthic communities in a temperate setting. Mangrove
detritus was added at two adjacent sites with different background sed-
imentary properties and macrofauna. The benthic community response
was monitored several times over a six month period. We anticipated
that changes in macrofaunal community structure would vary with
site and time, because detrital processing/decay would be influenced
by site-specific sediment biogeochemistry and species responses to
enrichment.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

1. บทนำMacrophyte detritus (ตาย สลายอินทรีย์) เป็นแหล่งสำคัญของพลังงานเข้าในปากแม่น้ำระบบ (Findlay และ Tenore, 1982มัวร์และ al., 2004 Odum ก Heald, 1975) สามารถนำฝาก detritusใช้โดยตรง โดยธรรมชาติ detritivores (Findlay และ Tenore, 1982McClelland และ Valiela, 1998 มัวร์และ al., 2004), และเชื้อเพลิงเจริญเติบโตของตะกอนจุลินทรีย์ (เช่นบาทหลวงและ Kelaher, 2007Levinton, 1985 Rublee, 1982) นอกจากนี้ การศึกษาจำนวนมากในอารมณ์กินบริเวณปากแม่น้ำได้แสดงให้เห็นว่าชุมชนที่ macrofaunal ธรรมชาติมีการปรับเปลี่ยนโครงสร้าง โดยบ่อ detrital macrophyte (ดูมุขนายกและ Kelaher, 2008 Al. บิชอปแห่งร้อยเอ็ด 2010 Kelaher และ Levinton, 2003โอไบรอัน et al., 2010 Rossi และ Underwood, 2002 Taylor et al., 2010) Ac-cordingly, detrital สะสมและแจกจ่ายสามารถ regu ปัจจัยสำคัญการ-ความแปรผันระบุ lating และ patchiness ในน้ำตะกอนชุมชนโครงสร้างและหน้าที่ (Kelaher และ Levinton, 2003Kelaher และ al., 2003, 2013 Rossi และ Underwood, 2002)ตอบ Macrofaunal detrital นี้ควรแตกต่างกับเรสซิเดนท์โครงสร้างชุมชนเนื่องจากตอบสนอง species-specific เป็นอย่างดีก่อตั้งขึ้นที่ macrofaunal ชุมชนโครงสร้างแตกต่างกันไป sedi-คุณสมบัติการติดขัด (เช่นเมล็ดขนาดและอินทรีย์เนื้อหา คิด et al., 2013เชื้อราและ al., 2005 แวนแดร์หยั่นหวอหยุ่น et al., 2008), และเนื่อง จากคุณสมบัติเหล่านี้สามารถยังมีอิทธิพลต่ออัตราการผุ detrital (Holmer และโอลเซ็น 2002) com -ตอบ munity detrital นี้สามารถคาดว่าแตกต่างกันถูก-ไล่ระดับสีของ imentary อย่างไรก็ตาม มีสอบสวนบางการศึกษาผลกระทบเฉพาะของ detrital สะสมบนปากแม่น้ำธรรมชาติโครงสร้างชุมชน (ได้แก่: บาทหลวงและ Kelaher, 2013b โอไบรอันร้อยเอ็ด al., 2010 Olabarria et al., 2010 Rossi, 2006 Rossi และ Underwood2002), และสองการศึกษานี้มีความแตกต่างในคุณสมบัติของตะกอนและความสัมพันธ์ในชุมชนธรรมชาติในอเมริกา (โอไบรอัน et al., 2010 Rossi และ Underwood, 2002) ทั้งสองอย่างตอบสนองชุมชนการฝังศพของทั้งอุดมศึกษาเหล่านี้algal wrack และพบที่แตกต่างกันชนิดที่ตอบสนองที่โคลน com -pared กับทรายอเมริกา (Rossi และ Underwood, 2002), และระ หว่างไซต์เติมเต็มให้เกษตรอินทรีย์แตกต่างระดับ (โอไบรอัน et al., 2010)ได้รับการแสดง detritus ป่าชายเลนเป็น แหล่งสำคัญของน้ำ-ในระบบนิเวศชายฝั่งทะเลเขตร้อน (ดอย et al., 2009; ergy Granek et al., 2009Odum ก Heald, 1975) ในลำน้ำลำธารนิวซีแลนด์แจ่ม การเปลี่ยนแปลงการใช้ที่ดินลุ่มน้ำล่าสุดได้เปลี่ยนแปลงการกระจายของป่าชายเลนซึ่งมีแนวโน้มการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและป่าชายเลนกลยุทธ์การจัดการ (เช่นป่า clearances) (Morrisey et al., 2010)เป็นผล ขนาดของอินพุต detrital ป่าชายเลนเป็นแจ่มระบบชายฝั่งมีการเปลี่ยนแปลง ระบบชายฝั่งเขตร้อนหลายพึ่งคน-โกรฟ detritus เป็นเงินสมทบของอินทรีย์ที่ฐานของเว็บอาหารทะเล (เช่นปะการังและบริเวณปากแม่น้ำ Granek et al., 2009Sheaves และ Molony, 2000 Werry และ Lee, 2005); อย่างไรก็ตาม การขาดความรู้ระบบนิเวศในป่าชายเลนซึ่งระบบที่รวบรวมนำเสนอคำแนะนำเล็กน้อยเพื่อผลกระทบของการเปลี่ยนอินพุต detrital ในผู้รับระบบนิเวศชายฝั่ง ในขณะที่ได้โกรฟส์แจ่มมากมีประสิทธิภาพน้อยกว่าคู่ของพวกเขาร้อน อินพุต detrital มี com -นิทานคติสอนใจในการผลิตหญ้าทะเลในปากแม่น้ำบาง (Gallagher แกลดสโตนร้อยเอ็ด al., 2014), แหล่ง detrital อย่างสำคัญสำหรับธรรมชาติ invertebrates (ดอย et al., 2009) ผุชายเลนใบแคร่จะช้าในภูมิภาคซึ่งเมื่อเทียบกับแหล่งอื่น ๆ detrital (Enríquez et al., 1993) และส่วนที่สองเกี่ยวข้องกับกระบวนการ ผุเริ่มต้นรวดเร็ว ตาม ด้วยการเสื่อมลงของสมดุลส่วน recalcitrant ของใบ เริ่มผุจะผ่าน bacte-ยล อาณานิคมและแบ่งของใบ ผลในไนโตรเจนเติมเต็ม (แกลดสโตน Gallagher et al., 2014) และเพิ่ม palatabil -ity เพื่อชีวิต (Nordhaus et al., 2011) จะผุช้า รองส่วนใหญ่ผ่านทางกายภาพเรียงเศษ recalcitrantของใบไม้ ซึ่งควบคุม โดยตัวแปร climatic, submergence บ่าและการเป็นสัตว์ (เช่นดิ๊กและ Osunkoya, 2000Oñate-Pacalioga, 2005 Proffitt กรับ 2005) ความแตกต่างระหว่างคุณสมบัติทางกายภาพ ทางเคมี และชีวภาพของตะกอนต่าง ๆชนิดจึงสามารถมีอิทธิพลต่อราคาแบ่ง detrital ที่เกี่ยวข้องพร้อมทั้งขั้นตอนของการแยกส่วนประกอบ การศึกษาก่อนหน้านี้มีการเชื่อมโยง sedi-คุณสมบัติติดขัด มีความแตกต่างในอัตราการผุของ macroalgae ทั้งและป่าชายเลนทิ้ง (แฮนเซ่นและ Kristensen, 1998 Holmer และโอลเซ็น2002 แต่ดูแกลดสโตน Gallagher et al., 2014)ชุมชนน้ำตะกอน intertidal เป็นโฮสต์ (เช่น Morriseyร้อยเอ็ด al., 1992 เชื้อรา 1991 เชื้อราและ al., 1994) และตัวแปร temporallyตอบ detrital นี้สามารถคาดหวังเป็นการผุดำเนินการ อย่างไรก็ตาม ไม่มีผู้ศึกษาตรวจ macrofaunal re-sponses การสะสม detrital ได้รวมการสุ่มตัวอย่างชั่วคราวเข้าศึกษางานออกแบบ ด้วยส่วนใหญ่ติดตามตอบสนองเดียว หรือวันที่ 2 สุ่มตัวอย่างหลังจากนี้ (มักจะสุ่มตัวอย่างอย่าง น้อยสองเดือนหลังจากนี้ เช่นบาทหลวง et al., 2007, 2010 Taylor et al., 2010) ที่การศึกษาที่สองที่ได้รวมการสุ่มตัวอย่างชั่วคราวมีปีศาจ-strated การตอบสนองขึ้นอยู่กับเวลาแข็งแรง: หนึ่ง macrofaunal abun-เต้นเอา 24 สัปดาห์เพื่อตอบสนองต่อการเพิ่มของ detritus หญ้าทะเล(มุขนายกและ Kelaher, 2007); ขณะที่ในอีก annelids ตอบเพิ่ม detrital Ulva หลังจากเพียง 4 สัปดาห์ (Kelaher และ Levinton2003) . macrofaunal การตอบสนองอาจแสดงตัวอย่างเหล่านี้ตัวแปรทางเวลาเนื่องจากความแตกต่างใน detrital ชนิด ปริมาณราคาผุ และองค์ประกอบแวดล้อมของชุมชน ดังนั้นการศึกษาที่จำกัดเฉพาะวันที่อย่างเดียวอาจพลาดบาง หรือการตอบสนองต่อชุมชน detrital นี้ทั้งหมดที่นี่ เราตรวจสอบบทบาทของป่าชายเลน detrital อินพุตใน structur-ing intertidal ธรรมชาติชุมชนตั้งแจ่ม ป่าชายเลนเพิ่ม detritus ที่อเมริกาสองติดกับพื้นหลังที่แตกต่างกันถูก-คุณสมบัติ imentary และ macrofauna การตอบสนองของชุมชนธรรมชาติได้ตรวจสอบหลายครั้งช่วงระยะเวลา 6 เดือน เราคาดการณ์ไว้ที่เปลี่ยนแปลงในโครงสร้างชุมชน macrofaunal จะแตกต่างกันไปด้วยไซต์และเวลา เนื่องจากจะมีผลมาประมวลผล detrital ผุโดยเฉพาะตะกอนชีวธรณีเคมีและพันธุ์ตอบสนองต่อโดดเด่น

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

1. บทนำ
macrophyte เศษซาก (ตายสลายสารอินทรีย์)
เป็นแหล่งสำคัญของพลังงานกับระบบน้ำเค็มจำนวนมาก(ฟินด์และ Tenore
1982;. มัวร์ et al, 2004; Odum และ Heald, 1975) ฝากเหลือสามารถนำมาใช้โดยตรง detritivores หน้าดิน (ฟินด์และ Tenore 1982; แมคคลีแลนด์และ Valiela 1998. มัวร์, et al, 2004) เช่นเดียวกับน้ำมันเชื้อเพลิงการเจริญเติบโตของเชื้อจุลินทรีย์ตะกอน(เช่นบิชอปและ Kelaher 2007; Levinton 1985 ; Rublee, 1982) นอกจากนี้การศึกษาจำนวนมากใน temper- กินอ้อยได้แสดงให้เห็นว่าชุมชน macrofaunal หน้าดินโครงสร้างมีการแก้ไขโดยการเพิ่มคุณค่าmacrophyte detrital (ดูบิชอปและ Kelaher 2008; บิชอป et al, 2010;. Kelaher และ Levinton 2003; โอไบรอัน, et al 2010; รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002; เทย์เลอร์, et al, 2010). ทําcordingly สะสม detrital และการกระจายอาจจะเป็นปัจจัยสำคัญ regu- lating แปรปรวนขนาดเล็กและ patchiness ในนุ่มตะกอนโครงสร้างชุมชนและฟังก์ชั่น(Kelaher และ Levinton 2003; Kelaher et al, 2003, 2013;. รอสซีและอันเดอร์วู้ด 2002). การตอบสนอง Macrofaunal การเพิ่ม detrital ควรแตกต่างกันกับถิ่นที่อยู่ในโครงสร้างสังคมอันเนื่องมาจากการตอบชนิดที่เฉพาะเจาะจง มันเป็นเรื่องที่ดีที่ยอมรับว่าโครงสร้างชุมชน macrofaunal แตกต่างกันกับ sedi- คุณสมบัติ ment (เช่นขนาดของเมล็ดข้าวและเนื้อหาอินทรีย์แพรตต์, et al, 2013;. ดง et al, 2005;.. แวนเดอร์วอล et al, 2008) และตั้งแต่คุณสมบัติเหล่านี้นอกจากนี้ยังจะมีผลต่ออัตราการสลายตัว detrital (Holmer และโอลเซ่น, 2002) สั่งการตอบสนองชุมชนอื่นนอกเหนือdetrital สามารถคาดว่าจะแตกต่างกันไป sed- การไล่ระดับสี imentary อย่างไรก็ตามการศึกษาภาคสนามที่ใช้ไม่กี่ได้รับการตรวจสอบผลกระทบต่อเว็บไซต์ที่เฉพาะเจาะจงของการสะสม detrital ในน้ำเค็มหน้าดินโครงสร้างชุมชน(เหล่านี้คือ: บิชอปและ Kelaher, 2013b; โอไบรอัน.. et al, 2010; Olabarria et al, 2010; รอสซี 2006 รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) และเพียงสองของการศึกษาเหล่านี้ได้รวมความแตกต่างในคุณสมบัติของดินตะกอนและความแตกต่างที่เกี่ยวข้องในชุมชนหน้าดินในเว็บไซต์(โอไบรอัน, et al, 2010;. รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) ทั้งสองของการศึกษาเหล่านี้การสำรวจการตอบสนองของชุมชนในการฝังศพของทั้งสาหร่ายพินาศและพบว่าสายพันธุ์ที่แตกต่างกันตอบสนองที่โคลนสั่งเทียบกับเว็บไซต์ทราย(รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) และระหว่างเว็บไซต์ที่มีระดับการเพิ่มคุณค่าอินทรีย์ที่แตกต่างกัน(โอไบรอันและ .. อัล 2010) เศษซากป่าชายเลนได้รับการแสดงที่จะเป็นแหล่งสำคัญของ en- ergy ในระบบนิเวศชายฝั่งเขตร้อน (ดอย et al, 2009;. Granek et al, 2009;. Odum และ Heald, 1975) ในบริเวณปากแม่น้ำพอสมควรนิวซีแลนด์เปลี่ยนแปลงล่าสุดของการใช้ที่ดินการเก็บกักน้ำที่มีการเปลี่ยนแปลงการกระจายป่าชายเลนที่มีแนวโน้มที่จะดำเนินการต่อเนื่องมาจากการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและป่าชายเลนกลยุทธ์การจัดการ(เช่นการฝึกปรือป่า) (Morrisey et al., 2010). เป็นผลให้ขนาด ของปัจจัยการผลิต detrital ป่าชายเลนเข้าไปพอสมควรระบบชายฝั่งทะเลที่มีการเปลี่ยนแปลง ระบบชายฝั่งทะเลเขตร้อนหลายพึ่งพามนุษย์เศษซากดงเป็นเงินอุดหนุนของสารอินทรีย์ที่สนับสนุนฐานของใยอาหารทะเล(เช่นแนวปะการังและอ้อย Granek et al, 2009;. Sheaves และ Molony 2000; Werry และลี, 2005) ; แต่การขาดความรู้ในระบบนิเวศรวมตัวกันในระบบป่าชายเลนพอสมควรมีคำแนะนำเล็กๆ น้อย ๆ ที่จะส่งผลกระทบต่อการเปลี่ยนแปลงของปัจจัยการผลิตใน detrital ผู้รับระบบนิเวศชายฝั่ง ขณะที่ป่าโกงกางพอสมควรสามารถอย่างมีนัยสำคัญในการผลิตน้อยกว่าในเขตร้อนของพวกเขาที่มีปัจจัยการผลิต detrital สั่งอุปมาหญ้าทะเลเพื่อการผลิตในบริเวณปากแม่น้ำบางคน(กัลลาเกอร์แกลดสโตน-et al., 2014) ซึ่งเป็นแหล่งที่มา detrital ที่รู้จักกันเป็นสิ่งสำคัญสำหรับ inverte- หน้าดิน brates (ดอย et al., 2009) การสลายตัวของใบไม้ .Mangrove ช้าในภูมิภาคพอสมควรเมื่อเทียบกับแหล่งdetrital อื่น ๆ (Enríquez et al., 1993) และเกี่ยวข้องกับทั้งสองเป็นส่วนหนึ่งของกระบวนการที่ผุเริ่มต้นอย่างรวดเร็วตามด้วยการสลายตัวทีละน้อยของบิดพลิ้วส่วนของใบ การสลายตัวครั้งแรกมีแนวโน้มที่ผ่าน bacte- ตั้งรกรากเรียลและรายละเอียดของใบซึ่งส่งผลให้ไนโตรเจนเพิ่มคุณค่า (กัลลาเกอร์แกลดสโตน-et al., 2014) และการเพิ่ม palatabil- ity กับสิ่งมีชีวิต (Nordhaus et al., 2011) ช้าการสลายตัวที่สองคือได้มากที่สุดผ่านการกระจายตัวทางกายภาพของเศษส่วนพยศของใบซึ่งถูกควบคุมโดยตัวแปรภูมิอากาศ, น้ำท่วมน้ำขึ้นน้ำลงและการปรากฏตัวของสัตว์ (เช่นดิ๊กและ Osunkoya 2000; Oñate-Pacalioga 2005; Proffitt และ เดฟลิน, 2005) ความแตกต่างระหว่างทางกายภาพทางเคมีและคุณสมบัติทางชีวภาพของตะกอนที่แตกต่างกันชนิดดังนั้นจึงอาจมีผลต่ออัตราการสลายdetrital ที่เกี่ยวข้องกับขั้นตอนทั้งการสลายตัว ศึกษาก่อนหน้านี้มีการเชื่อมโยง sedi- คุณสมบัติ ment กับความแตกต่างของอัตราการสลายตัวของสาหร่ายทั้งสองและเศษซากพืชป่าชายเลน(แฮนเซนและคริสเต, 1998; Holmer และโอลเซ่น, 2002; แต่เห็นแกลดสโตน-กัลลาเกอร์, et al, 2014).. intertidal ชุมชนนุ่มตะกอน จะแบบไดนามิก (เช่น Morrisey et al, 1992;. ดง, 1991. ดง, et al, 1994) และตัวแปรชั่วคราวตอบสนองต่อdetrital นอกจากนี้คาดว่าอาจจะเป็นกระบวนการสลายตัวเงิน แต่เพียงไม่กี่ศึกษาตรวจสอบอีกครั้ง macrofaunal sponses การสะสม detrital ได้รวมการสุ่มตัวอย่างชั่วคราวในการออกแบบการศึกษากับการตอบสนองการตรวจสอบมากที่สุดในเพียงหนึ่งหรือสองวันหลังจากการสุ่มตัวอย่างนอกจาก(มักสุ่มตัวอย่างสองคนหรือมากกว่าเดือนหลังจากที่นอกเหนือจากนั้นเช่นบิชอป et al, . 2007, 2010. เทย์เลอร์, et al, 2010) สองการศึกษาที่ได้รวมการสุ่มตัวอย่างชั่วได้ demon- strated เป็นเวลาขึ้นอยู่กับการตอบสนองที่แข็งแกร่ง: ในหนึ่ง macrofaunal abun- เต้นเอา 24 สัปดาห์เพื่อตอบสนองต่อการเพิ่มขึ้นของหญ้าทะเลเศษซาก(บิชอปและ Kelaher, 2007); ในขณะที่คนอื่น ๆ annelids ตอบสนองต่อนอกจากนี้อัลวาdetrital หลังจากนั้นเพียงสี่สัปดาห์ (Kelaher และ Levinton, 2003) ตัวอย่างเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าการตอบสนอง macrofaunal อาจจะเป็นตัวแปรที่ผ่านช่วงเวลาเนื่องจากความแตกต่างในรูปแบบdetrital ปริมาณอัตราการสลายตัวและองค์ประกอบชุมชนโดยรอบ ดังนั้นการศึกษาที่ถูก จำกัด ไปเป็นวันที่ตัวอย่างเดียวอาจจะพลาดบางส่วนหรือทั้งหมดของการตอบสนองชุมชนเพื่อนอกจากdetrital. ที่นี่เราจะตรวจสอบบทบาทของปัจจัยการผลิต detrital ป่าชายเลน structur- ไอเอ็นจีชุมชน intertidal หน้าดินในการตั้งค่าพอสมควร ป่าชายเลนเศษซากที่ถูกเพิ่มเข้ามาทั้งสองเว็บไซต์ที่อยู่ติดกับพื้นหลังที่แตกต่างกัน sed- คุณสมบัติ imentary และสัตว์ทะเล การตอบสนองชุมชนหน้าดินได้รับการตรวจสอบหลายครั้งในช่วงระยะเวลาหกเดือน เราคาดการณ์ไว้ว่าการเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างชุมชน macrofaunal จะแตกต่างกันกับสถานที่และเวลาเพราะการประมวลผลdetrital / การสลายตัวจะได้รับผลกระทบจากตะกอนbiogeochemistry เว็บไซต์ที่เฉพาะเจาะจงและการตอบสนองชนิดเพื่อเพิ่มปริมาณ

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

1 . บทนำ
มาโครไฟต์ detritus ( ตายสลายอินทรียวัตถุ ) เป็นแหล่งสำคัญของพลังงาน
เข้าระบบน้ำเค็มมาก ( ฟินด์เลย์ และแนวโน้ม , 1982 ;
Moore et al . , 2004 ; โอเดิ้ม และฮิลด์ , 1975 ) การฝาก detritus สามารถใช้โดยตรงโดย detritivores
สัตว์ ( และฟินเลย์แนวโน้ม , 1982 ;
และคลี valiela , 1998 ; Moore et al . , 2004 ) รวมทั้งเชื้อเพลิง
การเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ดิน ( Eกรัม บิชอป และ kelaher , 2007 ;
levinton , 1985 ; rublee , 1982 ) นอกจากนี้ หลายการศึกษาในอารมณ์ -
กินอ้อยพบว่าสัตว์ที่ macrofaunal ชุมชน
โครงสร้างเป็นแบบมาโครไฟต์แฮบโพลไทป์เสริม ( เห็นบิชอปและอธิการ kelaher 2008 ;
, et al . , 2010 ; kelaher และ levinton , 2003 ;
O ' Brien et al . , 2010 ; รอสซี่และอรรถกถาจารย์ Taylor et al , 2002 ; . , 2010 ) -
cordingly AC ,การสะสมและการแพร่กระจายแฮบโพลไทป์สามารถปัจจัย regu -
lating ขนาดเล็กและนุ่มในการ patchiness ตะกอน
ชุมชนโครงสร้างและหน้าที่ ( kelaher และ levinton , 2003 ;
kelaher et al . , 2003 , 2013 ; รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) .
ตอบ macrofaunal ไปแฮบโพลไทป์นอกจากนี้ควรแตกต่างกันตามโครงสร้างของชุมชนที่อยู่อาศัย
เนื่องจาก การตอบสนองเฉพาะ - ขยายพันธุ์ . มันเป็นอย่างดี
ก่อตั้งขึ้นที่ macrofaunal โครงสร้างชุมชนแตกต่างกันกับ sedi -
ติดขัดคุณสมบัติ ( เช่นขนาดเกรนและอินทรีย์เนื้อหา แพรตต์ et al . , 2013 ;
เชื้อรา et al . , 2005 ; แวนเดอร์วาล et al . , 2008 ) และเนื่องจากคุณสมบัติ
เหล่านี้สามารถมีอิทธิพลต่ออัตราการสลายแฮบโพลไทป์ ( โฮลเมอร์เซ่นและ 2002 ) ดอทคอม การตอบสนองจากชุมชน -
แฮบโพลไทป์สามารถคาดว่าจะแตกต่างกันไปในแต่ -
imentary ไล่สี . อย่างไรก็ตามไม่กี่สนามที่ใช้ศึกษาได้ศึกษาผลกระทบของการตกสะสมเฉพาะ
แฮบโพลไทป์ในน้ำเค็มพบ
โครงสร้างชุมชน ( เหล่านี้คือ : บิชอปและ kelaher 2013b
; O ' Brien , et al . , 2010 ; olabarria et al . , 2010 ; รอสซี่ , 2006 ; รอสซี่ และ อันเดอร์วู้ด
2002 ) และเพียงสองของการศึกษาเหล่านี้ได้รวม ความแตกต่างในดินตะกอนและเกี่ยวข้องกัน

ที่ดินชุมชนระหว่างไซต์ ( โอไบอัน et al . , 2010 ; รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) ทั้ง
การศึกษาเหล่านี้สำรวจตอบสนองชุมชนเพื่อฝังทั้ง
สาหร่าย ความหายนะ และพบว่าสายพันธุ์ต่างๆตอบที่โคลน com -
pared ทรายเว็บไซต์ ( รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) , และระหว่างเว็บไซต์ที่มีระดับที่แตกต่างกันเสริมอินทรีย์
( O ' Brien et al . , 2010 ) .
ป่าชายเลน detritus ได้รับการแสดงที่จะเป็นแหล่งสำคัญของ EN -
ไฟในเขตร้อน ระบบนิเวศชายฝั่ง ( ดอย et al . , 2009 ; granek et al . , 2009 ;
โอเดิ้ม และฮิลด์ , 1975 ) ในอ้อยหนาวนิวซีแลนด์ ล่าสุดมีการเปลี่ยนแปลงการใช้ที่ดินลุ่มน้ำมีการเปลี่ยนแปลงการกระจายป่าชายเลน
ซึ่งมีแนวโน้มที่จะยังคงเนื่องจากการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและกลยุทธ์การจัดการป่าชายเลน
( เช่นสำหรับป่า ) ( มอร์รีซีย์ et al . , 2010 ) .
เป็นผลให้ขนาดของปัจจัยการผลิตในระบบชายฝั่ง ป่าชายเลนแฮบโพลไทป์พอสมควร
เปลี่ยน หลายเมืองชายฝั่งระบบพึ่งพาผู้ชาย -
Grove detritus เป็นเงินอุดหนุนของอินทรียวัตถุที่รองรับฐานของ
ทะเลอาหารเว็บ ( เช่นแนวปะการัง และอ้อย granek , et al . , 2009 ;
และมัด molony , 2000 ; werry และลี , 2005 ) ; อย่างไรก็ตาม , ขาด
ของระบบนิเวศป่าชายเลนมีความรู้ที่รวบรวมในระบบพอสมควร
คำแนะนำเล็กน้อยกับผลกระทบของการเปลี่ยนแปลงปัจจัยแฮบโพลไทป์ผู้รับ
ชายฝั่งระบบนิเวศวิทยา ขณะที่พอสมควรโกงกางสามารถอย่างมาก
มีประสิทธิภาพน้อยกว่า counterparts เขตร้อนของกระผมจะแฮบโพลไทป์ com -
อุปมาเพื่อการผลิตในบางบริเวณหญ้าทะเล ( แกลดสโตน กัลลาเกอร์
et al . , 2010 )เป็นแหล่งสำคัญของแฮบโพลไทป์ที่รู้จักกันเป็นสัตว์ inverte -
brates ( ดอย et al . , 2009 ) ป่าชายเลนใบไม้ทำให้ผุช้า ในภูมิภาคอบอุ่นเมื่อเปรียบเทียบกับแหล่งอื่น ๆ ( ENR
แฮบโพลไทป์ มาร์ติน quez et al . , 1993 ) และเกี่ยวข้องกับกระบวนการสองส่วน
ที่เริ่มต้นสลายเป็นอย่างรวดเร็ว ตามมาด้วย ค่อยๆ สลาย
ส่วนหัวดื้อของใบไม้ เริ่มต้นการมีโอกาสผ่าน bacte -
อาณานิคมเรียล และการวิเคราะห์ใบ , ซึ่งผลในการเสริมไนโตรเจน
( แกลดสโตน กัลลาเกอร์ et al . , 2010 ) และเพิ่ม palatabil -
ity กับสิ่งมีชีวิต ( Nordhaus et al . , 2011 ) ช้า , รองผุเป็น
ส่วนใหญ่ผ่านการทางกายภาพของเศษส่วนหัวดื้อ
ของใบซึ่งจะถูกควบคุมโดยตัวแปรภูมิอากาศ น้ำขึ้นน้ำลงน้ำ
, และการปรากฏตัวของสัตว์ ( เช่นดิ๊กและ osunkoya , 2000 ;
o áกิน pacalioga , 2005 ; และดาวน์โหลดเดฟลิน , 2005 ) ความแตกต่างระหว่าง
คุณสมบัติทางกายภาพ เคมี และชีวภาพของชนิดตะกอน
ต่างกันอาจจึงมีอิทธิพลต่อการเกี่ยวข้องกับแฮบโพลไทป์อัตรา
ทั้งสองขั้นตอนของการสลายตัว การศึกษาก่อนหน้านี้ได้เชื่อมโยง sedi -
ติดขัดคุณสมบัติที่มีความแตกต่างของอัตราการสลายตัวของทั้งสอง (
ป่าชายเลน ( แฮนเซนและแคร่ และถือว่า , 1998 ; โฮลเมอร์ และ โอลเซ่น
2002 ; แต่เห็นแกลดสโตน กัลลาเกอร์ et al . , 2010 ) .
คืนดีกันนุ่มตะกอนชุมชนแบบไดนามิก ( เช่นมอร์รีซีย์
et al . , 1992 ; เชื้อรา , 1991 ; เชื้อรา et al . , 1994 ) และการตอบสนองตัวแปร
ชั่วคราวไปแฮบโพลไทป์นอกจากนี้อาจจะคาดว่ากระบวนการ
ผุจัดการ แต่เพียงไม่กี่การศึกษาตรวจสอบ macrofaunal Re -
sponses ไปแฮบโพลไทป์สะสมได้รวม
ตัวอย่างชั่วคราวในการออกแบบกรณีศึกษา โดยส่วนใหญ่การตรวจสอบการตอบสนองเพียงหนึ่งหรือสองตัวอย่างหลังช่อง
นอกจากนี้ ( มักจะ ) สอง หรือมากกว่าสองเดือน
หลังจากเติม เช่นบิชอป et al . , 2007 , 2010 ; Taylor et al . , 2010 )
สองการศึกษาที่จัดตั้งขึ้นชั่วคราว ) มีปีศาจ -
strated แข็งแรงขึ้นอยู่กับเวลาตอบสนอง : ในหนึ่งmacrofaunal Abun -
เต้นเอา 24 สัปดาห์ตอบนอกเหนือจากหญ้าทะเล detritus
( Bishop และ kelaher , 2007 ) ; ในขณะที่ในอื่น ๆ แอกเนส ชานตอบ

ใบซึ่งเป็นแฮบโพลไทป์หลังจากเพียงสี่สัปดาห์ ( kelaher และ levinton
, 2003 ) ตัวอย่างเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าการตอบสนอง macrofaunal อาจ
ตัวแปรผ่านเวลา เนื่องจากความแตกต่างในประเภท แฮบโพลไทป์ปริมาณ
อัตราผุและบรรยากาศชุมชน องค์ประกอบ โดย
ศึกษาที่จํากัดวันที่ตัวอย่างเดียวอาจจะพลาดบางส่วนหรือทั้งหมดของชุมชนการ

แฮบโพลไทป์และ ที่นี่ เราศึกษาบทบาทของป่าชายเลนแฮบโพลไทป์กระผมในเทคนิค -
ไอเอ็นจีสัตว์เมืองหนาว ป่าโกงกางชุมชนในการตั้งค่า ป่าชายเลน
detritus เพิ่มสองเว็บไซต์ที่อยู่ติดกันกับพื้นหลังที่แตกต่างกันแต่ -
และคุณสมบัติ imentary ขนาดใหญ่ . ในการศึกษาสัตว์พื้นทะเลตอบสนอง
ถูกตรวจสอบหลายครั้งในช่วงหกเดือน เราคาดการณ์ว่า การเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างของชุมชน macrofaunal

จะแตกต่างกันกับเว็บไซต์และเวลาเพราะผุการประมวลผล / แฮบโพลไทป์จะได้รับอิทธิพลจากตะกอนชีวธรณีเคมีและชนิดเฉพาะ


การเสริมสมรรถนะ