1. IntroductionMacrophyte detritus

1. Introduction
Macrophyte detritus (dead, decaying organic matter) is a key source of energy input to many estuarine systems (Findlay and Tenore, 1982;Moore et al., 2004; Odum and Heald, 1975). Deposited detritus can be utilised directly by benthic detritivores (Findlay and Tenore, 1982;McClelland and Valiela, 1998; Moore et al., 2004), as well as fuel the growth of sediment microorganisms (e.g. Bishop and Kelaher, 2007;Levinton, 1985; Rublee, 1982). In addition, numerous studies in temper-ate estuaries have demonstrated that benthic macrofaunal community structure is modified by macrophyte detrital enrichment (see Bishop and Kelaher, 2008; Bishop et al., 2010; Kelaher and Levinton, 2003;O'Brien et al., 2010; Rossi and Underwood, 2002; Taylor et al., 2010). Accordingly, detrital deposition and distribution can be a key factor regulating small-scale variability and patchiness in soft-sediment community structure and function (Kelaher and Levinton, 2003;Kelaher et al., 2003, 2013; Rossi and Underwood, 2002).Macrofaunal responses to detrital addition should vary with resident community structure due to species-specific responses. It is well established that macrofaunal community structure varies with sediment properties (e.g. grain size and organic content; Pratt et al., 2013;Thrush et al., 2005; van der Wal et al., 2008), and since these properties can also influence detrital decay rates (Holmer and Olsen, 2002) community response to detrital addition can be expected to vary across sedimentary gradients. However, few field-based studies have investigated the site-specific impacts of detrital deposition on estuarine benthic community structure (these are: Bishop and Kelaher, 2013b; O'Brien et al., 2010; Olabarria et al., 2010; Rossi, 2006; Rossi and Underwood,2002), and just two of these studies have incorporated differences in sediment properties and associated differences in benthic communities among sites (O'Brien et al., 2010; Rossi and Underwood, 2002). Both of these studies explored community responses to the burial of whole algal wrack, and found that different species responded at mud compared to sand sites (Rossi and Underwood, 2002), and between sites with different organic enrichment levels (O'Brien et al., 2010). Mangrove detritus has been shown to be an important source of energy in tropical coastal ecosystems (Doi et al., 2009; Granek et al., 2009;Odum and Heald, 1975). In temperate New Zealand estuaries, recent changes to catchment land use have altered mangrove distributions,which are likely to continue because of climate change and mangrove management strategies (e.g. forest clearances) (Morrisey et al., 2010).As a result, the magnitude of mangrove detrital inputs into temperate coastal systems is changing. Many tropical coastal systems rely on mangrove 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 comparable to seagrass production in some estuaries (Gladstone-Gallagher et al., 2014), a detrital source known to be important for benthic invertebrates (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 bacterial colonisation and breakdown of the leaf, which results in nitrogen enrichment (Gladstone-Gallagher et al., 2014) and increasing palatability 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 sediment 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 responses 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 abundance 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 structuring intertidal benthic communities in a temperate setting. Mangrove detritus was added at two adjacent sites with different background sedimentary 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.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

1. บทนำMacrophyte detritus (dead, decaying organic matter) is a key source of energy input to many estuarine systems (Findlay and Tenore, 1982;Moore et al., 2004; Odum and Heald, 1975). Deposited detritus can be utilised directly by benthic detritivores (Findlay and Tenore, 1982;McClelland and Valiela, 1998; Moore et al., 2004), as well as fuel the growth of sediment microorganisms (e.g. Bishop and Kelaher, 2007;Levinton, 1985; Rublee, 1982). In addition, numerous studies in temper-ate estuaries have demonstrated that benthic macrofaunal community structure is modified by macrophyte detrital enrichment (see Bishop and Kelaher, 2008; Bishop et al., 2010; Kelaher and Levinton, 2003;O'Brien et al., 2010; Rossi and Underwood, 2002; Taylor et al., 2010). Accordingly, detrital deposition and distribution can be a key factor regulating small-scale variability and patchiness in soft-sediment community structure and function (Kelaher and Levinton, 2003;Kelaher et al., 2003, 2013; Rossi and Underwood, 2002).Macrofaunal responses to detrital addition should vary with resident community structure due to species-specific responses. It is well established that macrofaunal community structure varies with sediment properties (e.g. grain size and organic content; Pratt et al., 2013;Thrush et al., 2005; van der Wal et al., 2008), and since these properties can also influence detrital decay rates (Holmer and Olsen, 2002) community response to detrital addition can be expected to vary across sedimentary gradients. However, few field-based studies have investigated the site-specific impacts of detrital deposition on estuarine benthic community structure (these are: Bishop and Kelaher, 2013b; O'Brien et al., 2010; Olabarria et al., 2010; Rossi, 2006; Rossi and Underwood,2002), and just two of these studies have incorporated differences in sediment properties and associated differences in benthic communities among sites (O'Brien et al., 2010; Rossi and Underwood, 2002). Both of these studies explored community responses to the burial of whole algal wrack, and found that different species responded at mud compared to sand sites (Rossi and Underwood, 2002), and between sites with different organic enrichment levels (O'Brien et al., 2010). Mangrove detritus has been shown to be an important source of energy in tropical coastal ecosystems (Doi et al., 2009; Granek et al., 2009;Odum and Heald, 1975). In temperate New Zealand estuaries, recent changes to catchment land use have altered mangrove distributions,which are likely to continue because of climate change and mangrove management strategies (e.g. forest clearances) (Morrisey et al., 2010).As a result, the magnitude of mangrove detrital inputs into temperate coastal systems is changing. Many tropical coastal systems rely on mangrove 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 comparable to seagrass production in some estuaries (Gladstone-Gallagher et al., 2014), a detrital source known to be important for benthic invertebrates (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 bacterial colonisation and breakdown of the leaf, which results in nitrogen enrichment (Gladstone-Gallagher et al., 2014) and increasing palatability 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 sediment 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 responses 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 abundance 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 structuring intertidal benthic communities in a temperate setting. Mangrove detritus was added at two adjacent sites with different background sedimentary 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.

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

1. บทนำ
macrophyte เศษซาก (ตายสลายสารอินทรีย์) เป็นแหล่งสำคัญของพลังงานกับระบบน้ำเค็มจำนวนมาก (ฟินด์และ Tenore 1982. มัวร์ et al, 2004; Odum และ Heald, 1975) ฝากเหลือสามารถนำมาใช้โดยตรง detritivores หน้าดิน (ฟินด์และ Tenore 1982; แมคคลีแลนด์และ Valiela 1998. มัวร์, et al, 2004) เช่นเดียวกับน้ำมันเชื้อเพลิงการเจริญเติบโตของเชื้อจุลินทรีย์ตะกอน (เช่นบิชอปและ Kelaher 2007; Levinton 1985 ; Rublee, 1982) นอกจากนี้การศึกษาจำนวนมากในบริเวณปากแม่น้ำอารมณ์-กินได้แสดงให้เห็นว่าโครงสร้างชุมชน macrofaunal หน้าดินมีการแก้ไขโดยการเพิ่มคุณค่า macrophyte detrital (ดูบิชอปและ Kelaher 2008; บิชอป et al, 2010;. Kelaher และ Levinton 2003; et al, โอไบรอัน 2010; รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002; เทย์เลอร์, et al, 2010). ดังนั้นการสะสม detrital และการกระจายอาจจะเป็นปัจจัยสำคัญในการควบคุมความแปรปรวนขนาดเล็กและ patchiness ในโครงสร้างชุมชนนุ่มตะกอนและฟังก์ชั่น (Kelaher และ Levinton 2003; Kelaher et al, 2003, 2013;. รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) .Macrofaunal การตอบสนองต่อ detrital นอกจากนี้ควรมีโครงสร้างที่แตกต่างกันกับชุมชนของถิ่นที่อยู่เนื่องจากการตอบสนองของสายพันธุ์ที่เฉพาะเจาะจง มันเป็นที่ยอมรับกันดีว่าโครงสร้างชุมชน macrofaunal ขึ้นอยู่กับคุณสมบัติของดินตะกอน (เช่นขนาดของเมล็ดข้าวและเนื้อหาอินทรีย์แพรตต์, et al, 2013;.. ดง et al, 2005;. แวนเดอร์วอล et al, 2008) และตั้งแต่คุณสมบัติเหล่านี้ยังสามารถ มีอิทธิพลต่ออัตราการสลายตัว detrital (Holmer และโอลเซ่น, 2002) การตอบสนองชุมชนนอกจาก detrital สามารถคาดว่าจะแตกต่างกันในการไล่ระดับสีตะกอน อย่างไรก็ตามการศึกษาภาคสนามที่ใช้ไม่กี่ได้รับการตรวจสอบผลกระทบต่อเว็บไซต์ที่เฉพาะเจาะจงของการสะสม detrital ในน้ำเค็มโครงสร้างชุมชนของสัตว์หน้าดิน (เหล่านี้.. บิชอปและ Kelaher, 2013b; โอไบรอัน, et al, 2010; Olabarria et al, 2010; รอสซี 2006 รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) และเพียงสองของการศึกษาเหล่านี้ได้รวมความแตกต่างในคุณสมบัติของดินตะกอนและความแตกต่างที่เกี่ยวข้องในชุมชนหน้าดินในเว็บไซต์ (โอไบรอัน, et al, 2010;. รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) ทั้งการศึกษาเหล่านี้การสำรวจการตอบสนองของชุมชนในการฝังศพของทั้งสาหร่ายพินาศและพบว่าสายพันธุ์ที่แตกต่างกันตอบสนองที่โคลนเมื่อเทียบกับเว็บไซต์ทราย (รอสซีและอันเดอร์วู้ด, 2002) และระหว่างเว็บไซต์ที่มีการตกแต่งอินทรีย์ระดับที่แตกต่างกัน (โอไบรอัน, et al 2010) เศษซากป่าชายเลนได้รับการแสดงที่จะเป็นแหล่งสำคัญของการใช้พลังงานในระบบนิเวศชายฝั่งทะเลเขตร้อน (ดอย et al, 2009;. Granek et al, 2009;. Odum และ Heald, 1975) ในบริเวณปากแม่น้ำพอสมควรนิวซีแลนด์เปลี่ยนแปลงล่าสุดของการใช้ที่ดินการเก็บกักน้ำที่มีการเปลี่ยนแปลงการกระจายป่าชายเลนซึ่งมีแนวโน้มที่จะดำเนินการต่อเนื่องมาจากการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและกลยุทธ์การจัดการป่าชายเลน (เช่นการฝึกปรือป่า) (Morrisey et al., 2010) .As ผลให้ขนาด ของปัจจัยการผลิต detrital ป่าชายเลนชายฝั่งทะเลเข้าไปในระบบที่มีการเปลี่ยนแปลงพอสมควร หลายระบบชายฝั่งทะเลเขตร้อนพึ่งพาป่าชายเลนที่เหลือเป็นเงินอุดหนุนของสารอินทรีย์ที่สนับสนุนฐานของใยอาหารทะเล (เช่นแนวปะการังและอ้อย Granek et al, 2009;. Sheaves และ Molony 2000; Werry และลี, 2005); แต่ขาดความรู้ระบบนิเวศรวมตัวกันในระบบป่าชายเลนพอสมควรมีคำแนะนำเล็ก ๆ น้อย ๆ ที่จะส่งผลกระทบต่อการเปลี่ยนแปลงของปัจจัยการผลิต detrital ต่อระบบนิเวศชายฝั่งผู้รับ ขณะที่ป่าโกงกางพอสมควรสามารถเป็นอย่างมากในการผลิตน้อยกว่าในเขตร้อนของพวกเขาปัจจัยการผลิต detrital จะเปรียบกับหญ้าทะเลการผลิตในบริเวณปากแม่น้ำบางคน (แกลดสโตน-กัลลาเกอร์ et al., 2014) ซึ่งเป็นแหล่งที่มา detrital ที่รู้จักกันเป็นสิ่งที่สำคัญสำหรับสัตว์ไม่มีกระดูกสันหลังหน้าดิน (ดอย et al., 2009) การสลายตัวของใบไม้ป่าชายเลนช้าในภูมิภาคพอสมควรเมื่อเทียบกับแหล่ง detrital อื่น ๆ (Enríquez et al., 1993) และเกี่ยวข้องกับกระบวนการที่มีสองส่วนที่ผุเริ่มต้นอย่างรวดเร็วตามด้วยการสลายตัวทีละน้อยของส่วนพยศของใบ การสลายตัวครั้งแรกมีแนวโน้มที่ผ่านแบคทีเรียและรายละเอียดของใบซึ่งจะส่งผลในการเพิ่มคุณค่าของไนโตรเจน (กัลลาเกอร์แกลดสโตน-et al., 2014) และความอร่อยที่เพิ่มขึ้นเพื่อชีวิต (Nordhaus et al., 2011) ช้าผุรองน่าจะผ่านการกระจายตัวทางกายภาพของเศษส่วนพยศของใบซึ่งถูกควบคุมโดยตัวแปรภูมิอากาศ, น้ำท่วมน้ำขึ้นน้ำลงและการปรากฏตัวของสัตว์ (เช่นดิ๊กและ Osunkoya 2000; Oñate-Pacalioga 2005; Proffitt และ เดฟลิน, 2005) ความแตกต่างระหว่างทางกายภาพเคมีและชีวภาพประเภทตะกอนที่แตกต่างกันดังนั้นจึงอาจมีผลต่ออัตราการสลาย detrital ที่เกี่ยวข้องกับขั้นตอนทั้งการสลายตัว ศึกษาก่อนหน้านี้มีการเชื่อมโยงคุณสมบัติของดินตะกอนที่มีความแตกต่างในอัตราการสลายตัวของสาหร่ายและเศษซากพืชป่าชายเลน (แฮนเซนและคริสเต, 1998; Holmer และโอลเซ่น, 2002. แต่เห็นแกลดสโตน-กัลลาเกอร์, et al, 2014) .Intertidal ชุมชนนุ่มตะกอนเป็นแบบไดนามิก (เช่น Morrisey et al, 1992;. ดง, 1991. ดง, et al, 1994) และการตอบสนองที่ตัวแปรชั่วคราวเพื่อ detrital นอกจากนี้คาดว่าอาจจะเป็นเงินที่กระบวนการสลายตัว แต่เพียงการศึกษาน้อยตรวจสอบการตอบสนอง macrofaunal การสะสม detrital ได้รวมการสุ่มตัวอย่างชั่วคราวในการออกแบบการศึกษากับการตอบสนองการตรวจสอบมากที่สุดในเพียงหนึ่งหรือสองวันสุ่มตัวอย่างหลังจากนอกจาก (มักสุ่มตัวอย่างสองคนหรือมากกว่าเดือนหลังจากที่เพิ่ม. เช่นบิชอป, et al, 2007 2010 เทย์เลอร์, et al, 2010). สองการศึกษาที่ได้รวมการสุ่มตัวอย่างได้ชั่วคราวปีศาจ strated เป็นเวลาขึ้นอยู่กับการตอบสนองที่แข็งแกร่ง: หนึ่งในความอุดมสมบูรณ์ macrofaunal เอา 24 สัปดาห์เพื่อตอบสนองต่อการเพิ่มขึ้นของหญ้าทะเลที่เหลือ (บิชอปและ Kelaher, 2007); ในขณะที่คนอื่น ๆ annelids ตอบสนองต่อนอกจากนี้อัลวา detrital หลังจากนั้นเพียงสี่สัปดาห์ (Kelaher และ Levinton, 2003) ตัวอย่างเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าการตอบสนอง macrofaunal อาจจะผ่านช่วงเวลาที่ตัวแปรเนื่องจากความแตกต่างในรูปแบบ detrital ปริมาณอัตราการสลายตัวและองค์ประกอบชุมชนโดยรอบ ดังนั้นการศึกษาที่ถูก จำกัด ไปเป็นวันที่ตัวอย่างเดียวอาจจะพลาดบางส่วนหรือทั้งหมดของการตอบสนองชุมชนเพื่อนอกจาก detrital ที่นี่เราจะตรวจสอบบทบาทของปัจจัยการผลิต detrital ป่าชายเลนโครงสร้างชุมชน intertidal หน้าดินในการตั้งค่าพอสมควร เศษซากป่าชายเลนถูกเพิ่มเข้ามาในสองเว็บไซต์ที่อยู่ติดกันมีคุณสมบัติตะกอนพื้นหลังที่แตกต่างกันและสัตว์ทะเล การตอบสนองชุมชนหน้าดินได้รับการตรวจสอบหลายครั้งในช่วงระยะเวลาหกเดือน เราคาดว่าการเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างชุมชน macrofaunal จะแตกต่างกันกับสถานที่และเวลาเพราะการประมวลผล detrital / การสลายตัวจะได้รับอิทธิพลจาก biogeochemistry ตะกอนเว็บไซต์ที่เฉพาะเจาะจงและการตอบสนองที่จะเพิ่มปริมาณชนิด

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

1 . บทนำ
มาโครไฟต์ detritus ( ตายสลายอินทรียวัตถุ ) เป็นแหล่งสำคัญของข้อมูลพลังงานระบบน้ำเค็มมาก ( ฟินด์เลย์ และแนวโน้ม , 1982 ; Moore et al . , 2004 ; โอเดิ้ม และฮิลด์ , 1975 ) การฝาก detritus สามารถใช้ประโยชน์ได้โดยตรง โดยสัตว์ที่ detritivores ( ฟินด์เลย์ และแนวโน้ม , 1982 ; และคลี valiela , 1998 ; Moore et al . , 2004 ) รวมทั้งเชื้อเพลิงการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ในดิน เช่นบิชอปและ kelaher , 2007 ; levinton , 1985 ; rublee , 1982 ) นอกจากนี้ การศึกษามากมายในอารมณ์กินอ้อยพบว่าสัตว์ที่ macrofaunal โครงสร้างชุมชนเป็นแบบมาโครไฟต์แฮบโพลไทป์เสริม ( เห็นบิชอปและ kelaher , 2008 ; บิชอป et al . , 2010 ; kelaher และ levinton , 2003 ; O ' Brien et al . , 2010 ; รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ; Taylor et al . , 2010 ) ตามสะสมแฮบโพลไทป์และการกระจายสามารถปัจจัยควบคุมความแปรปรวนและนุ่มในชุมชนขนาดเล็ก patchiness ตะกอนโครงสร้างและหน้าที่ ( kelaher และ levinton , 2003 ; kelaher et al . , 2003 , 2013 ; รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) การตอบสนอง macrofaunal ไปแฮบโพลไทป์นอกจากนี้ควรแตกต่างกันตามโครงสร้างของชุมชนที่อยู่อาศัยเนื่องจากการตอบสนองเฉพาะ - ขยายพันธุ์ .มันเป็นที่ยอมรับว่าโครงสร้างของชุมชน macrofaunal แตกต่างกันด้วยคุณสมบัติเช่นขนาดเม็ดตะกอนอินทรีย์และเนื้อหา แพรตต์ et al . , 2013 ; เชื้อรา et al . , 2005 ; แวนเดอร์วาล et al . , 2008 ) และเนื่องจากคุณสมบัติเหล่านี้สามารถมีอิทธิพลต่ออัตราการสลายแฮบโพลไทป์ ( โฮลเมอร์ และ โอลเซ่น , 2002 ) ชุมชนเพื่อตอบสนอง แฮบโพลไทป์การบวกสามารถคาดว่าจะแตกต่างกันไปในหินตะกอนการไล่ระดับสี . อย่างไรก็ตามไม่กี่สนามที่ใช้ศึกษาได้ศึกษาผลกระทบของการตกสะสมของแฮบโพลไทป์ในน้ำเค็มพบเฉพาะโครงสร้างชุมชน ( เหล่านี้คือ : บิชอปและ kelaher 2013b ; O ' Brien , et al . , 2010 ; olabarria et al . , 2010 ; รอสซี่ , 2006 ; รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 )และเพียงสองของการศึกษาเหล่านี้ได้รวมของความแตกต่างในคุณสมบัติดินตะกอน และมีความแตกต่างในชุมชนมีความแตกต่างระหว่างไซต์ ( โอไบอัน et al . , 2010 ; รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 ) ทั้งการศึกษาสำรวจการตอบสนองชุมชนเพื่อฝังทั้งสาหร่าย ความหายนะ และพบว่าสายพันธุ์ที่แตกต่างกันตอบสนองที่โคลนเมื่อเทียบกับเว็บไซต์ทราย ( รอสซี่ อันเดอร์วู้ด , 2002 )และระหว่างเว็บไซต์ที่มีระดับการเสริมอินทรีย์ที่แตกต่างกัน ( โอไบอัน et al . , 2010 ) ป่าชายเลน detritus ได้ถูกแสดงเป็นแหล่งสำคัญของพลังงานในระบบนิเวศชายฝั่งทะเลเขตร้อน ( ดอย et al . , 2009 ; granek et al . , 2009 ; โอเดิ้ม และฮิลด์ , 1975 ) ในอ้อยหนาวนิวซีแลนด์ ล่าสุดมีการเปลี่ยนแปลงการใช้ที่ดินลุ่มน้ำมีการเปลี่ยนแปลงการกระจายป่าชายเลนซึ่งมีแนวโน้มที่จะทำ เพราะการเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศและกลยุทธ์การจัดการป่าชายเลน ( เช่นระหว่างป่า ) ( มอร์รีซีย์ et al . , 2010 ) เป็นผลให้ขนาดของปัจจัยการผลิตในระบบชายฝั่ง ป่าชายเลนแฮบโพลไทป์พอสมควรมีการเปลี่ยนแปลง ระบบชายฝั่งทะเลเขตร้อนหลายพึ่งพาป่าชายเลน detritus เป็นเงินอุดหนุนของอินทรียวัตถุที่รองรับฐานของสายใยอาหารในทะเล ( เช่นแนวปะการังและบริเวณ granek , et al . , 2009 ; ฟ่อน และ molony , 2000 ; werry และลี , 2005 ) ; อย่างไรก็ตาม , ไม่มีความรู้ด้านนิเวศวิทยาที่รวบรวมในระบบป่าชายเลนพอสมควรมีคำแนะนำเล็กน้อยกับผลกระทบของการเปลี่ยนแปลงปัจจัยแฮบโพลไทป์ในระบบนิเวศชายฝั่งทะเล ผู้รับ ขณะที่พอสมควรโกงกางสามารถอย่างเต็มที่น้อยลงไปกว่า counterparts เขตร้อนของพวกเขากระผมแฮบโพลไทป์เทียบเท่ากับการผลิตหญ้าทะเลในบริเวณปากแม่น้ำ ( แกลดสโตน กัลลาเกอร์ et al . , 2010 ) , เป็นแหล่งสำคัญสำหรับแฮบโพลไทป์ที่รู้จักกันเป็นสัตว์ที่ไม่มีกระดูกสันหลัง ( ดอย et al . , 2009 ) ป่าชายเลนใบไม้ทำให้ผุช้า ในภูมิภาคอบอุ่นเมื่อเปรียบเทียบกับแหล่งอื่น ๆ ( ENR แฮบโพลไทป์ มาร์ติน quez et al . , 1993 ) และเกี่ยวข้องกับกระบวนการสองส่วนที่ผุเป็นเริ่มต้นอย่างรวดเร็วตามด้วยการค่อยๆ ส่วนหัวดื้อของใบไม้ เริ่มต้นการมีโอกาสผ่านอาณานิคมแบคทีเรียและรายละเอียดของใบไม้ ซึ่งผลในการเสริมไนโตรเจน ( แกลดสโตน กัลลาเกอร์ et al . , 2010 ) และเพิ่มความน่ากินให้สิ่งมีชีวิต ( Nordhaus et al . , 2011 ) เชื่องช้ารองผุเป็นส่วนใหญ่ผ่านการทางกายภาพของเศษส่วนหัวดื้อของใบซึ่งจะถูกควบคุมโดยตัวแปรภูมิอากาศ คลื่นน้ำ และการแสดงของสัตว์ ( เช่นดิ๊กและ osunkoya , 2000 ; o áกิน pacalioga , 2005 ; และดาวน์โหลดเดฟลิน , 2005 ) ความแตกต่างระหว่างร่างกายคุณสมบัติทางเคมีและชีวภาพของชนิดตะกอนที่แตกต่างกันอาจจึงมีอิทธิพลต่ออัตราที่เกี่ยวข้องกับทั้งแฮบโพลไทป์แบ่งขั้นตอนของการสลายตัว การศึกษาก่อนหน้านี้ได้เชื่อมโยงตะกอนคุณสมบัติกับความแตกต่างในอัตราการสลายตัวของทั้งครอก ( แฮนเซน ( ชายฝั่ง และถือว่า , 1998 ; โฮลเมอร์ และ โอลเซ่น , 2002 ; แต่เห็นแกลดสโตน กัลลาเกอร์ et al . , 2010 )ป่าโกงกางนุ่มตะกอนชุมชนแบบไดนามิก ( เช่นมอร์รีซีย์ et al . , 1992 ; เชื้อรา , 1991 ; เชื้อรา et al . , 1994 ) และการตอบสนองตัวแปรชั่วคราวไปแฮบโพลไทป์ นอกจากนี้อาจจะคาดว่าเป็นผุ กระบวนการจัดการ แต่เพียงไม่กี่การศึกษาตรวจสอบการตอบสนอง macrofaunal ไปแฮบโพลไทป์สะสมได้รวมชั่วคราวตัวอย่างในการออกแบบการศึกษากับที่สุดการตรวจสอบการตอบสนองต่อหนึ่งหรือสองตัวอย่างหลังช่องนอกจาก ( มัก ) สอง หรือมากกว่าสองเดือนหลังจากเติม เช่นบิชอป et al . , 2007 , 2010 ; Taylor et al . , 2010 ) สองการศึกษาที่จัดตั้งขึ้นชั่วคราว ) มีปีศาจ strated เวลาแข็งแรงการตอบสนองขึ้นอยู่กับ : ในหนึ่งmacrofaunal ความอุดมสมบูรณ์เอา 24 สัปดาห์ตอบนอกเหนือจากหญ้าทะเล detritus ( Bishop และ kelaher , 2007 ) ; ในขณะที่ในอื่น ๆ แอกเนส ชานตอบไปแฮบโพลไทป์ใบเพิ่มหลังจากเพียงสี่สัปดาห์ ( kelaher และ levinton , 2003 ) ตัวอย่างเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าการตอบสนอง macrofaunal อาจจะเป็นตัวแปรผ่านเวลา เนื่องจากความแตกต่างในประเภท แฮบโพลไทป์ปริมาณอัตราการผุพังและบรรยากาศชุมชน องค์ประกอบ ตามการศึกษาที่จำกัดวันที่ตัวอย่างเดียวอาจจะพลาดบางส่วนหรือทั้งหมดของชุมชนการแฮบโพลไทป์และ ที่นี่ เราศึกษาบทบาทของป่าชายเลน ป่าโกงกาง ในการจัดการชุมชนแฮบโพลไทป์ปัจจัยการผลิตสัตว์ในบรรยากาศอบอุ่น .ป่าชายเลน detritus เพิ่มสองเว็บไซต์ที่อยู่ติดกันกับคุณสมบัติต่าง ๆเป็นฉากหลังและขนาดใหญ่ . การตอบสนองของชุมชนสัตว์ที่ถูกตรวจสอบหลายครั้งในช่วงหกเดือน เราคาดว่า การเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างของชุมชน macrofaunal จะแตกต่างกันกับเว็บไซต์และเวลาเพราะการประมวลผล / แฮบโพลไทป์จะได้รับอิทธิพลจากตะกอนชีวธรณีเคมีและชนิดของการตอบสนองเฉพาะค่า
.