4. DiscussionThe potential of using

4. Discussion
The potential of using satellite remote sensing technology for detection and assessment of submerged aquatic vegetation (SAV) has been demonstrated in numerous studies including mapping of spatial change (Ward et al., 1997), spectral distinctions between seagrasses and other aquatic habitats (Mumby and Edwards, 2002), spectral discrimination of seagrass species (Fyfe, 2003), and cost-effectiveness (Mumby et al., 1999). Our study supports the use of satellite image analysis (Landsat TM/ETM+ sensors with 30 m spatial resolution) to map changes in distribution patterns of SAV in a shallow tropical embayment as indicated by the strong relationship between the satellite-derived sun reflectance and the in situ quantified SAV percent cover. Frequently repeated satellite image acquisition in combination with regional covering is a clear advantage compared to other mapping techniques. A pair-wise correlation analysis of images from different occasions may reveal cycles on temporal variability of SAV cover. However, it should be noted that this correlation approach will only show that changes in SAV cover have occurred, but not the nature of changes (loss or gain).

That no significant seasonal variation in SAV cover was found in the studied area makes the change detection (and monitoring) technique insensitive to the time of the year. However, this apparent non-seasonality may be local or related to vegetation type (e.g. Robbins and Bell, 2000), making it important to assess conceivable seasonal variations when applying the technique within other region. In temperate areas the seasonal variation of seagrass biomass could be very large (Duarte, 1989), and thus making monitoring sensitive to the data acquisition time.

The difficulties found in this study of discriminating among seagrass species and to separate seagrasses from macroalgae may be a result of water depth differences. As our main goal was to map SAV changes, the well-known problem of confounding water column influence (e.g. Lyzenga, 1978, Lyzenga, 1981, Mumby et al., 1998, Hedley and Mumby, 2003 and Stumpf et al., 2003) was not addressed here, nor was epiphyte load which may also have an effect on spectral separation of SAV species (Drake et al., 2003). Regarding the issue of spatial resolution, we consider the 30 m resolution of Landsat TM/ETM+ to be optimal for mapping relatively large areas over time, especially in tropical clear water environments where blue, green and red bands are of vital importance for mapping of submerged features.

Chwaka Bay is still in an early stage with reference to tourism and urban activities which in turn may imply less intense coastal erosion, physical damage from boat propellers and anchoring, discharge of nutrient and toxic pollutants, and sewage disposal; all mentioned as disturbances to seagrasses in the Western Indian Ocean region (Bandeira and Björk, 2001, Gullström et al., 2002, Ochieng and Erftemeijer, 2003 and Bandeira and Gell, 2003). This was further established as we found the overall seagrass cover to be stable (estimated as percentage cover for the entire bay area) over the relatively long time period studied. However, the mapping results showed that our study area was temporally dynamic having both losses and gains (see Fig. 8). Although beyond the scope of this paper there are some potential explanations for the observed vegetation changes. Added to naturally occurring dynamics (due to e.g. fluctuations in water temperature, salinity and turbidity), as confirmed in other studies examining temporal and spatial heterogeneity of tropical and subtropical seagrasses (e.g. Robbins and Bell, 2000), the changes found might be environmental outcomes of ongoing processes related to human activities. For example, at present Chwaka Bay is an area of increasing fishery using new, more efficient methods (De la Torre-Castro and Jiddawi, 2005). The seagrass systems (including both homogeneous meadows and surrounding areas with vegetated/unvegetated patchiness) are considered by local fishermen to be the most ideal fishing ground when compared with other habitats such as mangroves, coral reefs and sand flats (De la Torre-Castro and Rönnbäck, 2004), also true for other coastal embayment areas (e.g. Gell, 2000). Strong fishing pressure may initiate widespread community-based trophic cascade effects (e.g. Jackson et al., 2001 and Shears and Babcock, 2002), which might indirectly result in loss of seagrass habitat. The near-shore areas of Chwaka Bay where SAV has changed into bare sediment (B and C in Fig. 8) may be an outcome of such an effect, due to overfishing of predatory fish. Severe overgrazing of seagrass communities due to periods of extreme population densities of sea urchins has been reported in many studies (e.g. Camp et al., 1973, Larkum and West, 1990, Maciá and Lirman, 1999, Rose et al., 1999 and Peterson et al., 2002). During our field surveys we observed aggregations of sea urchins within the bay, especially the sea urchin Tripneustes gratilla, known as an effective seagrass grazer ( Alcoverro and Mariani, 2002). These observations of sea urchin aggregations are supported by other studies (M. Bergsten pers. comm.; L. Hammar pers. comm.; J. Eklöf, pers. comm.) as well as by the concluding remarks of a local workshop where scientists together with fishermen working daily in this bay environment discussed changes in the seagrass meadows during the last two decades ( De la Torre-Castro and Jiddawi, 2005). However, the effect of fish predation on sea urchin herbivory in seagrass meadows of the East African region has been questioned (e.g. McClanahan et al., 1994 and Alcoverro and Mariani, 2004) and more studies regarding this issue are needed to entirely comprehend processes in progress.

There are other aspects that may have negative effects on seagrass meadows in Chwaka Bay. Fishing activities and seaweed farming do have a direct mechanical impact on seagrass. The farming of seaweeds also indirectly change sediment characteristics as well as reduce the abundance and diversity of associated organisms (Bergman et al., 2001, Mtolera, 2003 and Eklöf et al., 2005). However, the farms in the bay are comparatively small, and should only have effects on the immediate environment. Overloading of nutrients, a potential source to epiphytic and macroalgal growth as well as to phytoplankton blooms, and high sediment turbidity are other major agents with potentially negative effects on the seagrass plants via the attenuation of light potentially causing a reduction of photosynthetic rate (Short and Wyllie-Echeverria, 1996). Enrichment of nutrients may emanate from nearby rice farms and poorly constructed sewage systems in the local villages and tourist hotels. An increased load of nutrients, as well as sediment, may also be triggered by mangrove deforestation. The influence from these kind of threats may have effect on seagrasses in the near-shore environment (Mohammed and Johnstone, 1995, Mohammed et al., 2001 and Uku and Björk, 2005).

The increase of SAV in the south-eastern part of Chwaka Bay (A in Fig. 8) is the only large gain of vegetation cover in the area. We cannot fully explain the mechanisms behind this colonization, but it could depend on inherited traits of the seagrass species, mainly Thalassia hemprichii, involved. Results from studies such as Patriquin (1975) show that the time period here (1987–2003) is long enough to make a complete recolonization after disturbance possible, even for more slow-growing climax species as T. hemprichii. Part of seagrass canopy recovery may also be a result of sea urchin cannibalism on newly recruited urchins when seagrass density is reduced ( Heck and Valentine, 1995).

In conclusion the study has shown that it is possible to monitor changes of seagrass and seaweed distribution in tropical environments like Chwaka Bay using repeated mapping with satellite remote sensing. The spectral and spatial resolution acquired by the Landsat TM/ETM+ sensors was appropriate for this purpose. This type of satellite remote sensing data creates a basis for an operational and cost-effective monitoring method for conservation and restoration purposes. Our analyses concerning temporal dynamics of SAV cover in Chwaka Bay over the study period (1986–2003) showed no general increase or decrease of vegetation. However, certain areas reveal both loss and gain of SAV. Further studies are needed to explain these local vegetation changes.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

4. สนทนามีการแสดงศักยภาพของการใช้เทคโนโลยีในการตรวจสอบและประเมินผลของพืชน้ำน้ำท่วม (SAV) ตรวจวัดระยะไกลผ่านดาวเทียมในการศึกษามากมายรวมทั้งการแม็ปของปริภูมิเปลี่ยน (Ward และ al., 1997), สเปกตรัมความแตกต่างระหว่าง seagrasses และอยู่อาศัยสัตว์น้ำอื่น ๆ (Mumby และเอ็ดเวิร์ด 2002), แบ่งแยกสเปกตรัมชนิดหญ้าทะเล (Fyfe, 2003), และประหยัดค่าใช้จ่าย (Mumby et al., 1999) เราสนับสนุนการใช้การวิเคราะห์ภาพดาวเทียม (Landsat TM / ETM + เซ็นเซอร์ความละเอียด 30 เมตรพื้นที่) ต้องเปลี่ยนแปลงรูปแบบการกระจายของ SAV ใน embayment ความร้อนตื้นตามที่ระบุ โดยความสัมพันธ์ที่ดีระหว่างแบบสะท้อนแสงอาทิตย์ได้รับดาวเทียมและใน situ quantified SAV เปอร์เซ็นต์ครอบคลุม ซื้อภาพดาวเทียมซ้ำบ่อยร่วมกับครอบคลุมภูมิภาคจะได้เปรียบที่ชัดเจนเมื่อเทียบกับเทคนิคการแม็ป การวิเคราะห์ความสัมพันธ์ของ pair-wise ภาพจากแตกต่างอาจแสดงให้เห็นวงจรบนสำหรับความผันผวนชั่วคราวปก SAV อย่างไรก็ตาม มันควรจดบันทึกว่า วิธีการสหสัมพันธ์นี้จะแสดงเฉพาะที่เปลี่ยนแปลงในปก SAV เกิดขึ้น แต่ไม่ธรรมชาติของการเปลี่ยนแปลง (ขาดทุนหรือกำไร)ที่ไม่เปลี่ยนแปลงตามฤดูกาลสำคัญในปก SAV พบบริเวณ studied ทำการเปลี่ยนแปลงตรวจสอบ (และตรวจสอบ) เทคนิคซ้อนเวลาของปีนั้น อย่างไรก็ตาม นี้ชัดเจนไม่-seasonality อาจจะภายใน หรือที่เกี่ยวข้องกับชนิดของพืช (เช่นร็อบบินส์และเบลล์ 2000), ให้ความสำคัญในการประเมินหลากหลายรูปแบบตามฤดูกาลเมื่อใช้เทคนิคภายในภูมิภาคอื่นได้ ในพื้นที่ซึ่งอาจเปลี่ยนแปลงตามฤดูกาลของชีวมวลหญ้าทะเลมาก (Duarte, 1989), และจึง ทำให้ตรวจสอบเวลาซื้อข้อมูลสำคัญปัญหาที่พบในการศึกษานี้เหยียดพวกผิวระหว่างพันธุ์หญ้าทะเล และจาก macroalgae seagrasses กันอาจเกิดจากน้ำ ลึกความแตกต่าง เป็นเป้าหมายหลักของเราต้องเปลี่ยนแปลง SAV ปัญหารู้จัก confounding น้ำคอลัมน์อิทธิพล (เช่น Lyzenga, 1978, Lyzenga, 1981, Mumby และ al., 1998, Hedley และ Mumby, 2003 และ Stumpf และ al., 2003) ไม่อยู่ที่นี่ หรือถูกโหลด epiphyte ซึ่งอาจมีผลกระทบแยกสเปกตรัมพันธุ์ SAV (แดรกและ al., 2003) เกี่ยวกับปัญหาของการแก้ปัญหาพื้นที่ เราพิจารณาความละเอียด 30 เมตรของ Landsat TM / ETM + จะดีที่สุดสำหรับการแม็ปพื้นที่ค่อนข้างใหญ่เวลา โดยเฉพาะอย่างยิ่งในสภาพแวดล้อมเขตร้อนน้ำที่วงสีน้ำเงิน สีเขียว และสีแดงเป็นหัวใจสำหรับการแมปคุณสมบัติน้ำท่วมChwaka Bay is still in an early stage with reference to tourism and urban activities which in turn may imply less intense coastal erosion, physical damage from boat propellers and anchoring, discharge of nutrient and toxic pollutants, and sewage disposal; all mentioned as disturbances to seagrasses in the Western Indian Ocean region (Bandeira and Björk, 2001, Gullström et al., 2002, Ochieng and Erftemeijer, 2003 and Bandeira and Gell, 2003). This was further established as we found the overall seagrass cover to be stable (estimated as percentage cover for the entire bay area) over the relatively long time period studied. However, the mapping results showed that our study area was temporally dynamic having both losses and gains (see Fig. 8). Although beyond the scope of this paper there are some potential explanations for the observed vegetation changes. Added to naturally occurring dynamics (due to e.g. fluctuations in water temperature, salinity and turbidity), as confirmed in other studies examining temporal and spatial heterogeneity of tropical and subtropical seagrasses (e.g. Robbins and Bell, 2000), the changes found might be environmental outcomes of ongoing processes related to human activities. For example, at present Chwaka Bay is an area of increasing fishery using new, more efficient methods (De la Torre-Castro and Jiddawi, 2005). The seagrass systems (including both homogeneous meadows and surrounding areas with vegetated/unvegetated patchiness) are considered by local fishermen to be the most ideal fishing ground when compared with other habitats such as mangroves, coral reefs and sand flats (De la Torre-Castro and Rönnbäck, 2004), also true for other coastal embayment areas (e.g. Gell, 2000). Strong fishing pressure may initiate widespread community-based trophic cascade effects (e.g. Jackson et al., 2001 and Shears and Babcock, 2002), which might indirectly result in loss of seagrass habitat. The near-shore areas of Chwaka Bay where SAV has changed into bare sediment (B and C in Fig. 8) may be an outcome of such an effect, due to overfishing of predatory fish. Severe overgrazing of seagrass communities due to periods of extreme population densities of sea urchins has been reported in many studies (e.g. Camp et al., 1973, Larkum and West, 1990, Maciá and Lirman, 1999, Rose et al., 1999 and Peterson et al., 2002). During our field surveys we observed aggregations of sea urchins within the bay, especially the sea urchin Tripneustes gratilla, known as an effective seagrass grazer ( Alcoverro and Mariani, 2002). These observations of sea urchin aggregations are supported by other studies (M. Bergsten pers. comm.; L. Hammar pers. comm.; J. Eklöf, pers. comm.) as well as by the concluding remarks of a local workshop where scientists together with fishermen working daily in this bay environment discussed changes in the seagrass meadows during the last two decades ( De la Torre-Castro and Jiddawi, 2005). However, the effect of fish predation on sea urchin herbivory in seagrass meadows of the East African region has been questioned (e.g. McClanahan et al., 1994 and Alcoverro and Mariani, 2004) and more studies regarding this issue are needed to entirely comprehend processes in progress.มีแง่มุมอื่น ๆ ที่อาจมีผลลบโดวส์หญ้าทะเลในอ่าว Chwaka กิจกรรมตกปลาและเลี้ยงสาหร่ายได้ผลกระทบทางกลโดยตรงบนหญ้าทะเล ฟาร์มของสาหร่ายทะเลโดยทางอ้อมยังเปลี่ยนลักษณะตะกอน ตลอดจนลดความอุดมสมบูรณ์และความหลากหลายของสิ่งมีชีวิตที่เกี่ยวข้อง (Bergman et al., 2001, Mtolera, 2003 และ Eklöf et al., 2005) อย่างไรก็ตาม ฟาร์มในอ่าวเล็กดีอย่างหนึ่ง แล้วจะมีผลกระทบสิ่งแวดล้อมทันที มากเกินไปของสารอาหาร ศักยภาพเป็นแหล่งถึง epiphytic และอื่น ๆ ตัวแทนที่สำคัญกับพืชหญ้าทะเลผ่านค่าลดทอนของแสงที่อาจก่อให้เกิดการลดลงของอัตรา photosynthetic (สั้นและ Wyllie Echeverria, 1996) ผลลบอาจมี macroalgal เจริญเติบโตเช่น phytoplankton บลูมส์ และความขุ่นตะกอนสูง ของสารอาหารอาจ emanate จากข้าวฟาร์มและระบบน้ำเสียงานสร้างในหมู่บ้านท้องถิ่นและนักท่องเที่ยวโรงแรม โหลดเพิ่มขึ้นของสารอาหาร ตะกอน ยังอาจจะถูกทริกเกอร์ โดยการทำลายป่าชายเลน อิทธิพลจากภัยคุกคามประเภทนี้อาจมีผลต่อ seagrasses ในสภาพแวดล้อมใกล้ฝั่ง (Mohammed และ Johnstone, 1995, al. Mohammed ร้อยเอ็ด 2001 และ Uku และ Björk, 2005)การเพิ่มขึ้นของ SAV ในส่วนตะวันออกเฉียงใต้ของอ่าว Chwaka (A ใน Fig. 8) มีกำไรขนาดใหญ่เท่าของพืชครอบคลุมในพื้นที่ เราทั้งหมดไม่สามารถอธิบายกลไกหลังสนามนี้ แต่มันอาจขึ้นอยู่กับลักษณะสืบทอดของพันธุ์หญ้าทะเล ส่วนใหญ่ Thalassia hemprichii เกี่ยวข้อง ผลจากการศึกษาเช่นระยะเวลาที่นี่ (1987 – 2003) ว่านานพอที่จะทำได้ แม้สำหรับเพิ่มเติมชะลอเติบโตจุดสุดยอดพันธุ์เป็นต. hemprichii recolonization เสร็จสมบูรณ์หลังจากรบกวนดู Patriquin (1975) ส่วนของหญ้าทะเลฝาครอบกู้อาจเป็นผลของปลิงทะเล cannibalism บน urchins พิจารณาใหม่เมื่อความหนาแน่นของหญ้าทะเล ลดลง (Heck และวาเลนไทน์ 1995)เบียดเบียน การศึกษาได้แสดงว่า คุณจะสามารถตรวจสอบการเปลี่ยนแปลงของหญ้าทะเลและสาหร่ายกระจายในเขตร้อนชื้นเช่นอ่าว Chwaka ใช้ซ้ำการแม็ปกับดาวเทียมตรวจวัดระยะไกล ความละเอียดสเปกตรัม และปริภูมิมา โดย Landsat TM / ETM + เซ็นเซอร์เหมาะสมสำหรับวัตถุประสงค์นี้ ระยะไกลไร้สายข้อมูลดาวเทียมชนิดนี้สร้างข้อมูลพื้นฐานสำหรับการดำเนินงาน และคุ้มค่าการตรวจสอบวิธีการสำหรับการอนุรักษ์และฟื้นฟู วิเคราะห์ของเราเกี่ยวกับ dynamics ขมับ SAV ปกในอ่าว Chwaka ระยะเวลาการศึกษา (1986-2003) ที่พบทั่วไปไม่เพิ่ม หรือลดของพืช อย่างไรก็ตาม บางพื้นที่เหมาะทั้งขาดทุนและกำไรของ SAV ศึกษาเพิ่มเติมจะต้องอธิบายการเปลี่ยนแปลงเหล่านี้พืชท้องถิ่น

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

4. การอภิปราย
ที่มีศักยภาพของการใช้ดาวเทียมเทคโนโลยีการสำรวจระยะไกลสำหรับการตรวจสอบและการประเมินผลของพืชน้ำจมอยู่ใต้น้ำ (SAV) ได้แสดงให้เห็นในการศึกษามากมายรวมทั้งการทำแผนที่ของการเปลี่ยนแปลงเชิงพื้นที่ (วอร์ด et al., 1997), ความแตกต่างระหว่างรางหญ้าทะเลและแหล่งที่อยู่อาศัยสัตว์น้ำอื่น ๆ (Mumby และเอ็ดเวิร์ดส์, 2002), การเลือกปฏิบัติสเปกตรัมของสายพันธุ์หญ้าทะเล (เฟ 2003) และค่าใช้จ่ายที่มีประสิทธิภาพ (Mumby et al., 1999) การศึกษาของเราสนับสนุนการใช้การวิเคราะห์ภาพดาวเทียม (Landsat TM / ETM + เซ็นเซอร์กับ 30 เมตรความละเอียดเชิงพื้นที่) เพื่อทำแผนที่การเปลี่ยนแปลงในรูปแบบการกระจายของ SAV ใน Embayment เขตร้อนตื้นตามที่ระบุโดยความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งระหว่างการสะท้อนแสงแดดดาวเทียมมาและใน แหล่งกำเนิดวัดครอบคลุมร้อยละ SAV ซ้ำบ่อยซื้อภาพดาวเทียมร่วมกับครอบคลุมภูมิภาคเป็นข้อได้เปรียบที่ชัดเจนเมื่อเทียบกับเทคนิคการทำแผนที่อื่น ๆ การวิเคราะห์ความสัมพันธ์คู่ที่ชาญฉลาดของภาพจากโอกาสที่แตกต่างกันอาจเปิดเผยในรอบแปรปรวนขมับของฝาครอบ SAV แต่ก็ควรจะตั้งข้อสังเกตว่าวิธีการความสัมพันธ์นี้จะเพียง แต่แสดงให้เห็นว่าการเปลี่ยนแปลงในปก SAV ได้เกิดขึ้น แต่ไม่ธรรมชาติของการเปลี่ยนแปลง (ขาดทุนหรือกำไร). ที่ไม่มีการเปลี่ยนแปลงตามฤดูกาลที่สำคัญในการปก SAV ที่พบในพื้นที่ศึกษาที่ทำให้การเปลี่ยนแปลง การตรวจสอบ (และการตรวจสอบ) เทคนิครู้สึกถึงช่วงเวลาของปี แต่ที่ไม่ชัดเจนฤดูกาลนี้อาจจะเป็นในประเทศหรือที่เกี่ยวข้องกับชนิดพืชผัก (เช่นร็อบบินส์และเบลล์, 2000) ทำให้มันเป็นสิ่งสำคัญที่จะประเมินการเปลี่ยนแปลงตามฤดูกาลไปได้เมื่อใช้เทคนิคในภูมิภาคอื่น ๆ ในพื้นที่พอสมควรเปลี่ยนแปลงตามฤดูกาลของชีวมวลหญ้าทะเลอาจจะมีขนาดใหญ่มาก (อาร์เต, 1989) และจึงทำให้การตรวจสอบความไวต่อเวลาการเก็บข้อมูล. ความยากลำบากที่พบในการศึกษาของการแบ่งแยกในหมู่สายพันธุ์หญ้าทะเลนี้และที่จะแยกจากหญ้าทะเลสาหร่ายอาจจะเป็น ผลมาจากความแตกต่างของความลึกของน้ำ ในฐานะที่เป็นเป้าหมายหลักของเราคือการเปลี่ยนแปลงแผนที่ SAV ปัญหาที่รู้จักกันดีจากอิทธิพลของน้ำคอลัมน์รบกวน (เช่น Lyzenga 1978 Lyzenga 1981 Mumby et al., 1998, Hedley และ Mumby, 2003 และ Stumpf et al., 2003) ไม่ได้ที่นี่หรือโหลดเป็นกล้วยไม้ซึ่งอาจมีผลกระทบต่อการแยกสเปกตรัมของสายพันธุ์ SAV (Drake et al., 2003) เกี่ยวกับเรื่องของความละเอียดเชิงพื้นที่เราจะพิจารณา 30 เมตรความละเอียดของ Landsat TM / ETM + จะเป็นที่ดีที่สุดสำหรับการทำแผนที่พื้นที่ที่ค่อนข้างใหญ่เมื่อเวลาผ่านไปโดยเฉพาะอย่างยิ่งในสภาพแวดล้อมที่น้ำใสเขตร้อนที่สีฟ้าแถบสีเขียวและสีแดงมีความสำคัญสำคัญสำหรับการทำแผนที่ของจมอยู่ใต้น้ำ คุณสมบัติ. Chwaka เบย์ยังคงอยู่ในช่วงเริ่มต้นมีการอ้างอิงถึงการท่องเที่ยวและกิจกรรมในเมืองซึ่งในทางกลับกันอาจบ่งบอกถึงการกัดเซาะชายฝั่งที่รุนแรงน้อยกว่าความเสียหายทางกายภาพจากใบพัดเรือและยึดการปลดปล่อยของสารอาหารและสารที่เป็นพิษและการกำจัดน้ำเสีย; ทั้งหมดที่กล่าวถึงในฐานะที่จะรบกวนหญ้าทะเลในภูมิภาคมหาสมุทรอินเดียตะวันตก (Bandeira และBjörk 2001 Gullström et al., 2002 Ochieng และ Erftemeijer, 2003 และ Bandeira ไหมและ 2003) นี้ก่อตั้งขึ้นต่อไปในฐานะที่เราพบปกหญ้าทะเลโดยรวมจะมีเสถียรภาพ (ประมาณร้อยละเป็นปกสำหรับพื้นที่อ่าว) ในช่วงระยะเวลาที่ค่อนข้างยาวศึกษา อย่างไรก็ตามผลการศึกษาพบว่าการทำแผนที่พื้นที่การศึกษาของเราคือชั่วคราวแบบไดนามิกที่มีการสูญเสียทั้งสองและกำไร (ดูรูปที่. 8) แม้ว่าจะเกินขอบเขตของการวิจัยนี้มีบางคำอธิบายที่มีศักยภาพสำหรับการเปลี่ยนแปลงพืชสังเกต ที่เพิ่มเข้ามาจะเกิดขึ้นตามธรรมชาติพลวัต (เนื่องจากความผันผวนเช่นในอุณหภูมิของน้ำความเค็มและความขุ่น) ได้รับการยืนยันในการศึกษาอื่น ๆ ตรวจสอบความแตกต่างเวลาและพื้นที่ของหญ้าทะเลเขตร้อนและกึ่งเขตร้อน (เช่นร็อบบินส์และเบลล์, 2000) การเปลี่ยนแปลงที่พบอาจจะมีผลต่อสิ่งแวดล้อม อย่างต่อเนื่องของกระบวนการที่เกี่ยวข้องกับการกระทำของมนุษย์ ยกตัวอย่างเช่นในปัจจุบัน Chwaka เบย์เป็นพื้นที่ของการประมงที่เพิ่มขึ้นใช้ใหม่วิธีการที่มีประสิทธิภาพมากขึ้น (เดอลา Torre-คาสโตรและ Jiddawi, 2005) ระบบหญ้าทะเล (รวมทั้งทุ่งหญ้าที่เป็นเนื้อเดียวกันและพื้นที่โดยรอบที่มีการปลูกพืช / unvegetated patchiness) ได้รับการพิจารณาโดยชาวประมงท้องถิ่นที่จะเป็นพื้นดินตกปลาที่เหมาะที่สุดเมื่อเทียบกับแหล่งที่อยู่อาศัยอื่น ๆ เช่นป่าชายเลนแนวปะการังและแฟลตทราย (เดอลา Torre-คาสโตรและ Rönnbäck, 2004) นอกจากนี้ยังเป็นจริงสำหรับพื้นที่ Embayment ชายฝั่งอื่น ๆ (เช่นไหม, 2000) ความดันตกปลาที่แข็งแกร่งอาจจะเริ่มต้นการชุมชนตามผลกระทบอย่างกว้างขวางน้ำตกโภชนา (เช่นแจ็คสัน et al., 2001 และกรรไกรและแบ็บ 2002) ซึ่งอาจส่งผลทางอ้อมในการสูญเสียที่อยู่อาศัยของหญ้าทะเล พื้นที่ใกล้ชายฝั่งของอ่าว Chwaka ที่ SAV มีการเปลี่ยนแปลงเป็นตะกอนเปลือย (B และ C ในรูปที่. 8) อาจเป็นผลของการดังกล่าวมีผลเนื่องจากการ overfishing ของปลาที่กินสัตว์ แผ้วถางมากเกินไปอย่างรุนแรงของชุมชนหญ้าทะเลเนื่องจากช่วงเวลาของความหนาแน่นของประชากรที่มากที่สุดของเม่นทะเลที่ได้รับรายงานในการศึกษาจำนวนมาก (เช่นค่าย et al., 1973 Larkum และตะวันตก 1990 Maciáและ Lirman 1999 โรส et al., 1999 และปีเตอร์สัน et al., 2002) ในระหว่างการสำรวจภาคสนามของเราที่เราสังเกตเห็นการรวมของเม่นทะเลภายในอ่าวโดยเฉพาะอย่างยิ่งเม่นทะเล Tripneustes gratilla ที่รู้จักในฐานะที่มีประสิทธิภาพหญ้าทะเลหญ้า (Alcoverro และ Mariani, 2002) ข้อสังเกตเหล่านี้รวมตัวของทะเลเม่นทะเลได้รับการสนับสนุนโดยการศึกษาอื่น ๆ (เอ็ม Bergsten ข่าวสาร Comm. .; ลิตร Hammar ข่าวสาร Comm. .; เจEklöf, ข่าวสาร. COMM.) เช่นเดียวกับคำพูดสุดท้ายของการประชุมเชิงปฏิบัติการในท้องถิ่นที่นักวิทยาศาสตร์ ร่วมกับชาวประมงในการทำงานในชีวิตประจำวันในสภาพแวดล้อมอ่าวนี้กล่าวถึงการเปลี่ยนแปลงในทุ่งหญ้าทะเลในช่วงสองทศวรรษที่ผ่านมา (เดอลา Torre-คาสโตรและ Jiddawi, 2005) อย่างไรก็ตามผลของการปล้นสะดมปลา herbivory เม่นทะเลในทุ่งหญ้าทะเลของภูมิภาคแอฟริกาตะวันออกได้รับการสอบสวน (เช่น McClanahan et al., 1994 และ Alcoverro และ Mariani, 2004) และการศึกษาเพิ่มเติมเกี่ยวกับเรื่องนี้มีความจำเป็นที่จะเข้าใจกระบวนการทั้งหมดใน ความคืบหน้า. มีแง่มุมอื่น ๆ ที่อาจมีผลกระทบเชิงลบในทุ่งหญ้าทะเลในอ่าว Chwaka กิจกรรมการประมงและการทำฟาร์มสาหร่ายจะมีผลกระทบทางกลโดยตรงต่อหญ้าทะเล การเลี้ยงสาหร่ายยังอ้อมเปลี่ยนลักษณะตะกอนรวมทั้งลดความอุดมสมบูรณ์และความหลากหลายของสิ่งมีชีวิตร่วม (แมน et al., 2001, Mtolera, 2003 และEklöf et al., 2005) อย่างไรก็ตามฟาร์มในอ่าวที่มีขนาดเล็กเมื่อเทียบกับและควรจะมีผลกระทบต่อสภาพแวดล้อมได้ทันที การบรรทุกเกินพิกัดของสารอาหารที่เป็นแหล่งที่มีศักยภาพในการเจริญเติบโตและ macroalgal อิงอาศัยเช่นเดียวกับบุปผาแพลงก์ตอนพืชและความขุ่นตะกอนสูงเป็นตัวแทนที่สำคัญอื่น ๆ ที่มีผลกระทบเชิงลบที่อาจเกิดขึ้นในพืชหญ้าทะเลผ่านทางลดทอนของแสงอาจก่อให้เกิดการลดลงของอัตราการสังเคราะห์แสง (ระยะสั้นและ Wyllie-Echeverria, 1996) เพิ่มคุณค่าของสารอาหารที่อาจไหลออกจากนาข้าวบริเวณใกล้เคียงและสร้างไม่ดีระบบน้ำเสียในหมู่บ้านท้องถิ่นและโรงแรมท่องเที่ยว โหลดที่เพิ่มขึ้นของสารอาหารเช่นเดียวกับตะกอนอาจจะถูกเรียกโดยตัดไม้ทำลายป่าโกงกาง อิทธิพลจากชนิดของภัยคุกคามเหล่านี้อาจจะมีผลกระทบต่อหญ้าทะเลในสภาพแวดล้อมที่ใกล้ฝั่ง (โมฮัมเหม็และห์นสโตน, 1995, โมฮัมเหม็ et al., 2001 และ Uku และBjörk, 2005). เพิ่มขึ้น SAV ในภาคตะวันออกเฉียงใต้ของ Chwaka เบย์ (ในรูปที่. 8) เป็นกำไรขนาดใหญ่เท่านั้นของพืชพรรณในพื้นที่ เราไม่สามารถอธิบายกลไกที่อยู่เบื้องหลังการล่าอาณานิคมนี้ แต่มันอาจจะขึ้นอยู่กับลักษณะสืบทอดสายพันธุ์หญ้าทะเลส่วนใหญ่ Thalassia hemprichii เกี่ยวข้อง ผลจากการศึกษาเช่น Patriquin (1975) แสดงให้เห็นว่าช่วงเวลาที่นี่ (1987-2003) เป็นเวลานานพอที่จะทำให้การรวมกลุ่มที่สมบูรณ์หลังจากการรบกวนที่เป็นไปได้แม้สำหรับสายพันธุ์ที่จุดสุดยอดเติบโตช้ามากขึ้นเป็น T. hemprichii เป็นส่วนหนึ่งของการกู้คืนหลังคาหญ้าทะเลก็อาจจะเป็นผลมาจากการกินกันเม่นทะเลในเม่นทะเลคัดเลือกใหม่เมื่อความหนาแน่นของหญ้าทะเลจะลดลง (Heck และวาเลนไทน์ 1995). ในการสรุปผลการศึกษาได้แสดงให้เห็นว่ามันเป็นไปได้ที่จะตรวจสอบการเปลี่ยนแปลงของหญ้าทะเลและสาหร่ายทะเลในการจัดจำหน่าย สภาพแวดล้อมในเขตร้อนชื้นเช่น Chwaka Bay โดยใช้วิธีการทำแผนที่ซ้ำกับดาวเทียมสำรวจระยะไกล ความละเอียดสเปกตรัมและเชิงพื้นที่ที่ได้มาโดย Landsat TM / ETM + เซ็นเซอร์มีความเหมาะสมสำหรับวัตถุประสงค์นี้ ประเภทของข้อมูลดาวเทียมสำรวจระยะไกลนี้จะสร้างพื้นฐานสำหรับวิธีการตรวจสอบการดำเนินงานและค่าใช้จ่ายที่มีประสิทธิภาพสำหรับวัตถุประสงค์ในการอนุรักษ์และฟื้นฟู การวิเคราะห์ของเราเกี่ยวกับการเปลี่ยนแปลงของกาลเวลาของฝาครอบ SAV ใน Chwaka เบย์ในช่วงระยะเวลาการศึกษา (1986-2003) พบว่าไม่มีการเพิ่มขึ้นหรือลดลงโดยทั่วไปของพืช แต่บางพื้นที่เปิดเผยทั้งการสูญเสียและกำไรของ SAV การศึกษาเพิ่มเติมที่จำเป็นในการอธิบายการเปลี่ยนแปลงพืชท้องถิ่นเหล่านี้

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

4 . การอภิปราย
ที่มีศักยภาพของการใช้ดาวเทียมเทคโนโลยีการรับรู้จากระยะไกลสำหรับการตรวจสอบและการประเมินของพืชนํ้าท่วม ( SAV ) ได้ถูกนำมาศึกษามากมายรวมทั้งแผนที่ของพื้นที่เปลี่ยนแปลง ( Ward et al . , 1997 ) , ความแตกต่างระหว่าง seagrasses สเปกตรัมและแหล่งที่อยู่อาศัยสัตว์น้ำ ( mumby กับเอ็ดเวิร์ด , 2002 ) , การเลือกปฏิบัติของสเปกตรัมของหญ้าทะเลชนิด ( ไฟฟ์ , 2003 )และคุ้มค่า ( mumby et al . , 1999 ) การศึกษาของเราสนับสนุนการใช้ การวิเคราะห์ภาพดาวเทียม ( Landsat TM / ETM เซ็นเซอร์กับความละเอียดเชิงพื้นที่ 30 เมตร ) แผนที่การเปลี่ยนแปลงในรูปแบบของการกระจายของคุณในตื้นเขตร้อน embayment ตามที่ระบุโดยความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งระหว่างดาวเทียมที่ได้รับการสะท้อนแสงแดดและใน situ quantified sav ครอบคลุมร้อยละซ้ําบ่อยๆซื้อภาพถ่ายดาวเทียมร่วมกับครอบคลุมภูมิภาคเป็นประโยชน์ที่ชัดเจนเมื่อเทียบกับเทคนิคการทำแผนที่อื่น ๆ คู่ปัญญาวิเคราะห์ความสัมพันธ์ของภาพจากโอกาสที่แตกต่างกันอาจเปิดเผยวงจรบนความผันแปรกาลของคุณครอบคลุม แต่มันควรจะสังเกตว่าวิธีการความสัมพันธ์นี้จะแสดงให้เห็นว่าการเปลี่ยนแปลงของคุณครอบคลุมขึ้นแต่ธรรมชาติของการเปลี่ยนแปลง ( การสูญเสียหรือได้รับ )

ที่ไม่แตกต่างกันตามฤดูกาล ความผันแปรในของคุณครอบคลุมที่พบในพื้นที่ศึกษา ทำให้การเปลี่ยนแปลง ( และตรวจสอบ ) เทคนิคกระแสเวลาของปี อย่างไรก็ตาม เรื่องนี้ชัดเจนไม่ใช่ฤดูกาลอาจจะท้องถิ่นหรือเกี่ยวข้องกับชนิดพืช ( เช่น รอบบิ้นส์ และระฆัง , 2000 )ทำให้มันสำคัญเพื่อประเมินการเปลี่ยนแปลงตามฤดูกาลที่เป็นไปได้เมื่อใช้เทคนิคในภูมิภาคอื่น ๆ ในพื้นที่ที่มีอารมณ์เปลี่ยนแปลงฤดูกาลมวลชีวภาพของหญ้าทะเลสามารถจะมีขนาดใหญ่มาก ( Duarte , 1989 ) และทำให้การตรวจสอบความไวต่อข้อมูล

เวลา .ปัญหาที่พบในการศึกษาจำแนกชนิดของหญ้าทะเล และแยก seagrasses จาก ( อาจเป็นผลของความแตกต่างของความลึกของน้ำ เป็นเป้าหมายหลักของเราคือการเปลี่ยนแปลงแผนที่ช ปัญหาที่รู้จักกันดีของ confounding อิทธิพลคอลัมน์น้ำ ( เช่น lyzenga lyzenga , 1978 , 1981 , mumby et al . , 1998 และ 2003 และสตัมป์ฟ mumby Hedley , et al . , 2003 ) ได้กล่าวถึงที่นี่หรือเป็นพืชอาศัย โหลด ซึ่งอาจจะมีผลต่อการแยกสเปกตรัมของ sav สปีชีส์ ( Drake et al . , 2003 ) ในประเด็นของความละเอียดเชิงพื้นที่ เราพิจารณา 30 M ความละเอียดของ Landsat TM / ETM เหมาะที่สุดสำหรับแผนที่ที่ค่อนข้างใหญ่ในพื้นที่ตลอดเวลา โดยเฉพาะในสภาพแวดล้อมที่ร้อนใสสีฟ้าสีเขียวและแถบสีแดงที่สำคัญยิ่งสำหรับการทำแผนที่คุณสมบัติจม

chwaka อ่าวยังอยู่ในระยะเริ่มต้น มีการอ้างอิงถึงการท่องเที่ยวและเมืองต่างๆ ซึ่งในทางกลับอาจหมายถึงความเสียหายทางกายภาพที่รุนแรงน้อยกว่าชายฝั่งพังทลาย จากใบพัดเรือทอดสมอออกจากสารอาหารและสารพิษ มลพิษ และการกําจัดสิ่งปฏิกูล ;