- ข้อความ
- ประวัติศาสตร์
changes to catchment land use have
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.
2. Material and methods
2.1. Study site
The study was carried out in the northern region of Whangamata
Harbour (North Island, New Zealand). The New Zealand endemic
mangrove Avicennia marina subsp. australasica inhabits 101 ha of the
harbour (approximately 22% of the 467 ha harbour area), which has ex-
panded from 31 ha of mangrove forest prior to catchment urbanisation,
deforestation and agriculture since the 1940s (Singleton, 2007). Such
changes in catchment land use have increased the delivery of terrestrial
sediments via streams and rivers into many New Zealand estuaries and
mangroves have expanded in response to sedimentation (Morrisey
et al., 2010). Two unvegetated mid-intertidal sites were selected: site
1 (37°10′43.0″S, 175°51′36.9″E) is characterised by fine organic-poor
sands and the adjacent site 2 (37°10′38.6″S, 175°51′36.5″E) has higher
mud content and relatively organic-rich sediments (see Results). The
two sites are located 20–40 m down-shore of the mangrove forest
edge, occupying similar tidal elevations (0.05–0.25 m above mean sea
level) and are separated by an along-shore distance of approximately
50 m. The spring–neap tidal range is 1.71–1.27 m (Hume et al., 2007),
and inundation periods at the sites were similar (site 1 = 5–6 h and
site 2 = 6–7 h).
2.2. Experimental protocol
In early February 2011 (late austral summer), 18 evenly dispersed
plots (1.15 m dia., 1.04 m2
) were established at each site within a 32
m × 14 m area. Five metres separated each plot. In each of three rows
of six plots, we randomly assigned two replicates of the following treat-
ments: detrital addition (DA), procedural control (PC), and control (C)
(n = 6 for each treatment). DA plots were enriched with mangrove de-
tritus by finger churning 270 g of detritus (260 g m−2
) into the top 3 cm
of sediment (as in Bishop and Kelaher, 2008; Bishop et al., 2010; Kelaher
and Levinton, 2003). The addition equates to the total amount of leaf lit-
ter produced during the productive summer months (November–Feb-
ruary) in New Zealand forests, with the timing of the addition
coinciding with the end of this production peak (Gladstone-Gallagher
et al., 2014; May, 1999; Oñate-Pacalioga, 2005; Woodroffe, 1982). PC
plots were finger churned, identical to DA plots, but no detritus was
added, and were included in the experimental design to delineate ben-
thic community effects of the one off sediment mixing disturbance from
detrital enrichment effects. C plots were left untouched.
The mangrove detritus used in the manipulation was prepared by
firstly collecting yellow senescent (ready to abscise) mangrove leaves
from trees in Whangamata Harbour (January 2011). To simulate natural
incorporation of mangrove detritus into the sediments, the leaves were
oven dried at 60 °C to constant weight and ground into 2 mm pieces.
This drying of leaf material is thought to be comparable to the drying
out that a fallen leaf would experience if it fell on a mid-afternoon sum-
mer low tide, and was necessary to standardise the amount of detritus
added to each plot (Bishop and Kelaher, 2008).
Experimental plots were repeatedly sampled for macrofauna
(1 × 13 cm dia., 15 cm depth core per plot) and surface sediment
properties (photosynthetic pigment content, organic content and
grain size) at 2, 4, 8, 12 and 24 weeks following the detrital addi-
tion. This monitoring period incorporated a series of sampling
dates to determine temporal variability in macrofaunal responses
to detrital inputs. The sampling period encompasses that of other
studies (e.g. Bishop and Kelaher, 2007, 2008; Kelaher and
Levinton, 2003), and is also longer than the half-life of mangrove
leaf litter in New Zealand (63–88 days; Gladstone-Gallagher
et al., 2014). Sediment samples (3 pooled syringe core samples;
3 cm dia., 2 cm depth) were taken within a few centimetres of
each macrofaunal core. To minimise the effect of repeated sam-
pling on the benthic community, macrofaunal cores were taken
from different positions within the plots on each sampling date
and the resulting core holes in-filled with defaunated sand
(Lohrer et al., 2010). Additionally, both sites were sampled for
macrofauna and sediment properties on day 0 at 6 randomly cho-
sen locations outside of the experimental plots but within the
study area. Macrofaunal cores were sieved over a 500 μm mesh
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.
2. Material and methods
2.1. Study site
The study was carried out in the northern region of Whangamata
Harbour (North Island, New Zealand). The New Zealand endemic
mangrove Avicennia marina subsp. australasica inhabits 101 ha of the
harbour (approximately 22% of the 467 ha harbour area), which has ex-
panded from 31 ha of mangrove forest prior to catchment urbanisation,
deforestation and agriculture since the 1940s (Singleton, 2007). Such
changes in catchment land use have increased the delivery of terrestrial
sediments via streams and rivers into many New Zealand estuaries and
mangroves have expanded in response to sedimentation (Morrisey
et al., 2010). Two unvegetated mid-intertidal sites were selected: site
1 (37°10′43.0″S, 175°51′36.9″E) is characterised by fine organic-poor
sands and the adjacent site 2 (37°10′38.6″S, 175°51′36.5″E) has higher
mud content and relatively organic-rich sediments (see Results). The
two sites are located 20–40 m down-shore of the mangrove forest
edge, occupying similar tidal elevations (0.05–0.25 m above mean sea
level) and are separated by an along-shore distance of approximately
50 m. The spring–neap tidal range is 1.71–1.27 m (Hume et al., 2007),
and inundation periods at the sites were similar (site 1 = 5–6 h and
site 2 = 6–7 h).
2.2. Experimental protocol
In early February 2011 (late austral summer), 18 evenly dispersed
plots (1.15 m dia., 1.04 m2
) were established at each site within a 32
m × 14 m area. Five metres separated each plot. In each of three rows
of six plots, we randomly assigned two replicates of the following treat-
ments: detrital addition (DA), procedural control (PC), and control (C)
(n = 6 for each treatment). DA plots were enriched with mangrove de-
tritus by finger churning 270 g of detritus (260 g m−2
) into the top 3 cm
of sediment (as in Bishop and Kelaher, 2008; Bishop et al., 2010; Kelaher
and Levinton, 2003). The addition equates to the total amount of leaf lit-
ter produced during the productive summer months (November–Feb-
ruary) in New Zealand forests, with the timing of the addition
coinciding with the end of this production peak (Gladstone-Gallagher
et al., 2014; May, 1999; Oñate-Pacalioga, 2005; Woodroffe, 1982). PC
plots were finger churned, identical to DA plots, but no detritus was
added, and were included in the experimental design to delineate ben-
thic community effects of the one off sediment mixing disturbance from
detrital enrichment effects. C plots were left untouched.
The mangrove detritus used in the manipulation was prepared by
firstly collecting yellow senescent (ready to abscise) mangrove leaves
from trees in Whangamata Harbour (January 2011). To simulate natural
incorporation of mangrove detritus into the sediments, the leaves were
oven dried at 60 °C to constant weight and ground into 2 mm pieces.
This drying of leaf material is thought to be comparable to the drying
out that a fallen leaf would experience if it fell on a mid-afternoon sum-
mer low tide, and was necessary to standardise the amount of detritus
added to each plot (Bishop and Kelaher, 2008).
Experimental plots were repeatedly sampled for macrofauna
(1 × 13 cm dia., 15 cm depth core per plot) and surface sediment
properties (photosynthetic pigment content, organic content and
grain size) at 2, 4, 8, 12 and 24 weeks following the detrital addi-
tion. This monitoring period incorporated a series of sampling
dates to determine temporal variability in macrofaunal responses
to detrital inputs. The sampling period encompasses that of other
studies (e.g. Bishop and Kelaher, 2007, 2008; Kelaher and
Levinton, 2003), and is also longer than the half-life of mangrove
leaf litter in New Zealand (63–88 days; Gladstone-Gallagher
et al., 2014). Sediment samples (3 pooled syringe core samples;
3 cm dia., 2 cm depth) were taken within a few centimetres of
each macrofaunal core. To minimise the effect of repeated sam-
pling on the benthic community, macrofaunal cores were taken
from different positions within the plots on each sampling date
and the resulting core holes in-filled with defaunated sand
(Lohrer et al., 2010). Additionally, both sites were sampled for
macrofauna and sediment properties on day 0 at 6 randomly cho-
sen locations outside of the experimental plots but within the
study area. Macrofaunal cores were sieved over a 500 μm mesh
0/5000
เปลี่ยนแปลงการใช้ที่ดินลุ่มน้ำมีการเปลี่ยนแปลงการกระจายของป่าชายเลนซึ่งมีแนวโน้มการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและป่าชายเลนกลยุทธ์การจัดการ (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-dance took 24 weeks to respond to the addition of seagrass detritus(Bishop and Kelaher, 2007); whilst in the other, annelids responded toan Ulva detrital addition after only four weeks (Kelaher and Levinton,2003). These examples illustrate that macrofaunal responses may bevariable 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 orall 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. Mangrovedetritus was added at two adjacent sites with different background sed-imentary properties and macrofauna. The benthic community responsewas monitored several times over a six month period. We anticipatedthat changes in macrofaunal community structure would vary withsite and time, because detrital processing/decay would be influencedby site-specific sediment biogeochemistry and species responses toenrichment.2. Material and methods2.1. Study siteThe study was carried out in the northern region of WhangamataHarbour (North Island, New Zealand). The New Zealand endemicmangrove Avicennia marina subsp. australasica inhabits 101 ha of theharbour (approximately 22% of the 467 ha harbour area), which has ex-panded from 31 ha of mangrove forest prior to catchment urbanisation,deforestation and agriculture since the 1940s (Singleton, 2007). Suchchanges in catchment land use have increased the delivery of terrestrialsediments via streams and rivers into many New Zealand estuaries andmangroves have expanded in response to sedimentation (Morriseyet al., 2010). Two unvegetated mid-intertidal sites were selected: site1 (37°10′43.0″S, 175°51′36.9″E) is characterised by fine organic-poorsands and the adjacent site 2 (37°10′38.6″S, 175°51′36.5″E) has highermud content and relatively organic-rich sediments (see Results). Thetwo sites are located 20–40 m down-shore of the mangrove forestedge, occupying similar tidal elevations (0.05–0.25 m above mean sealevel) and are separated by an along-shore distance of approximately50 m. The spring–neap tidal range is 1.71–1.27 m (Hume et al., 2007),and inundation periods at the sites were similar (site 1 = 5–6 h andsite 2 = 6–7 h).2.2. Experimental protocolIn early February 2011 (late austral summer), 18 evenly dispersedplots (1.15 m dia., 1.04 m2) were established at each site within a 32m × 14 m area. Five metres separated each plot. In each of three rowsof six plots, we randomly assigned two replicates of the following treat-ments: detrital addition (DA), procedural control (PC), and control (C)(n = 6 for each treatment). DA plots were enriched with mangrove de-tritus by finger churning 270 g of detritus (260 g m−2) into the top 3 cmof sediment (as in Bishop and Kelaher, 2008; Bishop et al., 2010; Kelaherand Levinton, 2003). The addition equates to the total amount of leaf lit-ter produced during the productive summer months (November–Feb-ruary) in New Zealand forests, with the timing of the additioncoinciding with the end of this production peak (Gladstone-Gallagheret al., 2014; May, 1999; Oñate-Pacalioga, 2005; Woodroffe, 1982). PCplots were finger churned, identical to DA plots, but no detritus wasadded, and were included in the experimental design to delineate ben-thic community effects of the one off sediment mixing disturbance fromdetrital enrichment effects. C plots were left untouched.The mangrove detritus used in the manipulation was prepared byfirstly collecting yellow senescent (ready to abscise) mangrove leavesfrom trees in Whangamata Harbour (January 2011). To simulate naturalincorporation of mangrove detritus into the sediments, the leaves wereoven dried at 60 °C to constant weight and ground into 2 mm pieces.This drying of leaf material is thought to be comparable to the dryingout that a fallen leaf would experience if it fell on a mid-afternoon sum-mer low tide, and was necessary to standardise the amount of detritusadded to each plot (Bishop and Kelaher, 2008).Experimental plots were repeatedly sampled for macrofauna(1 × 13 cm dia., 15 cm depth core per plot) and surface sedimentproperties (photosynthetic pigment content, organic content andgrain size) at 2, 4, 8, 12 and 24 weeks following the detrital addi-tion. This monitoring period incorporated a series of samplingdates to determine temporal variability in macrofaunal responsesto detrital inputs. The sampling period encompasses that of otherstudies (e.g. Bishop and Kelaher, 2007, 2008; Kelaher andLevinton, 2003), and is also longer than the half-life of mangroveleaf litter in New Zealand (63–88 days; Gladstone-Gallagheret al., 2014). Sediment samples (3 pooled syringe core samples;3 cm dia., 2 cm depth) were taken within a few centimetres ofeach macrofaunal core. To minimise the effect of repeated sam-pling on the benthic community, macrofaunal cores were takenfrom different positions within the plots on each sampling dateand the resulting core holes in-filled with defaunated sand(Lohrer et al., 2010). Additionally, both sites were sampled formacrofauna and sediment properties on day 0 at 6 randomly cho-sen locations outside of the experimental plots but within thestudy area. Macrofaunal cores were sieved over a 500 μm mesh
การแปล กรุณารอสักครู่..
การเปลี่ยนแปลงการใช้ที่ดินลุ่มน้ำมีการเปลี่ยนแปลงการกระจายป่าชายเลน
ซึ่งมีแนวโน้มที่จะยังคงเนื่องจากการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและกลยุทธ์การจัดการป่าชายเลน
( เช่นระหว่างป่า ) ( มอร์รีซีย์ et al . , 2010 ) .
เป็นผลให้ขนาดของปัจจัยการผลิตในระบบชายฝั่ง ป่าชายเลนแฮบโพลไทป์พอสมควร
เปลี่ยน ระบบชายฝั่งทะเลเขตร้อนหลายพึ่งพาผู้ชาย -
โกรฟ detritus เป็นเงินอุดหนุนของอินทรียวัตถุที่รองรับฐานของสายใยอาหารในทะเล
( เช่น แนวปะการัง และอ้อย granek , et al . , 2009 ;
และมัด molony , 2000 ; werry และลี , 2005 ) ; อย่างไรก็ตาม , ขาด
ของความรู้ด้านนิเวศวิทยา รวมตัวกันในระบบป่าชายเลน
คำแนะนำเล็กน้อยเพื่อให้เย็น ผลกระทบของการเปลี่ยนแปลงปัจจัยแฮบโพลไทป์ผู้รับ
ชายฝั่งระบบนิเวศวิทยาขณะที่พอสมควรโกงกางสามารถอย่างมาก
มีประสิทธิภาพน้อยกว่า counterparts เขตร้อนของกระผมจะแฮบโพลไทป์ com -
อุปมาเพื่อการผลิตในบางบริเวณหญ้าทะเล ( แกลดสโตน กัลลาเกอร์
et al . , 2010 ) , เป็นแหล่งสำคัญสำหรับแฮบโพลไทป์ที่รู้จักกันเป็นสัตว์ inverte -
brates ( ดอย et al . , 2009 ) .
ป่าชายเลนใบไม้ทำให้ผุช้า ในภูมิภาคอบอุ่นเมื่อเทียบกับ
แฮบโพลไทป์อื่น ๆแหล่ง ( ENR í quez et al . , 1993 ) และเกี่ยวข้องกับกระบวนการสองส่วน
ที่เริ่มต้นสลายเป็นอย่างรวดเร็ว ตามด้วยการค่อยๆ
ส่วนหัวดื้อของใบไม้ เริ่มต้นการมีโอกาสผ่าน bacte -
เรียลอาณานิคมและการแบ่งของใบ , 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 และชีวภาพของดินตะกอน
แตกต่างกันชนิดสามารถดังนั้นอิทธิพลแบ่งราคาที่เกี่ยวข้องกับแฮบโพลไทป์
ทั้งสองขั้นตอนของการสลายตัว การศึกษาก่อนหน้านี้ได้เชื่อมโยง sedi -
คุณสมบัติ ment กับความแตกต่างในอัตราการสลายตัวของทั้งสอง (
( แฮนเซนและแคร่และป่าชายเลนถือว่า , 1998 ; โฮลเมอร์ และ โอลเซ่น
2002 ; แต่เห็นแกลดสโตน กัลลาเกอร์ et al . , 2010 ) .
คืนดีกันนุ่มตะกอนชุมชนแบบไดนามิก ( เช่นมอร์รีซีย์
et al . ,1992 ; เชื้อรา , 1991 ; เชื้อรา et al . , 1994 ) และการตอบสนองตัวแปร
ชั่วคราวเพื่อแฮบโพลไทป์นอกจากนี้อาจจะคาดว่าเป็นกระบวนการ
ผุจัดการ แต่เพียงไม่กี่การศึกษาตรวจสอบ macrofaunal Re -
sponses ไปแฮบโพลไทป์สะสมได้รวมชั่วคราว )
เข้าศึกษาการออกแบบที่มีมากที่สุดในการตรวจสอบการตอบสนองเพียงหนึ่งหรือ
วันที่สองตัวอย่างหลังนอกจาก ( มัก ) สอง หรือมากกว่าสองเดือน
หลังจากเติม เช่นบิชอป et al . , 2007 , 2010 ; Taylor et al . , 2010 )
สองการศึกษาที่จัดตั้งขึ้นชั่วคราว ) มีปีศาจ -
strated แข็งแรงขึ้นอยู่กับเวลาตอบสนอง : ในหนึ่ง macrofaunal Abun -
เต้นเอา 24 สัปดาห์ตอบนอกเหนือจากหญ้าทะเล detritus
( Bishop และ kelaher , 2007 ) ; ในขณะที่ในอื่น ๆแอนเนลิดตอบ
ใบซึ่งเป็นแฮบโพลไทป์หลังจากเพียงสี่สัปดาห์ ( kelaher และ levinton
, 2003 ) ตัวอย่างเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าการตอบสนอง macrofaunal อาจ
ตัวแปรผ่านเวลา เนื่องจากความแตกต่างในประเภท แฮบโพลไทป์ปริมาณ
อัตราการสลาย และบรรยากาศชุมชน องค์ประกอบ โดย
ศึกษาที่จํากัดวันที่ตัวอย่างเดียวอาจพลาดบางหรือ
ทั้งหมดของการตอบสนองจากชุมชนแฮบโพลไทป์ .
ที่นี่ เราศึกษาบทบาทของป่าชายเลนแฮบโพลไทป์กระผมในเทคนิค -
ไอเอ็นจีสัตว์เมืองหนาว ป่าโกงกางชุมชนในการตั้งค่า ป่าชายเลน
detritus เพิ่มที่อยู่ติดกันสองเว็บไซต์ที่มีพื้นหลังที่แตกต่างกันแต่ -
imentary คุณสมบัติและการวิเคราะห์ . ในการศึกษาสัตว์พื้นทะเลตอบสนอง
ถูกตรวจสอบหลายครั้งในช่วงหกเดือน
เราคาดการณ์ไว้การเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างของชุมชน macrofaunal จะแตกต่างกันกับ
เว็บไซต์และเวลาเพราะผุการประมวลผล / แฮบโพลไทป์จะได้รับอิทธิพลจากตะกอนชีวธรณีเคมีและชนิดเฉพาะ
การตอบสนอง .
2 วัสดุและวิธีการ
2.1 . การศึกษาเว็บไซต์
ได้ดำเนินการในภาคเหนือของวางกามาตา
ท่าเรือ ( เกาะเหนือนิวซีแลนด์ ) นิวซีแลนด์ถิ่น
ซึ่งมีแนวโน้มที่จะยังคงเนื่องจากการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและกลยุทธ์การจัดการป่าชายเลน
( เช่นระหว่างป่า ) ( มอร์รีซีย์ et al . , 2010 ) .
เป็นผลให้ขนาดของปัจจัยการผลิตในระบบชายฝั่ง ป่าชายเลนแฮบโพลไทป์พอสมควร
เปลี่ยน ระบบชายฝั่งทะเลเขตร้อนหลายพึ่งพาผู้ชาย -
โกรฟ detritus เป็นเงินอุดหนุนของอินทรียวัตถุที่รองรับฐานของสายใยอาหารในทะเล
( เช่น แนวปะการัง และอ้อย granek , et al . , 2009 ;
และมัด molony , 2000 ; werry และลี , 2005 ) ; อย่างไรก็ตาม , ขาด
ของความรู้ด้านนิเวศวิทยา รวมตัวกันในระบบป่าชายเลน
คำแนะนำเล็กน้อยเพื่อให้เย็น ผลกระทบของการเปลี่ยนแปลงปัจจัยแฮบโพลไทป์ผู้รับ
ชายฝั่งระบบนิเวศวิทยาขณะที่พอสมควรโกงกางสามารถอย่างมาก
มีประสิทธิภาพน้อยกว่า counterparts เขตร้อนของกระผมจะแฮบโพลไทป์ com -
อุปมาเพื่อการผลิตในบางบริเวณหญ้าทะเล ( แกลดสโตน กัลลาเกอร์
et al . , 2010 ) , เป็นแหล่งสำคัญสำหรับแฮบโพลไทป์ที่รู้จักกันเป็นสัตว์ inverte -
brates ( ดอย et al . , 2009 ) .
ป่าชายเลนใบไม้ทำให้ผุช้า ในภูมิภาคอบอุ่นเมื่อเทียบกับ
แฮบโพลไทป์อื่น ๆแหล่ง ( ENR í quez et al . , 1993 ) และเกี่ยวข้องกับกระบวนการสองส่วน
ที่เริ่มต้นสลายเป็นอย่างรวดเร็ว ตามด้วยการค่อยๆ
ส่วนหัวดื้อของใบไม้ เริ่มต้นการมีโอกาสผ่าน bacte -
เรียลอาณานิคมและการแบ่งของใบ , 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 และชีวภาพของดินตะกอน
แตกต่างกันชนิดสามารถดังนั้นอิทธิพลแบ่งราคาที่เกี่ยวข้องกับแฮบโพลไทป์
ทั้งสองขั้นตอนของการสลายตัว การศึกษาก่อนหน้านี้ได้เชื่อมโยง sedi -
คุณสมบัติ ment กับความแตกต่างในอัตราการสลายตัวของทั้งสอง (
( แฮนเซนและแคร่และป่าชายเลนถือว่า , 1998 ; โฮลเมอร์ และ โอลเซ่น
2002 ; แต่เห็นแกลดสโตน กัลลาเกอร์ et al . , 2010 ) .
คืนดีกันนุ่มตะกอนชุมชนแบบไดนามิก ( เช่นมอร์รีซีย์
et al . ,1992 ; เชื้อรา , 1991 ; เชื้อรา et al . , 1994 ) และการตอบสนองตัวแปร
ชั่วคราวเพื่อแฮบโพลไทป์นอกจากนี้อาจจะคาดว่าเป็นกระบวนการ
ผุจัดการ แต่เพียงไม่กี่การศึกษาตรวจสอบ macrofaunal Re -
sponses ไปแฮบโพลไทป์สะสมได้รวมชั่วคราว )
เข้าศึกษาการออกแบบที่มีมากที่สุดในการตรวจสอบการตอบสนองเพียงหนึ่งหรือ
วันที่สองตัวอย่างหลังนอกจาก ( มัก ) สอง หรือมากกว่าสองเดือน
หลังจากเติม เช่นบิชอป et al . , 2007 , 2010 ; Taylor et al . , 2010 )
สองการศึกษาที่จัดตั้งขึ้นชั่วคราว ) มีปีศาจ -
strated แข็งแรงขึ้นอยู่กับเวลาตอบสนอง : ในหนึ่ง macrofaunal Abun -
เต้นเอา 24 สัปดาห์ตอบนอกเหนือจากหญ้าทะเล detritus
( Bishop และ kelaher , 2007 ) ; ในขณะที่ในอื่น ๆแอนเนลิดตอบ
ใบซึ่งเป็นแฮบโพลไทป์หลังจากเพียงสี่สัปดาห์ ( kelaher และ levinton
, 2003 ) ตัวอย่างเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าการตอบสนอง macrofaunal อาจ
ตัวแปรผ่านเวลา เนื่องจากความแตกต่างในประเภท แฮบโพลไทป์ปริมาณ
อัตราการสลาย และบรรยากาศชุมชน องค์ประกอบ โดย
ศึกษาที่จํากัดวันที่ตัวอย่างเดียวอาจพลาดบางหรือ
ทั้งหมดของการตอบสนองจากชุมชนแฮบโพลไทป์ .
ที่นี่ เราศึกษาบทบาทของป่าชายเลนแฮบโพลไทป์กระผมในเทคนิค -
ไอเอ็นจีสัตว์เมืองหนาว ป่าโกงกางชุมชนในการตั้งค่า ป่าชายเลน
detritus เพิ่มที่อยู่ติดกันสองเว็บไซต์ที่มีพื้นหลังที่แตกต่างกันแต่ -
imentary คุณสมบัติและการวิเคราะห์ . ในการศึกษาสัตว์พื้นทะเลตอบสนอง
ถูกตรวจสอบหลายครั้งในช่วงหกเดือน
เราคาดการณ์ไว้การเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างของชุมชน macrofaunal จะแตกต่างกันกับ
เว็บไซต์และเวลาเพราะผุการประมวลผล / แฮบโพลไทป์จะได้รับอิทธิพลจากตะกอนชีวธรณีเคมีและชนิดเฉพาะ
การตอบสนอง .
2 วัสดุและวิธีการ
2.1 . การศึกษาเว็บไซต์
ได้ดำเนินการในภาคเหนือของวางกามาตา
ท่าเรือ ( เกาะเหนือนิวซีแลนด์ ) นิวซีแลนด์ถิ่น
การแปล กรุณารอสักครู่..
ภาษาอื่น ๆ
การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.
- เพื่อนพ่อ
- มหาวิทยาลัยราชภัฏบุรีรัมย์ ในครั้งนี้ เป
- The announcement of the peace dialogue b
- พวกเราสามารถหยุดมันได้จากการมีจิตสำนึก
- Since most of the teeth in the maxillary
- “ ขอนแก่นเมืองน่าอยู่ เป็นศูนย์กลางเชื่อ
- within loose limits,
- Establish
- resting
- neurodevelopment
- response
- และในปีหน้า ปี2016.GTHก็ยังคงจะมีผลงานทั
- โอเคฉันเชื่อคุณแล้ว
- Philosophy
- After a short walk, you can kayaking on
- ความกล้า
- The word "pizza" is thought to have come
- Which
- my gratitude letter write a letter to so
- ไม่ค่อยมีความอดทน
- He observed that it would probably rain.
- you and your
- The announcement of the peace dialogue b
- Unfit
