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).

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)

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)

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 )