Because of the ecological importanc

Because of the ecological importance of seagrasses and rapid rates of seagrass loss along the world's coastlines (Waycott et al., 2009), resource managers aim to both stop the loss of seagrasses and restore degraded or destroyed seagrass habitat. Disturbances to seagrass
ecosystems may result in loss of or a reduction in their ability to provide key ecosystem functions. As a result, there has been increasing interest in seagrass restoration since the mid 1970's (Fonseca, 2011 ). Ecological restoration often attempts to reestablish plant communities that have been destroyed or degraded. For restoration to be successful, ecological attributes of the system such as structure and function must be reestablished (Higgs, 1997; Hobbs and Norton, 1996). Herbivores are capable of altering ecosystem structure and function (Milchunas et al., 1988; Parker et al., 2006) through interacting effects of stress from grazing and release from competitive exclusion (Connell, 1978; Grime, 1973; Paine, 1971). In terrestrial grasslands,
the success of restoration and recovery trajectories in restoration projects that target rehabilitation of plant communities may be influenced by selective herbivory (Fraser and Madson, 2008; Howe and Lane, 2004; Young et al., 2005). In seagrass meadows, herbivory structures ecosystems in multiple and complex ways such as directly removing biomass, facilitating energy flow through food webs, controlling epiphytic growth, stimulating primary and secondary production, and altering species composition (Heck and Valentine, 2006). Epiphytic microalgae on seagrass plants and benthic microalgae are critical food sources for micrograzers (Bologna and Heck, 1999; Moncreiff and Sullivan, 2001). The seagrasses themselves are also directly consumed by certain herbivores. Megaherbivores such as green turtles and sirenians are capable of consuming a substantial amount of biomass, and can influence spatial distribution and standing biomass of seagrass meadows (Fourqurean et al., 2010; Lal et al., 2010). Direct herbivory on seagrasses by fish and urchins is also an important process (Alcoverro and Mariani, 2004; Cebrián and Duarte, 1994, 1998; Kirsch et al., 2002; Rose et al., 1999). Seagrasses support high levels of secondary production as a result (Mateo et al., 2006). Fish grazing can regulate local seagrass species composition and density (Armitage and Fourqurean, 2006; Randall, 1965; Tribble,
1981; Valentine and Heck, 1999). Like grazers in terrestrial environments (Mattson, 1980), seagrass grazers may preferentially consume plants with higher nutrient content (Goecker et al., 2005; Heck and Valentine, 2006; McGlathery, 1995; Prado and Heck, 2011; Williams, 1988) or faster growing plants (Cebrián and Duarte, 1998). Nutrient content in seagrass leaves varies
among species, and also spatially within species (Duarte, 1990). In south Florida and the Caribbean, the dominant seagrass species include Thalassia testudinum, Syringodium filiforme, and Halodule wrightii, which occur in both monospecific and mixed beds (McMillan and Phillips, 1979; Thorhaug, 1981 ). Nutrient content varies among and within these species over relatively small spatial scales in response to terrestrial, oceanic, groundwater, or point source inputs (Caccia and Boyer, 2005; Campbell and Fourqurean, 2009; Fourqurean et al., 1992; Peterson et al., 2012). Thus local seagrass landscapes can exhibit substantial variation in community composition and stoichiometry, to which herbivores may respond. Seagrass transplanting is a common restoration method, used to more quickly replace lost plant structure and associated functions than would otherwise occur through a relatively slower natural recovery process
(Fonseca et al., 1998; Lewis, 1987). Seagrass restoration projects involving transplanting are often designed to mimic observed patterns of succession by incorporating the principle of “modified compressed succession” (sensu Durako and Moffler, 1985). In these projects, an
early successional, faster-growing seagrass species (e.g., H. wrightii and/or S. filiforme in the subtropical western Atlantic region) is transplanted under the assumption that they will colonize more quickly than slower-growing climax species (e.g., T. testudinum), which in time,
will reestablish dominance in the restoration area. Experimental evidence exists that transplanted, early-successional seagrasses may be preferentially consumed through selective herbivory (Armitage and Fourqurean, 2006; Fraser and Madson, 2008; Howe and Lane, 2004; Prado et al., 2010). However, despite the literature record as well as cautionary notes of the potential impact of herbivory to planting unit survival (Fonseca et al., 1998), the impacts of herbivores on transplanting success in seagrass meadows remain largely unstudied. This study aimed to evaluate herbivory pressure on transplanted seagrasses. Herbivory is suspected as the cause of poor performance of some seagrass transplanting efforts that have been conducted to repair injuries from vessel groundings in Biscayne National Park, adjacent to the Miami metropolitan area in south Florida, USA. Qualitative observations of these transplanting efforts, which took
place during the period 2007–2008), led us to several hypotheses as to the loss of the planted seagrasses. During these efforts, planting unit biomass was lost overnight or within days of planting at some locations, and we hypothesized that loss was due to herbivory rather than transplanting shock to the transplanted clones. In the previous restoration projects, planting unit success differed among restoration sites, so for the current study, we hypothesized that biomass loss to herbivory varied across space. Apparent interspecific differences in rates of loss between seagrass species led us to hypothesize that biomass loss to herbivory varied with seagrass species, possibly suggesting consumer feeding preferences. Since herbivores may choose high-nutrient plants, we hypothesized that rates of herbivory would be related to plant nutrient content. In a landscape with patchy distribution of seagrass species with variable toichiometry, transplantation of these species for restoration may result in the presentation of a more preferred food source in some areas. Further, since we suspected that the herbivores responsible for the observed loss of seagrass transplants were fish, we expected rates of herbivory to be
related to the size and species composition of the fish community. Given that fish community abundance is correlated with water temperature (Serafy et al., 2003; Tremain and Adams, 1995) we also expected herbivory to vary throughout the year.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ระบบนิเวศความสำคัญของ seagrasses และอัตราเร็วของการสูญเสียหญ้าทะเลตามชายฝั่งอันโลก (Waycott et al., 2009), จุดมุ่งหมายของการจัดการทรัพยากรเพื่อหยุดการขาดทุนของ seagrasses ทั้งคืนเสื่อมโทรม หรือถูกทำลายหญ้าทะเลอยู่อาศัย แหล่งหญ้าทะเลไประบบนิเวศอาจส่งผลในการสูญเสียหรือลดความสามารถในการให้ฟังก์ชันระบบนิเวศที่สำคัญ ดังนั้น มีแล้วสนใจเพิ่มขึ้นในปลูกหญ้าทะเลตั้งแต่ 115 กลาง (Fonseca, 2011) ฟื้นฟูระบบนิเวศมักจะพยายามเพื่อสร้างชุมชนพืชที่ถูกทำลาย หรือเสื่อมโทรม สำหรับการคืนให้ประสบความสำเร็จ แอตทริบิวต์ระบบนิเวศของระบบเช่นโครงสร้าง และการทำงานต้องเพลิด (Higgs, 1997 ฮอบส์และ Norton, 1996) Herbivores จะสามารถดัดแปลงโครงสร้างของระบบนิเวศและการทำงาน (Milchunas et al., 1988 ปาร์คเกอร์และ al., 2006) โดยโต้ตอบผลของความเครียดจาก grazing และออกจากการแข่งขันแยก (Connell, 1978 Grime, 1973 Paine, 1971) ในภาคพื้น grasslandsความสำเร็จของ trajectories คืนและการกู้คืนในโครงการฟื้นฟูที่เป้าหมายฟื้นฟูชุมชนพืชอาจรับอิทธิพลจากงาน herbivory (เฟรเซอร์และ Madson, 2008 ฮาวและ Lane, 2004 หนุ่มร้อยเอ็ด al., 2005) ในหญ้าทะเล โดวส์ herbivory โครงสร้างระบบนิเวศในหลายวิธีที่ซับซ้อนโดยตรงเอาชีวมวล อำนวยความสะดวกการไหลของพลังงานผ่านเว็บอาหาร การควบคุมการเจริญเติบโต epiphytic กระตุ้นการผลิตหลัก และรอง และเปลี่ยนแปลงองค์ประกอบพันธุ์ (Heck และวาเลนไทน์ 2006) และ Microalgae epiphytic บนหญ้าทะเลพืชและ microalgae ธรรมชาติเป็นแหล่งอาหารสำคัญสำหรับ micrograzers (โลน่าและ Heck, 1999 Moncreiff กซัลลิแวน 2001) โดยตรงยังมีใช้ seagrasses เอง โดย herbivores บาง Megaherbivores เต่าสีเขียวและ sirenians มีความสามารถในการใช้ชีวมวลเป็นจำนวนมาก และสามารถมีอิทธิพลต่อการกระจายและชีวมวลยืนของหญ้าทะเลโดวส์ (Fourqurean et al., 2010 Lal et al., 2010) ตรง herbivory บน seagrasses โดยปลา และ urchins เป็นกระบวนการสำคัญ (Alcoverro และบุนดา 2004 Cebrián และ Duarte, 1994, 1998 Kirsch et al., 2002 กุหลาบ et al., 1999) Seagrasses สนับสนุนระดับสูงผลิตรองเป็นผล (เซาท์อีสท์ et al., 2006) ปลา grazing สามารถควบคุมองค์ประกอบภายในหญ้าทะเลชนิดและความหนาแน่น (อาร์มิเทจและ Fourqurean, 2006 Randall, 1965 Tribble1981 วาเลนไทน์แล้ว Heck, 1999) เช่น grazers ในสภาพแวดล้อมภาคพื้น (รับเชิญ 1980), หญ้าทะเล grazers อาจขึ้นก่อนกินพืช มีธาตุอาหารสูงเนื้อหา (Goecker et al., 2005 Heck และวาเลนไทน์ 2006 McGlathery, 1995 ปราโดและ Heck, 2011 วิลเลียมส์ 1988) หรือพืช (Cebrián และ Duarte, 1998) การเจริญเติบโตเร็วขึ้น เนื้อหาของธาตุอาหารในใบของหญ้าทะเลไปจนพันธุ์ และยัง spatially ภายในสปีชีส์ (Duarte, 1990) ในฟลอริด้าและคาริเบียน ชนิดหญ้าทะเลที่โดดเด่นได้แก่ Thalassia testudinum, Syringodium filiforme และ Halodule wrightii ซึ่งเกิดขึ้นใน monospecific และเตียงผสม (McMillan และไขควง 1979 Thorhaug, 1981) ธาตุอาหารเนื้อหาไประหว่าง และภาย ในสปีชีส์เหล่านี้ปรับขนาดพื้นที่ค่อนข้างเล็กในภาคพื้น ดิน มหาสมุทร น้ำบาดาล หรือแหล่งจุดอินพุต (Caccia และ Boyer, 2005 Campbell และ Fourqurean, 2009 Fourqurean et al., 1992 Peterson et al., 2012) ดังนั้น หญ้าทะเลท้องถิ่นภูมิประเทศสามารถแสดงการเปลี่ยนแปลงที่พบในองค์ประกอบชุมชนและ stoichiometry อาจตอบสนอง herbivores หญ้าทะเล transplanting เป็นทั่วไปเป็นวิธีคืนค่า ใช้แทนมากขึ้นอย่างรวดเร็วสูญเสียโครงสร้างโรงงาน และฟังก์ชันที่เกี่ยวข้องมากกว่าจะเกิดขั้นตอนการกู้คืนธรรมชาติที่ค่อนข้างช้า(Fonseca และ al., 1998 ลูอิส 1987) โครงการปลูกหญ้าทะเลที่เกี่ยวข้องกับ transplanting มักได้รับการออกแบบเพื่อเลียนแบบรูปแบบสังเกตสืบราชบัลลังก์ โดยเพจหลักการ "ปรับเปลี่ยนบัลลังก์บีบ" (sensu Durako และ Moffler, 1985) ในโครงการเหล่านี้ การต้นพันธุ์หญ้าทะเล successional เร็วขึ้น (เช่น H. wrightii / S. filiforme ในแบบภูมิภาคแอตแลนติกตะวันตก) เป็น transplanted ภายใต้สมมุติฐานที่ว่าพวกเขาจะ colonize ได้รวดเร็วกว่าการเติบโตช้าลงจุดสุดยอดพันธุ์ (เช่น ต. testudinum), ซึ่งในเวลาจะครอบงำในบริเวณปลูกสร้างอีกครั้ง หลักฐานการทดลองอยู่ที่ transplanted, seagrasses successional แรก ๆ อาจจะขึ้นก่อนการบริโภค โดยเลือก herbivory (อาร์มิเทจและ Fourqurean, 2006 เฟรเซอร์และ Madson, 2008 ฮาวและ Lane, 2004 Prado et al., 2010) อย่างไรก็ตาม แม้ มีการประกอบการรวมทั้ง บันทึกย่อ cautionary ของผลกระทบของ herbivory ปลูกรอดหน่วย (Fonseca และ al., 1998), ผลกระทบของ herbivores บน transplanting สำเร็จในหญ้าทะเล โดวส์ครั้งใหญ่ unstudied การศึกษานี้มีวัตถุประสงค์เพื่อประเมินความดัน herbivory transplanted seagrasses Herbivory ถูกสงสัยว่าเป็นสาเหตุของประสิทธิภาพที่ต่ำของหญ้าทะเลบาง transplanting ความพยายามที่ได้ดำเนินการซ่อมแซมบาดเจ็บจากเรือ groundings ในบิสเคนอุทยานแห่งชาติ ติดตั้งนครไมอามีในฟลอริด้า สหรัฐอเมริกา ข้อสังเกตเชิงคุณภาพเหล่านี้ transplanting ความพยายาม ซึ่งใช้เวลาทำช่วงปี 2007-2008), นำเราไปสู่หลายสมมุติฐานเป็นการสูญเสียของ planted seagrasses ในระหว่างความพยายามเหล่านี้ ปลูกหน่วยชีวมวลก็ข้ามคืนหรือภาย ในวันที่ปลูกบางพื้นที่ และเราตั้งสมมติฐานว่าที่ขาดทุนเกิดช็อก herbivory มากกว่า transplanting การโคลน transplanted ในโครงการคืนก่อนหน้า ปลูกสำเร็จหน่วยแตกต่างระหว่างการคืนค่าเว็บไซต์ เพื่อการศึกษาปัจจุบัน เราตั้งสมมติฐานว่า ที่ขาดทุนชีวมวลเพื่อ herbivory แตกต่างกันในพื้นที่ ชัดเจน interspecific ความแตกต่างในอัตราการสูญเสียระหว่างพันธุ์หญ้าทะเลนำเรา hypothesize ขาดทุนชีวมวลเพื่อ herbivory แตกต่างกันกับหญ้าทะเลชนิด อาจแนะนำให้อาหารลักษณะผู้บริโภค ตั้งแต่ herbivores อาจเลือกพืชธาตุอาหารสูง เราตั้งสมมติฐานว่าที่ราคาของ herbivory จะเกี่ยวข้องกับเนื้อหาของธาตุอาหารพืช ในแนวนอนด้วยรำลึกกระจายพันธุ์หญ้าทะเลกับตัวแปร toichiometry ปลูกพันธุ์สำหรับปลูกอาจส่งผลในการนำเสนอของแหล่งอาหารที่ต้องการมากขึ้นในบางพื้นที่ เพิ่มเติม เพราะเราสงสัยว่า herbivores ชอบสูญเสียพบหญ้าทะเล transplants ได้ปลา เราคาดว่าราคาของ herbivory จะที่เกี่ยวข้องกับองค์ประกอบขนาดและชนิดของปลา ให้ชุมชนปลาที่ อุดมสมบูรณ์มี correlated กับอุณหภูมิน้ำ (Serafy et al., 2003 Tremain และ Adams, 1995) เรายังคาดว่า herbivory จะแตกต่างกันตลอดทั้งปี

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

เพราะมีความสำคัญในระบบนิเวศของหญ้าทะเลและอัตราการสูญเสียอย่างรวดเร็วของหญ้าทะเลตามแนวชายฝั่งของโลก (Waycott et al., 2009), ผู้จัดการฝ่ายทรัพยากรทั้งมุ่งมั่นที่จะหยุดการสูญเสียของหญ้าทะเลและเรียกคืนเสื่อมโทรมหรือถูกทำลายที่อยู่อาศัยของหญ้าทะเล รบกวนหญ้าทะเล
ระบบนิเวศที่อาจส่งผลให้เกิดการสูญเสียหรือการลดลงของความสามารถในการให้การทำงานที่สำคัญของระบบนิเวศ เป็นผลให้ได้มีการเพิ่มความสนใจในการฟื้นฟูหญ้าทะเลตั้งแต่ช่วงกลางปี ​​1970 (Fonseca 2011) การฟื้นฟูระบบนิเวศมักจะพยายามที่จะกอบกู้สังคมพืชที่ได้รับการทำลายหรือการสลายตัว สำหรับการฟื้นฟูจะประสบความสำเร็จในระบบนิเวศคุณลักษณะของระบบเช่นโครงสร้างและหน้าที่ต้องได้รับการสถาปนา (ฮิกส์, 1997; ฮอบส์และนอร์ตัน 1996) สัตว์กินพืชที่มีความสามารถในการแก้ไขโครงสร้างและการทำงานของระบบนิเวศ (Milchunas et al, 1988;.. ปาร์กเกอร์, et al, 2006) ผ่านการโต้ตอบผลกระทบของความเครียดจากการแทะเล็มและปล่อยจากการยกเว้นการแข่งขัน (คอนเนลล์ 1978; สิ่งสกปรก, 1973; พายน์ 1971) ในทุ่งหญ้าบก
ความสำเร็จของลูกทีมฟื้นฟูและการกู้คืนในโครงการฟื้นฟูที่กำหนดเป้าหมายการฟื้นฟูสมรรถภาพของสังคมพืชอาจได้รับอิทธิพลจากการคัดเลือก herbivory (เฟรเซอร์และ Madson 2008; ฮาวและ Lane, 2004. หนุ่ม et al, 2005) ในทุ่งหญ้าทะเลระบบนิเวศ herbivory โครงสร้างในรูปแบบที่หลากหลายและซับซ้อนเช่นการลบชีวมวลโดยตรงอำนวยความสะดวกในการไหลของพลังงานผ่านใยอาหารที่ควบคุมการเจริญเติบโตของอิงอาศัย, กระตุ้นการผลิตหลักและรองและการเปลี่ยนแปลงองค์ประกอบของสปีชีส์ (Heck และวาเลนไทน์ 2006) สาหร่ายอิงอาศัยบนต้นไม้หญ้าทะเลและสาหร่ายหน้าดินเป็นแหล่งอาหารที่สำคัญสำหรับ micrograzers (โบโลญญาและ Heck 1999; Moncreiff และซัลลิแวน, 2001) หญ้าทะเลตัวเองนอกจากนี้ยังมีการบริโภคโดยตรงจากสัตว์กินพืชบางอย่าง Megaherbivores เช่นเต่าสีเขียวและ Sirenians มีความสามารถในการบริโภคเป็นจำนวนมากของชีวมวลและสามารถมีอิทธิพลต่อการกระจายเชิงพื้นที่และชีวมวลที่ยืนของทุ่งหญ้าทะเล (Fourqurean et al, 2010;.. Lal et al, 2010) herbivory โดยตรงบนหญ้าทะเลโดยเม่นทะเลปลาและยังเป็นกระบวนการสำคัญ (Alcoverro และ Mariani 2004; Cebrian และอาร์เต, 1994, 1998; Kirsch, et ​​al., 2002;. โรส, et al, 1999) หญ้าทะเลสนับสนุนระดับสูงของการผลิตเป็นผลรอง (แม et al., 2006) ทุ่งเลี้ยงสัตว์ปลาสามารถควบคุมหญ้าทะเลชนิดพันธุ์ท้องถิ่นและความหนาแน่น (มาร์ตินและ Fourqurean 2006; แรนดัล, 1965; Tribble,
1981; วาเลนไทน์และ Heck, 1999) เช่นเดียวกับหญ้าในสภาพแวดล้อมที่บก (แมทท์, 1980), หญ้าหญ้าทะเลพิเศษอาจใช้พืชที่มีปริมาณสารอาหารที่สูงขึ้น (Goecker et al, 2005;. Heck และวาเลนไทน์ 2006 McGlathery, 1995; Prado และ Heck 2011; วิลเลียมส์, 1988) หรือ การเจริญเติบโตได้เร็วขึ้นพืช (Cebrian และอาร์เต, 1998) ปริมาณสารอาหารในใบหญ้าทะเลแตกต่างกันไป
ในหมู่สายพันธุ์และยังตำแหน่งที่อยู่ในสปีชีส์ (อาร์เต, 1990) ในเซาท์ฟลอริดาและแคริบเบียนสายพันธุ์หญ้าทะเลที่โดดเด่นรวมถึง Thalassia testudinum, Syringodium filiforme และ wrightii Halodule ซึ่งเกิดขึ้นทั้งในและ monospecific เตียงผสม (McMillan และฟิลลิป, 1979; Thorhaug, 1981) ปริมาณสารอาหารที่แตกต่างกันระหว่างภายในและสายพันธุ์เหล่านี้มากกว่าเครื่องชั่งเชิงพื้นที่ที่ค่อนข้างเล็กในการตอบสนองบกมหาสมุทรน้ำใต้ดินหรือปัจจัยการผลิตที่แหล่งกำเนิด (Caccia และบอยเยอร์, ​​2005; แคมป์เบลและ Fourqurean 2009; Fourqurean et al, 1992;. ปีเตอร์สันและอัล 2012) ดังนั้นภูมิทัศน์หญ้าทะเลในท้องถิ่นสามารถแสดงการเปลี่ยนแปลงอย่างมีนัยสำคัญในองค์ประกอบของชุมชนและปริมาณสารสัมพันธ์เพื่อที่สัตว์กินพืชอาจตอบสนอง ปลูกหญ้าทะเลเป็นวิธีการฟื้นฟูทั่วไปใช้ในการได้อย่างรวดเร็วแทนที่โครงสร้างโรงงานหายไปและฟังก์ชั่นที่เกี่ยวข้องกว่ามิฉะนั้นจะเกิดขึ้นผ่านกระบวนการกู้คืนธรรมชาติค่อนข้างช้า
(Fonseca, et al, 1998;. ลูอิส 1987) โครงการฟื้นฟูหญ้าทะเลที่เกี่ยวข้องกับการปลูกมักจะได้รับการออกแบบมาเพื่อเลียนแบบรูปแบบการสังเกตของความสำเร็จโดยผสมผสานหลักการของ "สืบทอดการบีบอัดการปรับเปลี่ยน" (sensu Durako และ Moffler, 1985) ในโครงการเหล่านี้
ต่อเนื่องต้นที่เติบโตเร็วกว่าสายพันธุ์หญ้าทะเล (เช่นเอช wrightii และ / หรือเอส filiforme ในภูมิภาคเขตร้อนในมหาสมุทรแอตแลนติกทางทิศตะวันตก) ปลูกภายใต้สมมติฐานที่ว่าพวกเขาจะอพยพไปได้เร็วกว่าสายพันธุ์ที่เติบโตช้าลงจุดสุดยอด ( เช่น T. testudinum) ซึ่งในเวลาที่
จะสถาปนาการปกครองในพื้นที่ฟื้นฟู หลักฐานการทดลองอยู่ที่ปลูกหญ้าทะเลต้นต่อเนื่องอาจจะบริโภค herbivory พิเศษผ่านการคัดเลือก (มาร์ตินและ Fourqurean 2006; เฟรเซอร์และ Madson 2008; ฮาวและ Lane, 2004. ปราโด, et al, 2010) อย่างไรก็ตามแม้จะมีการบันทึกวรรณกรรมเช่นเดียวกับบันทึกเตือนของผลกระทบที่อาจเกิดขึ้นจากการปลูก herbivory หน่วยความอยู่รอด (Fonseca et al., 1998) ผลกระทบจากสัตว์กินพืชกับความสำเร็จในการปลูกหญ้าทะเลทุ่งหญ้าส่วนใหญ่ยังคงกันเอง การศึกษาครั้งนี้มีวัตถุประสงค์เพื่อประเมินความดัน herbivory บนหญ้าทะเลปลูก herbivory เป็นที่สงสัยว่าเป็นสาเหตุของการปฏิบัติงานที่ดีของความพยายามบางส่วนปลูกหญ้าทะเลที่มีการดำเนินการซ่อมแซมการบาดเจ็บจากการ groundings เรือบิสเคย์ในอุทยานแห่งชาติที่อยู่ติดกับเขตเมืองไมอามี่ในภาคใต้ฟลอริดาสหรัฐอเมริกา การสังเกตคุณภาพของความพยายามปลูกเหล่านี้ซึ่งเกิด
ขึ้นในช่วงระยะเวลา 2007-2008), นำเราไปสู่หลายสมมติฐานเป็นการสูญเสียของหญ้าทะเลปลูก ในระหว่างความพยายามเหล่านี้หน่วยปลูกชีวมวลที่หายไปในชั่วข้ามคืนหรือภายในวันที่ของการปลูกในบางสถานที่และเราตั้งสมมติฐานว่าการสูญเสียเนื่องจากการ herbivory มากกว่าปลูกช็อกโคลนปลูก ในโครงการฟื้นฟูที่ผ่านมาประสบความสำเร็จในการปลูกหน่วยแตกต่างในเว็บไซต์การฟื้นฟูเพื่อให้การศึกษาในปัจจุบันเราตั้งสมมติฐานว่าการสูญเสียชีวมวลเพื่อ herbivory แตกต่างกันในแต่ละพื้นที่ ความแตกต่างที่เห็นได้ชัด interspecific ในอัตราของการสูญเสียระหว่างสายพันธุ์หญ้าทะเลทำให้เราตั้งสมมติฐานว่าการสูญเสียชีวมวลเพื่อ herbivory แตกต่างกันกับสายพันธุ์หญ้าทะเลอาจจะแนะนำการตั้งค่าการกินอาหารของผู้บริโภค ตั้งแต่พันธุ์พืชอาจเลือกที่สูงสารอาหารที่เราตั้งสมมติฐานว่าอัตราการ herbivory จะได้รับการที่เกี่ยวข้องกับการปลูกปริมาณสารอาหาร ในภูมิทัศน์ที่มีการกระจายเป็นหย่อมของสายพันธุ์หญ้าทะเลที่มี toichiometry ตัวแปรปลูกสายพันธุ์เหล่านี้สำหรับการฟื้นฟูอาจส่งผลในการนำเสนอของแหล่งอาหารที่ต้องการมากขึ้นในบางพื้นที่ นอกจากนี้นับตั้งแต่ที่เราสงสัยว่าสัตว์กินพืชที่รับผิดชอบในการสูญเสียการสังเกตการปลูกหญ้าทะเลเป็นปลาที่เราคาดว่าอัตราการ herbivory ที่จะ
เกี่ยวข้องกับขนาดและองค์ประกอบของสายพันธุ์ของปลาชุมชน ระบุว่าชุมชนปลาอุดมสมบูรณ์มีความสัมพันธ์กับอุณหภูมิของน้ำ (Serafy et al, 2003;. Tremain และอดัมส์, 1995) นอกจากนี้เรายังคาดว่า herbivory แตกต่างกันไปตลอดทั้งปี

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

เพราะความสำคัญของระบบนิเวศหญ้าทะเล seagrasses และอัตราอย่างรวดเร็วของการสูญเสียไปของโลกประเทศไทย ( waycott et al . , 2009 ) , ผู้จัดการทรัพยากรเป้าหมายทั้งสองหยุดการสูญเสียของ seagrasses สลายหรือทำลายหญ้าทะเลและฟื้นฟูสิ่งแวดล้อม การรบกวนต่อระบบนิเวศหญ้าทะเล
อาจส่งผลในการสูญเสียหรือลดความสามารถของพวกเขาเพื่อให้ฟังก์ชันระบบนิเวศที่สำคัญ ผลมีความสนใจที่เพิ่มขึ้นในการฟื้นฟูหญ้าทะเลตั้งแต่กลางปี 1970 ( ฟอนเซก้า , 2011 ) การฟื้นฟูระบบนิเวศมักจะพยายามที่จะสร้างชุมชนพืชที่ถูกทำลายหรือสลายตัว เพื่อการฟื้นฟูจะประสบความสำเร็จในลักษณะของระบบ เช่น โครงสร้างและหน้าที่ต้อง reestablished ( Higgs , 1997 ; ฮอบส์และ Norton , 1996 )สัตว์กินพืชมีความสามารถในการเปลี่ยนโครงสร้างและหน้าที่ของระบบนิเวศ ( milchunas et al . , 1988 ; Parker et al . , 2006 ) ผ่านการโต้ตอบผลของความเครียดจากการแทะเล็มและออกจากการแข่งขันไป ( เนล , 1978 ; สกปรก , 1973 ; Paine , 1971 ) ในทุ่งหญ้าบก
ความสำเร็จของการฟื้นฟูและฟื้นฟูวิถีในโครงการบูรณะฟื้นฟูชุมชนเป้าหมายที่พืชอาจได้รับอิทธิพลจากการ herbivory ( เฟรเซอร์ และ แมดสัน , 2008 ; ฮาว และเลน , 2004 ; เด็ก et al . , 2005 ) ในทุ่งหญ้าหญ้าทะเล herbivory โครงสร้างระบบนิเวศในหลายวิธีและซับซ้อนเช่นการส่งเสริมการไหลของพลังงานชีวมวลโดยตรง , ผ่านสายใยอาหารการควบคุมการเจริญเติบโตของ epiphytic กระตุ้นการผลิตขั้นปฐมภูมิและทุติยภูมิ และเปลี่ยนแปลงองค์ประกอบชนิด ( ห่า และวาเลนไทน์ , 2006 ) สาหร่ายในพืชอิงอาศัยหญ้าทะเลและสาหร่ายเป็นแหล่งอาหารที่สำคัญสำหรับสัตว์ micrograzers ( โบโลญญาและเฮค , 1999 ; moncreiff และซัลลิแวน , 2001 ) การ seagrasses ตัวเองยังโดยตรงบางบริโภคโดยสัตว์กินพืชmegaherbivores เช่นเต่าสีเขียวและนักบุญจอร์จมีความสามารถในการบริโภคเป็นจำนวนมาก ชีวมวล และจะมีผลต่อการกระจายทางพื้นที่ และชีวมวล มีทุ่งหญ้าหญ้าทะเล ( fourqurean et al . , 2010 ; Lal et al . , 2010 ) herbivory โดยตรงใน seagrasses โดยปลาและหอยยังเป็นขั้นตอนที่สำคัญและ ( alcoverro Mariani , 2004 ; of N . kgm Duarte , 1994 , 1998 ; Kirsch et al . , 2002 ;กุหลาบ et al . , 1999 ) seagrasses สนับสนุนระดับสูงของการผลิตรองผล ( แมทธิว et al . , 2006 ) แทะปลาสามารถควบคุมองค์ประกอบของหญ้าทะเลชนิด ท้องถิ่นและความหนาแน่น ( Armitage fourqurean 2006 ; และ , แรน , 1965 ; tribble
, 1981 ; วาเลนไทน์และเฮค , 1999 ) ชอบ grazers ในสภาพแวดล้อมบก ( แม็ตสัน , 1980 )หญ้าทะเล grazers อาจ preferentially บริโภคพืชที่มีสารอาหารสูง ( goecker et al . , 2005 ; เฮคและวันวาเลนไทน์ , 2006 ; mcglathery , 1995 ; Prado และเฮค 2011 ; วิลเลียมส์ , 1988 ) หรือเร็วกว่าปลูกพืช ( of N . kgm Duarte , 1998 ) ปริมาณธาตุอาหารในใบของหญ้าทะเลแตกต่าง
สปีชีส์ และยังเปลี่ยนภายในสปีชีส์ ( Duarte , 1990 ) ในเซาท์ฟลอริดา และคาริบเบียนชนิดของหญ้าทะเลเด่นรวม thalassia testudinum syringodium , filiforme และ halodule wrightii ซึ่งเกิดขึ้นได้ทั้งใน monospecific ผสมเตียง ( McMillan และ Phillips , 1979 ; thorhaug , 1981 ) ปริมาณธาตุอาหารแตกต่างกันระหว่างและภายในชนิดเกล็ดขนาดค่อนข้างเล็ก พื้นที่เหล่านี้ผ่านการภาคพื้นดิน มหาสมุทร มลพิษ หรือชี้แหล่งข้อมูล ( คัตชา และ Boyer , 2005 ;แคมป์เบลและ fourqurean , 2009 ; fourqurean et al . , 1992 ; Peterson et al . , 2012 ) ภูมิทัศน์ท้องถิ่นจึงสามารถแสดงการเปลี่ยนแปลงหญ้าทะเลอย่างมากในองค์ประกอบชุมชนและปริมาณสัมพันธ์ ซึ่งพืชจะตอบสนอง ปลูกหญ้าทะเล เป็นวิธีการฟื้นฟูทั่วไปใช้อย่างรวดเร็วแทนที่เสียโครงสร้างของพืชและหน้าที่ที่เกี่ยวข้องกว่ามิฉะนั้นจะเกิดขึ้น ผ่าน ค่อนข้างการฟื้นตัวช้าลงกระบวนการธรรมชาติ
( ฟอนเซคา et al . , 1998 ; Lewis , 1987 )โครงการที่เกี่ยวข้องกับการฟื้นฟูหญ้าทะเลปลูกมักจะได้รับการออกแบบเพื่อเลียนแบบสังเกตรูปแบบต่อเนื่องโดยผสมผสานหลักการของ " การบีบอัดการสืบทอด " ( เซ็นสุ durako และ moffler , 1985 ) ในโครงการนี้มีการทดแทน
เร็วเร็วขึ้น ปลูกหญ้าทะเลชนิด ( เช่น H wrightii และ / หรือ sfiliforme ในภูมิภาคตะวันตกแอตแลนติกเขตร้อน ) คือการภายใต้สมมติฐานที่พวกเขาจะอพยพได้รวดเร็วกว่าการจุดสุดยอดช้ากว่าชนิด ( เช่น ต. testudinum ) ซึ่งในเวลา
จะเริ่มการปกครองในพื้นที่ฟื้นฟู หลักฐานการทดลองการมีอยู่ ,seagrasses การทดแทนต้นอาจจะ preferentially บริโภคผ่านการคัดเลือก herbivory ( Armitage และ fourqurean , 2006 ; และ เฟรเซอร์ แมดสัน , 2008 ; ฮาว และเลน , 2004 ; Prado et al . , 2010 ) อย่างไรก็ตาม แม้จะมีการบันทึกวรรณกรรมรวมทั้งบันทึกเตือนของผลกระทบที่มีศักยภาพของ herbivory ปลูกรอด ( หน่วย ฟอนเซก้า et al . , 1998 )ผลกระทบของการปลูกพืชบนความสำเร็จในทุ่งหญ้าหญ้าทะเลอยู่มาก unstudied . การศึกษานี้มีวัตถุประสงค์เพื่อประเมิน herbivory ความดันในการ seagrasses . herbivory ถูกสงสัยว่าเป็นสาเหตุของประสิทธิภาพที่ดีของหญ้าทะเลและความพยายามที่ได้รับการดำเนินการซ่อมแซมการบาดเจ็บจากเรือ groundings ใน Biscayne National Park ,อยู่ติดกับพื้นที่มหานครไมอามี่ใน South Florida , USA เชิงคุณภาพการสังเกตเหล่านี้และความพยายามที่เอา
สถานที่ในช่วง พ.ศ. 2550 – 2551 ) ทำให้เราหลายสมมติฐานเช่นการสูญเสียของการปลูก seagrasses . ในระหว่างความพยายามเหล่านี้ , การปลูกพืชชีวมวลหน่วยหายข้ามคืน หรือภายในวันปลูกในบางสถานที่และเราตั้งสมมติฐานว่า การสูญเสียเนื่องจาก herbivory มากกว่าย้ายไปย้าย โคลน ในโครงการฟื้นฟูก่อน ปลูกความแตกต่างระหว่างเว็บไซต์หน่วยฟื้นฟู ดังนั้นการศึกษาในปัจจุบัน เราตั้งสมมุติฐานว่า ชีวมวล ขาดทุน herbivory หลากหลายในพื้นที่แจ้ง interspecific ความแตกต่างในอัตราการสูญเสียระหว่างหญ้าทะเลชนิด ทำให้เราพบว่า ปริมาณการสูญเสีย herbivory แปรผันกับหญ้าทะเลชนิด อาจแนะนำให้ผู้บริโภคด้วยการตั้งค่า เนื่องจากพืชอาจเลือกสูง ธาตุอาหารพืช เราตั้งสมมุติฐานว่า อัตรา herbivory จะเกี่ยวข้องกับพืชธาตุอาหาร .ในภูมิประเทศที่มีการกระจายเป็นหย่อมๆของหญ้าทะเลชนิดตัวแปร toichiometry ปลูกชนิดนี้เพื่อการฟื้นฟูอาจส่งผลในการนำเสนอแหล่งอาหารที่ต้องการมากขึ้นในบางพื้นที่ เพิ่มเติม เนื่องจากเราสงสัยว่าสัตว์กินพืชที่รับผิดชอบตรวจสอบการสูญเสียการปลูกหญ้าทะเล เป็นปลา เราคาดว่าอัตรา herbivory เป็น
ที่เกี่ยวข้องกับขนาดและชนิดขององค์ประกอบของชุมชนปลา ระบุว่าปลาอุดมสมบูรณ์ เป็นชุมชนที่มีความสัมพันธ์กับอุณหภูมิน้ำ ( serafy et al . , 2003 ; Tremain Adams , 1995 ) เราคาดว่า herbivory แตกต่างกันไปตลอดทั้งปี