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

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

การเปลี่ยนแปลงการใช้ที่ดินการเก็บกักน้ำที่มีการเปลี่ยนแปลงการกระจายป่าชายเลนที่มีแนวโน้มที่จะดำเนินการต่อเนื่องมาจากการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและป่าชายเลนกลยุทธ์การจัดการ(เช่นการฝึกปรือป่า) (Morrisey et al., 2010). เป็นผลให้ขนาดของปัจจัยการผลิต detrital ป่าชายเลนลงไปพอสมควรชายฝั่งระบบที่มีการเปลี่ยนแปลง 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). การสลายตัวของใบไม้ป่าชายเลนช้าในภูมิภาคพอสมควรเมื่อเทียบกับแหล่ง detrital อื่น ๆ (Enríquez et al., 1993) และเกี่ยวข้องกับทั้งสองเป็นส่วนหนึ่งของกระบวนการที่ผุเริ่มต้นอย่างรวดเร็วตามด้วยการสลายตัวทีละน้อยของบิดพลิ้วส่วนของใบ การสลายตัวครั้งแรกมีแนวโน้มที่ผ่าน bacte- ตั้งรกรากเรียลและรายละเอียดของใบซึ่งส่งผลให้ไนโตรเจนเพิ่มคุณค่า (กัลลาเกอร์แกลดสโตน-et al., 2014) และการเพิ่ม palatabil- ity กับสิ่งมีชีวิต (Nordhaus et al., 2011) ช้าการสลายตัวที่สองคือได้มากที่สุดผ่านการกระจายตัวทางกายภาพของเศษส่วนพยศของใบซึ่งถูกควบคุมโดยตัวแปรภูมิอากาศ, น้ำท่วมน้ำขึ้นน้ำลงและการปรากฏตัวของสัตว์ (เช่นดิ๊กและ Osunkoya 2000; Oñate-Pacalioga 2005; Proffitt และ เดฟลิน, 2005) ความแตกต่างระหว่างทางกายภาพทางเคมีและคุณสมบัติทางชีวภาพของตะกอนที่แตกต่างกันชนิดดังนั้นจึงอาจมีผลต่ออัตราการสลายdetrital ที่เกี่ยวข้องกับขั้นตอนทั้งการสลายตัว ศึกษาก่อนหน้านี้มีการเชื่อมโยง sedi- คุณสมบัติ ment กับความแตกต่างของอัตราการสลายตัวของสาหร่ายทั้งสองและเศษซากพืชป่าชายเลน(แฮนเซนและคริสเต, 1998; Holmer และโอลเซ่น, 2002; แต่เห็นแกลดสโตน-กัลลาเกอร์, et al, 2014).. intertidal ชุมชนนุ่มตะกอน จะแบบไดนามิก (เช่น Morrisey et al, 1992;. ดง, 1991. ดง, et al, 1994) และตัวแปรชั่วคราวตอบสนองต่อdetrital นอกจากนี้คาดว่าอาจจะเป็นกระบวนการสลายตัวเงิน แต่เพียงไม่กี่ศึกษาตรวจสอบอีกครั้ง macrofaunal sponses การสะสม detrital ได้รวมการสุ่มตัวอย่างชั่วคราวในการออกแบบการศึกษากับการตอบสนองการตรวจสอบมากที่สุดในเพียงหนึ่งหรือสองวันหลังจากการสุ่มตัวอย่างนอกจาก(มักสุ่มตัวอย่างสองคนหรือมากกว่าเดือนหลังจากที่นอกเหนือจากนั้นเช่นบิชอป et al, . 2007, 2010. เทย์เลอร์, et al, 2010) สองการศึกษาที่ได้รวมการสุ่มตัวอย่างชั่วได้ demon- strated เป็นเวลาขึ้นอยู่กับการตอบสนองที่แข็งแกร่ง: ในหนึ่ง macrofaunal abun- เต้นเอา 24 สัปดาห์เพื่อตอบสนองต่อการเพิ่มขึ้นของหญ้าทะเลเศษซาก(บิชอปและ Kelaher, 2007); ในขณะที่คนอื่น ๆ annelids ตอบสนองต่อนอกจากนี้อัลวาdetrital หลังจากนั้นเพียงสี่สัปดาห์ (Kelaher และ Levinton, 2003) ตัวอย่างเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าการตอบสนอง macrofaunal อาจจะเป็นตัวแปรที่ผ่านช่วงเวลาเนื่องจากความแตกต่างในรูปแบบdetrital ปริมาณอัตราการสลายตัวและองค์ประกอบชุมชนโดยรอบ ดังนั้นการศึกษาที่ถูก จำกัด ไปเป็นวันที่ตัวอย่างเดียวอาจจะพลาดบางส่วนหรือทั้งหมดของการตอบสนองชุมชนเพื่อนอกจากdetrital. ที่นี่เราจะตรวจสอบบทบาทของปัจจัยการผลิต detrital ป่าชายเลน structur- ไอเอ็นจีชุมชน intertidal หน้าดินในการตั้งค่าพอสมควร ป่าชายเลนเศษซากที่ถูกเพิ่มเข้ามาทั้งสองเว็บไซต์ที่อยู่ติดกับพื้นหลังที่แตกต่างกัน sed- คุณสมบัติ imentary และสัตว์ทะเล การตอบสนองชุมชนหน้าดินได้รับการตรวจสอบหลายครั้งในช่วงระยะเวลาหกเดือน เราคาดการณ์ไว้ว่าการเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างชุมชน macrofaunal จะแตกต่างกันกับสถานที่และเวลาเพราะการประมวลผลdetrital / การสลายตัวจะได้รับผลกระทบจากตะกอนbiogeochemistry เว็บไซต์ที่เฉพาะเจาะจงและการตอบสนองชนิดเพื่อเพิ่มคุณค่า. 2 วัสดุและวิธีการ2.1 เว็บไซต์การศึกษาการศึกษาได้ดำเนินการในภาคเหนือของ Whangamata ฮาร์เบอร์ (เกาะเหนือนิวซีแลนด์) นิวซีแลนด์ถิ่นโกงกางแสมท่าจอดเรือ subsp australasica พรายน้ำ 101 เฮกเตอร์ของท่าเรือ(ประมาณ 22% ของ 467 ฮ่าบริเวณท่าเรือ) ซึ่งมีอดีตpanded ตั้งแต่วันที่ 31 เฮกเตอร์ของป่าชายเลนก่อนที่จะกลายเป็นเมืองที่กักเก็บน้ำ, ตัดไม้ทำลายป่าและการเกษตรตั้งแต่ปี 1940 (Singleton 2007) เช่นการเปลี่ยนแปลงในที่ดินการเก็บกักน้ำใช้งานได้เพิ่มขึ้นการจัดส่งของภาคพื้นดินตะกอนผ่านลำธารและแม่น้ำอ้อยเข้าไปในหลายประเทศนิวซีแลนด์และป่าชายเลนมีการขยายตัวในการตอบสนองต่อการตกตะกอน(Morrisey et al., 2010) สอง unvegetated เว็บไซต์กลาง intertidal ได้รับการคัดเลือก: เว็บไซต์1 (37 ° 10'43.0 "S 175 ° 51'36.9" E) ที่โดดเด่นด้วยอินทรีย์ยากจนปรับหาดทรายและเว็บไซต์ที่อยู่ติดกัน2 (37 ° 10'38.6 "S, 175 ° 51'36.5 "E) สูงขึ้นมีเนื้อหาโคลนและตะกอนที่ค่อนข้างอินทรีย์ที่อุดมไปด้วย(ดูผลลัพธ์) สองเว็บไซต์จะอยู่ 20-40 เมตรลงชายฝั่งของป่าชายเลนขอบครอบครองระดับน้ำขึ้นน้ำลงที่คล้ายกัน(0.05-0.25 เมตรเหนือน้ำทะเลเฉลี่ยระดับ) และมีการแยกจากกันโดยระยะทางตามแนวชายฝั่งประมาณ50 เมตร ฤดูใบไม้ผลิน้ำตายช่วงน้ำขึ้นน้ำลงเป็น 1.71-1.27 เมตร (ฮูม et al., 2007) และระยะเวลาน้ำท่วมที่เว็บไซต์มีความคล้ายคลึงกัน (เว็บไซต์ 1 = 5-6 ชั่วโมงและเว็บไซต์2 = 6-7 ชั่วโมง). 2.2 โปรโตคอลการทดลองในช่วงต้นเดือนกุมภาพันธ์ 2011 (ช่วงปลายฤดูร้อน Austral), 18 แพร่ระบาดอย่างสม่ำเสมอแปลง(1.15 เมตรเส้นผ่าศูนย์กลาง. 1.04 m2) ถูกจัดตั้งขึ้นในแต่ละเว็บไซต์ภายใน 32 ม. × 14 เมตรพื้นที่ ห้าเมตรแยกแต่ละแปลง ในแต่ละแถวที่สามในหกแปลงเราสุ่มซ้ำสองของลูออไรด์ต่อไปนี้ments: นอกจาก detrital (DA), เครื่องควบคุมขั้นตอน (PC) และการควบคุม (C) (n = 6 ในการรักษาแต่ละครั้ง) แปลง DA ถูกอุดมไปด้วยป่าชายเลน de- Tritus ด้วยนิ้ว churning 270 กรัมเศษซาก (260 กรัม-2) ลงบน 3 ซมตะกอน(ในขณะที่บิชอปและ Kelaher 2008; บิชอป et al, 2010;. Kelaher และ Levinton 2003 ) นอกจากนี้เท่ากับจำนวนของใบไฟใหญ่เธอผลิตในช่วงฤดูร้อนที่มีประสิทธิผล (พฤศจิกายน Feb- ruary) ในป่านิวซีแลนด์กับระยะเวลาของการบวกที่สอดคล้องกันกับการสิ้นสุดของการผลิตสูงสุดนี้(แกลดสโตน-กัลลาเกอร์, et al . 2014; พฤษภาคม 1999; Oñate-Pacalioga 2005; วูดดรอ, 1982) พีซีแปลงถูกปั่นนิ้วเหมือนกับแปลง DA แต่ไม่มีเศษซากที่ถูกเพิ่มและถูกรวมอยู่ในการออกแบบการทดลองเพื่อวิเคราะห์ben- ผลกระทบกับชุมชน thic ของหนึ่งออกรบกวนผสมตะกอนจากผลกระทบการตกแต่งdetrital แปลง C ถูกทิ้งไม่มีใครแตะต้อง. ป่าชายเลนที่เหลือนำมาใช้ในการจัดการที่ถูกจัดทำขึ้นโดยประการแรกการเก็บรวบรวม senescent สีเหลือง (พร้อมที่จะ abscise) โกงกางใบจากต้นไม้ในวางกามาตาฮาร์เบอร์(มกราคม 2011) เพื่อจำลองธรรมชาติรวมตัวกันของป่าชายเลนที่เหลือเข้าไปในตะกอนที่ใบแห้งเตาอบที่60 ° C ถึงน้ำหนักคงที่และพื้นดินเป็น 2 ชิ้นมม. การอบแห้งของวัสดุใบนี้คิดว่าจะใกล้เคียงกับการอบแห้งให้เห็นว่าใบลดลงจะมีประสบการณ์ถ้ามันลดลงใน sum- ช่วงบ่ายน้ำลงทะเลและเป็นสิ่งจำเป็นที่จะสร้างมาตรฐานปริมาณของเศษซากเพิ่มเข้าไปในแต่ละแปลง(บิชอปและ Kelaher 2008). แปลงทดลองเก็บตัวอย่างซ้ำสำหรับสัตว์ทะเล(1 × 13 ซม. เส้นผ่าศูนย์กลาง. 15 ซมหลักต่อแปลงลึก) และตะกอนพื้นผิวคุณสมบัติ(ปริมาณเม็ดสีสังเคราะห์เนื้อหาอินทรีย์และขนาดของเมล็ดข้าว) ที่ 2, 4, 8, 12 และ 24 สัปดาห์ต่อจากนั้นแก้ที่ดีนอกจาก detrital การ ระยะเวลาการตรวจสอบนี้รวมอยู่ชุดของการสุ่มตัวอย่างเพื่อตรวจสอบความแปรปรวนในการตอบสนองชั่ว macrofaunal ปัจจัยการผลิต detrital โดยมีระยะเวลาการเก็บตัวอย่างบนโลกไซเบอร์ที่อื่น ๆการศึกษา (เช่นบิชอปและ Kelaher, 2007, 2008; Kelaher และLevinton, 2003) และยังเป็นนานกว่าครึ่งชีวิตของป่าชายเลนใบไม้ในนิวซีแลนด์(63-88 วันแกลดสโตน-กัลลาเกอร์et al., 2014) ตัวอย่างตะกอน (3 รวบรวมตัวอย่างแกนเข็มฉีดยา;. 3 ซม. เส้นผ่าศูนย์กลาง 2 ซม. ความลึก) ถูกนำมาภายในไม่กี่เซนติเมตรของแต่ละหลักmacrofaunal เพื่อลดผลกระทบจากการ sam- ซ้ำปลิงในชุมชนของหน้าดินแกนmacrofaunal ถูกนำมาจากตำแหน่งที่แตกต่างกันในแปลงในวันที่สุ่มตัวอย่างในแต่ละและหลุมหลักในเต็มไปด้วยทรายที่เกิดdefaunated (Lohrer et al., 2010) นอกจากนี้เว็บไซต์ทั้งสองตัวอย่างสำหรับคุณสมบัติของสัตว์ทะเลและตะกอนดินในวันที่ 0 6 สุ่ม cho- สถานเสนนอกแปลงทดลอง แต่ภายในพื้นที่ศึกษา แกน Macrofaunal ถูกร่อนกว่า 500 ไมโครเมตรตาข่าย

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

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