测试可生物降解的干预措施，以打破植物与动物之间的相互作用，并促进海草的生长

《Restoration Ecology》：Testing biodegradable interventions to disrupt plant–animal feedbacks and promote seagrass establishment

海草群落中刺鲀和幽灵虾的生物扰动维持裸地状态，竹制围栏可降低刺鲀扰动促进初期恢复，但幽灵虾沉积导致长期阻碍。阈值分析显示超过50%海草覆盖可抑制扰动生物，分层干预策略对复合抑制系统有效。

　　在沿海生态系统中，植被覆盖的区域如海草床、湿地和红树林为生态系统提供了多种服务，包括改善水质、提供海岸保护、碳储存、支持生物多样性以及维持渔业资源（Barbier et al. 2011）。然而，由于局部和全球性干扰，如海岸开发、食物网变化、极端天气事件和人为气候变化，这些生态系统正在全球范围内退化（Hoegh-Guldberg & Bruno 2010；He & Silliman 2019）。为应对这一问题，全球范围内加大了对沿海生态系统的修复投资，但修复成效参差不齐（Fonseca 2011；Bayraktarov et al. 2016；Duarte et al. 2020）。因此，基于对生态过程的机制性理解来制定修复策略，对于实现国际上对修复成功的目标至关重要（Waltham et al. 2020；Silliman et al. 2024）。特别是在像海草床这样修复成功率较低的生态系统中（Bayraktarov et al. 2016），开发这样的策略尤为重要。

生态系统状态的变化往往受到多种反馈机制的影响，包括环境压力变化或捕食者消失等事件，这可能导致难以逆转的生态系统状态转变（Scheffer et al. 2001；McGlathery et al. 2013；van der Heide et al. 2021）。沿海生态修复的目标通常是将生态系统从退化的状态（如无植被状态）转变为更理想的条件（如从无植被到有植被）（Fonseca 2011）。然而，由于退化区域中反馈机制的建立，修复效果往往不是线性的（Beisner et al. 2003；Silliman et al. 2023）。因此，即使在初始退化因素被缓解后，恢复沿海生态系统仍然是缓慢且困难的（Lotze et al. 2011；Furman et al. 2019）。克服这些抑制性反馈机制，是实现成功修复的关键（Silliman et al. 2023, 2024；Temmink et al. 2023）。

一些海草床呈现出植被和非植被状态的混合格局，这种格局是由多种物理、化学和/或生物反馈机制驱动的（Maxwell et al. 2017；Uhrin & Turner 2018）。例如，在植被状态中，海草通过减弱水动力能量和沉积物沉降，改善光照条件，从而促进自身生长（Van Der Heide et al. 2007；Carr et al. 2010）。然而，如果扰动导致海草消失，与低水动力减弱、高沉积物再悬浮和低光照条件相关的正反馈机制会强化非植被状态的持续存在（Van Der Heide et al. 2007；Carr et al. 2010；McGlathery et al. 2013），从而阻碍修复的成功（Moksnes et al. 2018；Paulo et al. 2019）。理解这些反馈机制，尤其是由食物链相互作用驱动的反馈，对于提高海草修复和管理至关重要。因此，研究开发技术以克服这些因素并提高修复成功率是迫切需要的。

海马（Stingrays）是全球范围内海草生态系统中的常见捕食者（De Angelo et al. 2014；Elston et al. 2021），它们通过觅食底栖无脊椎动物（如多毛类、幽灵虾和双壳类）挖掘洞穴，成为生物扰动的主体（Freitas et al. 2019；Berke 2022；Takeuchi & Tamaki 2014；Orth 1975；Peterson et al. 2001）。这种觅食行为会对海草产生影响，包括拔出草茎和根茎（Orth 1975；Fonseca et al. 1994；Townsend & Fonseca 1998），并导致高沉积物翻转率（O'Shea et al. 2012；Takeuchi & Tamaki 2014；Nauta et al. 2024）。在海草床的裸露区域或边缘，经常观察到高密度的海马觅食坑，而在密集的海草床中则很少见，这强化了裸露区域的持续存在（Orth 1975；Fonseca et al. 1994；Takeuchi & Tamaki 2014）。无论裸露区域是通过自然过程（如水动力扰动）还是人为创建（如Paling et al. 2009；Cannon et al. 2022）形成的，都会促进海马的活动。这种海马生物扰动可能阻碍海草的建立，并对海草修复工作中的早期阶段（通常包括相对稀疏的移植）产生负面影响（Fonseca et al. 1994；Greening 2004）。鉴于海马生物扰动在全球范围内的普遍性，有必要研究海马相关的扰动和食物网过程如何作为反馈机制的驱动因素，以提高海草修复的成功率并推动修复科学的发展。

裸露区域的持续存在可能是多种生物扰动过程的结果。其中，如幽灵虾等的掘穴甲壳类动物已被证明能够与海草相互作用，并通过沉积物扰动影响景观格局（DeWitt 2009 及其参考文献）。幽灵虾的生物扰动可能与海马的生物扰动同时发生，因为海马可以捕食幽灵虾（Takeuchi & Tamaki 2014）。海草移植可能会受到幽灵虾生物扰动的影响，通过埋藏而受到阻碍（例如 Watson et al. 2023）。然而，研究结果存在差异，有些研究报告了即使在幽灵虾存在的情况下，海草移植也能存活（Berkenbusch et al. 2007）。虽然幽灵虾与海草的相互作用在不同地区已有研究（DeWitt 2009），但目前尚无研究探讨这些动态在墨西哥湾北部，尤其是在海草床边缘与裸露区域共存的持久性裸露斑块中的情况（作者观察）。此外，关于海马、幽灵虾和海草共同作用的研究仍然有限。

本研究旨在探讨海马和幽灵虾的生物扰动如何影响海草的建立，以指导海草修复。具体包括以下三个方面：（1）通过调查海草覆盖度、海马觅食坑密度和幽灵虾洞穴密度，描述在河口环境中广泛的空间模式（图1A）；（2）通过“轻度辅助恢复”实验测试使用可生物降解的干预措施（竹子围栏）来中断可能强化裸露区域的海马生物扰动（图1B）；（3）监测幽灵虾的存在是否会影响海草幼苗的持久性，因埋藏作用而受到阻碍，如在其他地区的先前研究中所观察到的（图1B）。本研究的最终目标是通过理解为何海草未能在裸露区域建立，同时测试减少海马压力的方法，并评估幽灵虾的埋藏潜力，从而为墨西哥湾东北部的海草栖息地修复规划提供信息。在本研究中，我们采用“轻度辅助恢复”这一术语，指的是通过减少阻碍海草定居的应力源或反馈，从而允许自然重新定居，而无需主动播种或移植，后者成本高昂且可能损害供体区域。此外，通过使用竹子围栏，我们旨在测试一种易于部署且使用自然、可生物降解材料的威慑方法。

我们假设通过安装竹子围栏来排除海马，可以在一定程度上创造一个机会窗口（Balke et al. 2014），从而促进海草的自然定居，打破海马生物扰动的正反馈（H1）（图1B）。我们还假设竹子围栏的网格排列形式会比周界排列形式更有效地排除海马（H2），并且位于海草床边缘的围栏会比位于裸露区域的围栏经历更快的海草定居，因为相邻海草的根茎可能促进扩展（H3）。最后，我们假设幽灵虾的生物扰动可能导致埋藏，而排除海马可能不足以让海草长期恢复（H4）（图1B）。通过这项研究，我们扩展了对海草床中由食物链驱动的正反馈机制的理解，这些机制可能阻碍成功的海草修复，并推进了关于如何利用辅助修复方法克服这些反馈的知识。

研究方法部分描述了实验的地点和设计。研究在佛罗里达州圣安德鲁湾的东湾进行，该地区历史上被广泛的海草床覆盖，包括Halodule wrightii、Thalassia testudinum和Ruppia maritima。偶尔会发现Syringodium filiforme和Halophila engelmannii，特别是在海草床较深的边缘。此外，还可以在海草床中观察到离散的裸露区域（图2）。东湾的潮汐幅度在春潮时平均为0.6米，而在秋潮时仅为0.06米，盐度较高（平均约为20，最高可达35），水温年平均约为26°C，最高可达35°C，最低约为10°C（数据来源：佛罗里达州环境部的流域信息网络）。受到当地利益相关者希望扩大该地区海草栖息地以增强海岸保护的启发，我们使用Google Earth识别了海草床中的持久性裸露区域（图S1）。随后，从这些区域中选择了11个代表性的裸露区域进行调查（图2）。其中，区域1、3、9和10靠近潮汐沟，区域2、6和8靠近沼泽或鬼森林，区域5、7和11则被海草包围且与海岸线断开连接（图2和图S1）。这些区域在最老的图像（1945年）中已经裸露，起源尚不清楚。区域4是在2023年6月被发现的较新的裸露区域，可能是由于疏浚或其他形式的挖掘造成的，并且在2022年夏季被植被覆盖。区域4中有一层约20厘米的沙层覆盖了之前观察到的海草，且没有明显的海马觅食坑。因此，区域4为测试假设提供了机会，即新形成的裸露区域会迅速被海马占据。研究区域位于平均海平面以下0.2至0.4米的深度（图2）。

为了调查海马生物扰动对海草定居的影响，我们于2023年6月对选定的11个裸露区域进行了调查，记录了海马觅食坑和幽灵虾洞穴的密度，以及海草覆盖度（图2）。在区域4中，由于没有观察到觅食坑，因此在2023年7月进行了重新调查，此时海马觅食坑已经出现。在每个裸露区域中，沿着两条20至30米长、2米宽的样带（平行于裸露区域的边缘）进行海马觅食坑的量化，其中一条样带位于裸露区域内部1米处，另一条位于裸露区域内部5至10米处。此外，在区域1、4、8、9、10和11中，还沿着海草床边缘进行了第三条样带调查，以评估边缘区域的生物扰动情况并确定海草覆盖度的阈值。使用尺子测量了觅食坑的深度和直径。通过在样带每2米处放置0.5米×0.5米的四分法（quadrats）来估计海草覆盖度，并在每个四分法中记录幽灵虾洞穴开口的数量以估计幽灵虾的丰度（Berkenbusch & Rowden 2007；Butler & Bird 2007）。幽灵虾被选为研究对象，因为它们在目标区域中丰度较高，并且在其他地区已知具有较强的生物扰动潜力（DeWitt 2009）。在研究区域中发现的幽灵虾种类为Lepidophthalmus louisianensis，树脂铸件研究表明每个洞穴有一个开口（Dworschak 2000）。我们使用了随机选择的洞穴，并使用真空密封诱饵泵提取沉积物，直到发现幽灵虾（Skilleter et al. 2005）。

“轻度辅助恢复”实验使用竹子围栏在区域8和9中进行，以测试如何通过干扰海马生物扰动来促进海草定居。这些区域自最老的图像以来一直是裸露的，并且虽然相邻的海草栖息地随时间逐渐扩展，但边缘也变得更加清晰（图S2）。区域8和9的沉积物为沙质，且周围有Spartina alterniflora、R. maritima和H. wrightii的混合，表明裸露区域的海拔并不是海草生长的限制因素（图S3）。区域9的潮沟被R. maritima所殖民。初步调查显示，周围的H. wrightii平均植株密度约为6000株/平方米。

海马围栏的结构由可生物降解的竹子桩（长50厘米，直径约0.6厘米）组成，这些桩被插入沉积物中约20厘米，形成0.5米×0.5米的实验区域。围栏有两种形式：网格形式，桩子以10厘米的间距排列，填满0.5米×0.5米的区域；以及周界形式，桩子以10厘米的间距沿0.5米×0.5米区域的边缘排列，内部没有桩子（图3A）。对照区域则在每个区域的角落放置一个竹子桩。在区域8和9的每个裸露区域中，分别在边缘和内部约10米处安装了两组实验区域，每组实验区域包含三种处理（网格、周界和对照），每种处理安装了四个重复实验区域，实验区域之间相距2米，总共在每个裸露区域安装了24个实验区域（三种处理×四个重复×两个位置）（图3B）。

实验在安装后进行监测，分别在2022年7月、8月（夏季）、9月（秋季）、2023年2月（冬季）和2023年7月（夏季）进行。通过在每个实验区域中计数0.5米×0.5米四分法中附着在沉积物上的海草比例来量化海草的建立情况。由于无法区分H. wrightii和R. maritima的幼苗，因此没有对这两种物种进行区分。在每个实验区域中测量了海马觅食坑的直径和深度，并记录了幽灵虾洞穴的数量。此外，在每个实验区域周围1米的范围内也进行了海马觅食坑的调查，以评估其在实验区域外的活动情况。

沉积物动态和海草持久性通过两种方法进行评估。首先，安装了沉积物板（sedimentation plates）以测量沉积物随时间的积累情况。沉积物板安装于2022年7月，随后在实验区域和周围密集海草床中进行安装（图3A和图3B）。沉积物板方法参考了Bell等人（1999）的方案，使用了10厘米×10厘米、厚度为0.5厘米的丙烯酸板，板上连接了一根带有微型浮标的绳子，以便在后续访问时重新定位（图3C）。沉积物板被埋入沉积物中，深度至少为5厘米或低于海草根茎的水平，使用手动铲子进行操作。沉积物积累通过插入一根细金属杆，并记录沉积物板到沉积物表面的深度变化进行测量，初始测量在2022年7月进行，随后在2022年8月、9月、10月以及2023年2月、4月、5月和7月进行。其次，使用实时动态差分全球定位系统（RTK dGPS）在沉积物板位置获取沉积物表面的高程数据，测量精度为2至4厘米。这有助于评估沉积物的动态变化以及海草的持久性。

我们还放置了三个可生物降解的海草模拟物（seagrass mimics）在每个实验区域中，用于测试海草是否容易被沉积物埋藏。这些模拟物由亚麻绳制成，并用园艺夹固定。模拟物被部署在2023年4月，随后在5月和7月进行监测（图3A和图3B）。模拟物被用于研究，因为收集和移植活体海草受到许可限制。在2023年3月的监测中，94%的模拟物被发现埋藏在裸露区域和海草床边缘的实验区域中（χ²[1] = 46.3，p < 0.001）和（χ²[1] = 31.1，p < 0.001），而在海草床内部约1米处，埋藏率低于24%（χ²[1] = 0.4，p = 0.4）（图7B）。这表明幽灵虾的生物扰动对海草的建立构成重大威胁。

在统计分析部分，对海马觅食坑、幽灵虾洞穴和海草覆盖度的调查使用了线性混合模型（LMM），以面积ID作为随机效应，并随后进行Tukey调整的后验检验。幽灵虾的存在确认被作为固定效应（确认与未确认）。线性回归分析了海马觅食坑密度、幽灵虾洞穴密度与海草覆盖度之间的关系。由于每个样带对幽灵虾洞穴和海草覆盖度有多个测量值，但仅有一个海马觅食坑密度值，因此使用平均值进行相关性分析。

在“轻度辅助恢复”实验中，由于觅食坑的出现概率较低，导致零膨胀数据，因此使用贝叶斯零膨胀泊松（ZIP）模型分析处理（对照、周界和网格）和时间对觅食坑存在的影响。幽灵虾洞穴随时间的变化则使用LMM分析，处理和时间作为固定效应，实验区域作为随机效应。海草覆盖度的变化则在每个时间点分别进行单因素方差分析（ANOVA），随后进行Tukey诚实显著性差异（HSD）后验检验。这种方法被选中，以便关注特定时间点的处理效应，因为我们预计季节性变化会影响整体趋势（例如冬季海草密度较低，而夏季较高）。面积ID在任何模型中均不显著，因此模型被简化，不再包含面积作为变量。

沉积物动态和海草持久性的分析使用了三种因素的三因素ANOVA：处理（对照、周界和网格，以及参考区域内的沉积物板）、测量类型（沉积物板或RTK）和面积ID（区域8和9），随后进行Tukey HSD后验检验。区域8和9在统计上没有显著差异，因此模型被简化为双因素ANOVA。模拟物的埋藏率在每个实验区域中分别分析。对于“裸露区域内部”和“海草床边缘”区域，使用LMM分析时间与处理（对照、网格和周界）作为固定效应，实验区域作为随机效应。而“海草床内部”区域仅包含对照处理，因此使用LMM分析时间作为固定效应，实验区域作为随机效应。面积ID在任何模型中均不显著，因此模型被简化。LMM随后进行Tukey调整的后验检验。

所有统计分析均使用R 4.2.1进行（R Core Team 2022）。模型假设通过Shapiro-Wilk检验和分位数-分位数（QQ）图进行评估，必要时进行变换。LMM使用lme4包进行（Bates et al. 2015）。LMM的显著性通过Type II Wald χ²检验进行测试。

研究结果部分表明，海马觅食坑密度在裸露区域和海草床边缘显著高于海草床内部，分别达到0.18米^?2以上，而海草床内部仅发现一个觅食坑（≤0.01米^?2）（χ²[2] = 67.5，p < 0.001）（图4A）。在新形成的区域4中，虽然在2023年6月未观察到觅食坑，但在2023年7月发现觅食坑，其密度与其它裸露区域相似（图4A）。测量的觅食坑大小范围从8厘米到100厘米直径，深度从4厘米到30厘米（图S4）。调查结果显示，区域5至11的幽灵虾洞穴密度与区域1至4存在差异。区域5至11的洞穴密度较高（>60个洞穴开口/平方米，最高可达356个/平方米），而区域1至4的洞穴密度较低（<28个/平方米）（χ²[2] = 487.3，p < 0.001）（图4B）。通过诱饵泵采集的幽灵虾样本显示，它们的体长可达9厘米。相比之下，区域1至4的裸露区域和边缘区域虽然有明显的生物扰动迹象，但洞穴开口较少（<48个/平方米）（图4B），且诱饵泵采样发现了沙管形成多毛类动物，而非幽灵虾。这表明，区域1至4的幽灵虾可能未被确认，或其洞穴较深，超出诱饵泵的采样范围（>50厘米）。因此，这些区域的幽灵虾可能未被完全发现，或其活动受到其他因素的影响。

在区域5至11中，海马觅食坑密度与幽灵虾洞穴密度之间存在显著正相关（图4C），而在区域1至4中，这种相关性未被观察到。这表明，在幽灵虾被确认存在的区域，海马觅食坑和幽灵虾洞穴的密度与海草覆盖度呈负相关（图4D和图4E）。海草床边缘的覆盖度在1至40%之间，具体取决于边缘的清晰度，而在所有11个区域中，海草覆盖度在海草床内部1米处均增加到50%以上，表明海草覆盖度超过50%可能是一个阈值，使得海马觅食坑和幽灵虾洞穴密度下降。因此，我们推测，大约50%的海草覆盖度（在我们的研究区域中，约为6000株H. wrightii/平方米）以及发达的地下结构可能是排除幽灵虾并克服其生物扰动的必要条件。这种排除阈值可能因物种不同而有所变化（例如Harrison 1987）。因此，在修复背景下，可生物降解的排除措施的耐久性应与达到这一最小海草覆盖度所需的时间相匹配，或者应规划维护，特别是对于不涉及移植的被动修复方法。

竹子桩在两种形式（网格和周界）下均有效排除了海马，并促进了海草的初步建立。然而，在部署后大约18个月，部分竹子桩变得脆弱，许多被移除或损坏（约40%）（图5A和图S6）。ZIP模型表明，两种围栏形式下的觅食坑数量均少于对照区域（边缘区域：周界估计值为?6.2 [95% CI: ?16.5至?1.07]，网格估计值为?6.41 [95% CI: ?16.9至?0.98]；裸露区域：周界估计值为?6.8 [95% CI: ?17.6至?1.5]，网格估计值为?6.6 [95% CI: ?16.6至?1.62]）。在所有采样事件中，竹子桩区域均未观察到觅食坑，而对照区域或实验区域周围1米处则有觅食坑。在2022年冬季（2月）的采样中，未观察到觅食坑，这与附近墨西哥湾沿岸的其他研究结果一致（例如St. Joseph Bay、St. George Sound和Tampa Bay）（Valentine et al. 1994；Reidenauer & Thistle 1981；Fonseca et al. 1996）。然而，H. wrightii和R. maritima的植被生长通常发生在春季至秋季，因此该实验期间未能完整捕捉到一个完整的生长季节。尽管如此，实验时间跨度从2022年7月至2023年7月，涵盖了两个连续的生长阶段，为研究海草招募和生长随季节变化的趋势提供了宝贵信息，也对正在进行的管理努力提供了指导。这一时间安排受到研究与更大规模修复项目同时进行的后勤限制，因此固定实施时间表。

最近，Laukaityte等人（2024）也发现，使用圆形周界形式的竹子围栏，桩子之间间隔5厘米，可以有效排除大型生物扰动者，包括海马。其他方法，如使用金属网围栏（Fonseca et al. 1994）和覆盖土壤的网状物（Greening 2004），已被用于排除海马。此外，还有其他方法用于排除牛鼻海马，如使用钢筋和聚乙烯塑料网制成的围栏或以25厘米间距排列的金属杆（Peterson et al. 2001）。然而，这些非生物降解材料在使用后必须被移除，因此会产生人力成本，并在材料脱落时可能污染现场，因此应避免使用（Sakr & Altieri 2025）。相比之下，竹子是一种相对便宜、自然且可生物降解的材料，具有环境可持续性，广泛可用，且易于实施，因此在某些情况下可能是更优的选择。

研究结果还表明，大约50%的H. wrightii覆盖度（或与R. maritima或T. testudinum混合）是排除幽灵虾和克服其生物扰动的必要条件。因此，在修复背景下，可生物降解的排除措施的耐久性应与达到这一最小海草覆盖度所需的时间相匹配，或应规划维护，特别是在不涉及移植的被动修复方法中。竹子桩还可以与主动的海草移植结合使用，以帮助建立阶段，通过排除海马和通过捕捉漂浮物质来补充海草密度。这种策略在佛罗里达州西湾进行过试点研究，使用木制小棍在1米×1米的实验区域中放置9个移植单位（Hatchell et al. 2020）。小棍有效地阻止了海马，有助于移植的存活；然而，沉积物积累被识别为影响修复成功的关键因素。试点研究并未调查幽灵虾生物扰动是否对沉积物积累有影响，而我们在实验中观察到了这一现象。

总体而言，本研究推动了对生物扰动如何驱动沿海生态系统反馈机制和异质性的理解，为修复策略提供了信息，这些策略受到这些相互作用的基础知识启发。未来研究的潜在方向包括在早期修复阶段同时大规模排除幽灵虾和海马，以促进海草的建立和持久性，特别是在幽灵虾可能成为干扰因素的区域。我们还建议在规划修复目标时，考虑替代栖息地的生态作用。