热带小岛红树林、珊瑚礁、海草床及海滩生境中大型塑料污染的跨生态系统评估

《Marine Pollution Bulletin》：Cross-ecosystem assessment of macroplastic pollution in mangrove, coral reef, seagrass, and beach habitats of tropical small islands

　　

**摘要要点**

- 不同海岸栖息地之间的宏观塑料密度存在显著差异。
- 各岛屿中，海滩的宏观塑料密度最高。
- 珊瑚礁中的垃圾完全以渔业相关废弃物为主。
- 与岛屿身份相比，栖息地特征对垃圾组成的影响更为显著。

## 1. 引言

海洋塑料污染已成为全球沿海和海洋生态系统面临的最广泛的环境威胁之一，对生物多样性、生态系统功能及人类福祉产生深远影响（Ayassamy, 2025）。在海洋垃圾类别中，宏观塑料废弃物——尤其是一次性塑料制品——因其产量庞大、消费广泛且在海洋环境中降解有限，构成了主要且持续存在的污染物（Costa et al., 2025）。塑料一旦被引入沿海系统，便可能累积、碎裂并跨栖息地重新分布，从而改变生态过程、损害生态系统服务功能，并增加海洋生物缠绕、误食和栖息地扰动的风险（Rahman et al., 2023）。

沿海生态系统不仅是海洋塑料输入的接收者，还是垃圾运输、滞留与再分配的动态调节者（Wisha et al., 2022）。海滩和红树林生态系统因其地貌特征及与人类活动的邻近性，常被识别为主要累积区（Gon?alves et al., 2025）。红树林通过其密集根系结构和较低的水动力能量，成为漂浮垃圾的高效天然陷阱（Risheharan et al., 2025）。相比之下，海滩通常直接接收与旅游、居民区及日常消费活动相关的陆源输入（Sahavacharin et al., 2022）。越来越多的证据表明，塑料污染已蔓延至珊瑚礁和海草床等结构复杂的生态系统（Ciaralli et al., 2024）。珊瑚礁尤其容易受到渔业塑料废弃物造成的物理损害，而海草生态系统则越来越多地暴露于搁浅塑料的影响之下，这些塑料会改变沉积物条件、降低栖息地质量，并可能损害生态功能及其相关生态系统服务（Douglas et al., 2024）。

红树林、海草床、珊瑚礁和海滩等沿海栖息地可作为塑料垃圾的陷阱和潜在汇，其水动力条件和栖息地结构增强了垃圾滞留（Corbau et al., 2026; Rangel-Buitrago et al., 2023）。其滞留能力因物理结构、暴露程度和当地输运过程的不同而差异显著（Bappy et al., 2025）。例如，红树林复杂的根系网络及其周边景观特征可显著影响垃圾的丰度和滞留（Cappa et al., 2023）。在小岛环境中，有限的陆域面积、沿海栖息地之间的高度连通性以及持续的海洋垃圾输入，可能加剧塑料垃圾的跨生态系统转移和累积（Guedes et al., 2026）。因此，在小岛环境中理解各栖息地的垃圾累积差异尤为重要，因为沿海栖息地之间强烈的连通性可能促进塑料垃圾在相邻生态系统间的转移和累积。

尽管近十年来海洋塑料污染研究迅速扩展（Eriksen et al., 2023; Rangel-Buitrago et al., 2023），但大多数现有研究仍局限于单一生态系统且多为孤立开展。以往研究主要聚焦于单个栖息地——如海滩、红树林、珊瑚礁或海草床——中的塑料累积，而未明确评估综合沿海系统内的跨生态系统变异（Baderan et al., 2018; Ciaralli et al., 2024; Douglas et al., 2024）。这种碎片化的视角限制了对栖息地结构、生态连通性和当地人为压力如何共同塑造塑料滞留与累积模式的理解。此外，跨沿海生态系统的比较评估仍然有限，尤其是对海草床而言，尽管其具有重要的生态价值。现有珊瑚礁研究已记录到大量海洋垃圾累积，以塑料制品为主，其中包括渔业相关废弃物（De et al., 2022; Ilechukwu et al., 2026; Shankar et al., 2025），凸显了开展综合评估以比较多个相互连接的沿海栖息地垃圾累积的必要性。因此，各生态系统对宏观塑料污染的脆弱性仍有待深入阐明。

这一局限性在热带小岛地区尤为重要，因为其生态敏感性日益与人为压力相交汇（Pradit et al., 2020）。小岛通常具有陆地资源有限、废物管理能力受限、高度依赖沿海生态系统服务以及易受旅游和海洋活动影响等特征，这些条件可能加剧塑料累积并延长环境驻留时间（Balzan et al., 2018）。此外，岛屿环境中沿海栖息地之间的紧密空间连通性可能促进塑料垃圾的跨生态系统运输和滞留（Wisha et al., 2022）。尽管热带小岛环境中跨生态系统评估对理解各栖息地特定的宏观塑料垃圾滞留与累积具有重要意义，但此类研究仍相对稀缺。本研究将红树林、海草床、珊瑚礁和海滩栖息地整合于同一框架中，提供了兼顾生态连通性与管理意义的新视角。尽管热带小岛中具有生态和社会经济重要性，但跨多个沿海生态系统的宏观塑料分布比较评估仍然有限，尤其是在印度尼西亚的背景下。为弥补这一知识空白，本研究对印度尼西亚三个热带小岛上四个相互连接的沿海生态系统——红树林、珊瑚礁、海草床和海滩——的宏观塑料污染进行了比较评估。采用针对各生态系统的采样方法和对垃圾丰度与组成的综合分析，本研究评估了各生态系统的易感性差异，并识别了与塑料累积相关的主要人为驱动因素。

本研究的创新之处在于建立了跨生态系统框架，以评估热带小岛上相互连接的沿海栖息地间的宏观塑料累积情况，突破了传统的单一生态系统评估模式。我们假设，由于栖息地特定的滞留能力、水动力条件和当地人为压力的差异，各生态系统之间的宏观塑料丰度和组成存在显著差异。因此，本研究的目标为：（i）量化并比较红树林、珊瑚礁、海草床和海滩生态系统中宏观塑料的丰度；（ii）描述各栖息地的垃圾组成特征；（iii）识别影响各生态系统特定累积模式的主要因素。本研究结果有望推动对海洋塑料污染生态系统依赖性脆弱性的理解，并为热带小岛环境中的综合沿海管理和有针对性的缓解策略提供科学依据。

## 2. 材料与方法

### 2.1 研究地点

本研究在印度尼西亚邦加廖内群岛邦加岛西海岸附近的三个热带小岛上开展，分别为班尚岛（Panjang）、瑟穆朱尔岛（Semujur）和凯塔维岛（Ketawai）（图1）。地理上，研究区域位于苏门答腊岛与勿里洞群岛之间，属于巽他陆架的一部分，是一个以水深通常小于50米的浅水陆架为特征的区域，受碳酸盐沉积物影响，并广泛发育了热带沿海生态系统，包括珊瑚礁和海草床（Hantoro, 2018）。

**图1.** 研究地点分布在班尚岛（A）、瑟穆朱尔岛（B）和凯塔维岛（C）周围，位于印度尼西亚苏门答腊岛东海岸的邦加岛附近。采样站点分布在海草床（红点）、红树林生态系统（绿点）、珊瑚礁生态系统（蓝点）和相邻沿海水域（黄点）中。（图中颜色说明请参见网络版文章。）

该区域的环境条件主要受季节性季风动力学和区域海洋环流控制。西北季风（12月至次年2月）伴随降雨增多和陆地淡水输入增强，而东南季风（6月至8月）则促进水柱混合增强和表层盐度相对较高（Risandi et al., 2026）。此外，邦加西海岸的水动力机制还受更大范围环流过程的影响，包括与印尼贯穿流（ITF）相关的交换过程（Napitupulu, 2025），这些过程促进了漂浮海洋垃圾在沿海区的运输和再分配。这些相互作用的水文过程使该研究区域成为研究该区域内相互连接的沿海栖息地间宏观塑料累积的理想场所。

三座岛屿的选取旨在代表不同的生态复杂性、水文地貌条件和人为压力水平，同时保持可比的热带环境条件。总体而言，这些岛屿提供了研究各生态系统对宏观塑料累积响应的适宜自然梯度。

**班尚岛**（面积约0.47 km2）位于最靠近邦加岛主岛的位置，在三座研究岛屿中拥有最完整的沿海生态系统组合，包括红树林、海草床、珊瑚礁和海滩（Evitulistiono et al., 2023; Romdon et al., 2026）。该岛永久无人居住，海岸线条件异质性显著，从开阔海域暴露到与邻近海草栖息地相关的遮蔽海岸不等（Supratman et al., 2024; Romdon et al., 2026）。这些特征使班尚岛适合评估跨多个相互连接生态系统的宏观塑料滞留情况。

**瑟穆朱尔岛**（面积约0.13 km2）是本研究中最小的岛屿，以缺乏红树林生态系统为特征。该岛拥有海草床、珊瑚礁和相对较短的海滩段，且仅经历有限的季节性人类活动（Muliawati and Choesin, 2024; Romdon et al., 2026）。相比之下，**凯塔维岛**（面积约0.30 km2）在三座研究岛屿中承受最高的旅游强度。虽然同样永久无人居住，但该岛作为活跃的休闲目的地运营，拥有广阔的沙滩区域以及海草和珊瑚礁生态系统，但缺乏红树林栖息地（Priyansah et al., 2026; Romdon et al., 2026）。瑟穆朱尔岛与凯塔维岛之间的对比使评估不同人为影响水平下的塑料累积成为可能。

### 2.2 野外采样与数据收集

野外调查于2025年5月15日至18日在季风间歇期相对稳定期间开展，以尽量减少采样期间短期水文动力变异性的影响。采样设计旨在捕捉四个沿海生态系统——红树林（M）、海草床（S）、珊瑚礁（C）和海滩（B）——中宏观塑料累积的空间异质性。根据生态系统可用性和空间覆盖情况，每座岛屿设置了2至3个采样站点。采样站点包括：海草生态系统——班尚岛（PS1–PS2）、瑟穆朱尔岛（SS1–SS2）和凯塔维岛（KS1–KS2）；红树林生态系统——仅分布在班尚岛（PM1–PM3）；珊瑚礁生态系统——班尚岛（PC1–PC2）和瑟穆朱尔岛（SC1）；海滩生态系统——班尚岛（PB1–PB2）、瑟穆朱尔岛（SB1）和凯塔维岛（KB1–KB2）（图1）。站点分配设计旨在体现栖息地配置、海岸线暴露程度、可达性及周边人类活动强度的变异性。这一采样框架使得各生态系统类型和岛屿条件之间的宏观塑料丰度与组成可直接比较。

野外采样设计旨在采用针对栖息地特征和可达性进行适应性调整的生态系统专属调查方法，量化并比较四个沿海生态系统（海草床、红树林、珊瑚礁和海滩）中的宏观塑料累积情况。采样布局的建立旨在最大化空间代表性，同时在各岛屿之间保持方法学一致性（Ondara and Dhiauddin, 2021）。

在位于班尚岛（PS1–PS2）、瑟穆朱尔岛（SS1–SS2）和凯塔维岛（KS1–KS2）的海草生态系统中，设置了三条垂直于海岸线并横穿海草床约1公里长的样带。每条样带的调查宽度为5米，样带之间间距50米，以减少空间自相关并捕捉栖息地内宏观塑料累积的变异性（Gaboy et al., 2022）。

红树林采样仅在班尚岛（PM1–PM3）开展，沿海岸线设置了三条平行样带，采用20米×20米的样方。各样方间隔30米（Paculba et al., 2024）。选择较大的样方面积是为了适应红树林栖息地的结构复杂性，并捕捉红树林沉积物/表层中宏观塑料累积的空间变异性。在每个样方内，仅收集并量化存在于采样沉积物/表层上或被其包裹的宏观塑料垃圾。缠绕或滞留于地上结构——包括树枝、树干、气生根和叶片——上的宏观塑料垃圾不计入定量评估范围。

海滩调查在PB1–PB2、SB1和KB1–KB2站点开展，采用5米×5米的样方样带，沿最大潮位垃圾累积区对应的岸线布置。样带间距约为50米，具体根据海岸线长度和当地条件调整，以确保对搁浅宏观塑料材料的代表性采样（Ondara and Dhiauddin, 2021）。

在珊瑚礁生态系统（PC1–PC2和SC1）中，采用水下目视普查（UVC）方法沿70米长的线样带进行宏观塑料观测。记录样带线两侧各2.5米观测带内的塑料垃圾，总调查宽度为5米。该方法可在评估可见宏观塑料累积的同时，最大限度地减少了对底栖栖息地的干扰（Ilechukwu et al., 2026）。

采样单元内发现的所有宏观塑料垃圾均尽可能手动收集，随后进行实验室表征处理。收集的样本按照材质类型和可能的来源类别进行分类，遵循既定的海洋垃圾监测和分类原则（Cheshire and Adler, 2009; Lippiatt et al., 2013; Ondara and Dhiauddin, 2021）。为提供最新的方法学背景，分类和定量评估还参考了近期海洋垃圾研究成果（Sen et al., 2025）。

为统一各生态系统间的比较标准，大型塑料碎片的丰度以按采样面积标准化的密度表示（Pham等，2026）。对每件大型塑料碎片，测量并记录了四个参数。首先，丰度通过统计每个采样单元内塑料碎片的总数来量化，随后标准化为碎片密度（件/平方米）。其次，湿重使用电子天平测量，以克（g）为单位报告。第三，碎片体积使用排水法测定，以升（L）为单位表示。最后，根据视觉特征和可能的用途，将每件碎片归类为主要碎片类别，包括一次性塑料制品（如PET瓶、塑料袋和食品包装）、发泡聚苯乙烯（EPS/泡沫塑料）以及渔业相关塑料（如渔网、绳索和渔具）（Lippiatt等，2013；图2）。各生态系统的大型塑料密度通过将碎片总数除以有效采样面积（平方米）来计算。有效采样面积由各生态系统调查采样单元的维度确定，基于既定的实地采样方案。密度值随后标准化为件/平方米，以便比较红树林、珊瑚礁、海草床和海滩生境间的大型塑料丰度（Cheshire和Adler，2009；Lippiatt等，2013；Ondara和Dhiauddin，2021）。

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图2. 实地调查期间在不同沿海生态系统中观察到的代表性大型塑料碎片：堆积在红树林生境中（A），堆积在海草床中（B），搁浅在海滩环境中（C），缠绕在珊瑚礁生境中（D），以及在海草床中于低潮期间搁浅（E）。

**2.3 统计分析**

所有统计分析均用于量化大型塑料密度、组成和多变量结构在各岛屿及沿海生境类型之间的空间格局。大型塑料按两个层级进行分类：（1）碎片类型，代表单个碎片类别（如塑料薄膜、零食包装和尼龙绳）；（2）使用类别，根据功能相似性和可能的来源将碎片类型分组（如家用产品、食品饮料消费和捕鱼设备）。使用类别用于描述性可视化，而碎片类型数据则保留用于多变量分析，以保留细粒度的组成信息。

各采样点的大型塑料密度通过计算并以每平方米碎片数（件/平方米）进行标准化（Guruge等，2025），然后进行平方根变换以稳定方差。由于数据偏离正态性和方差齐性假设，使用非参数Kruskal-Wallis检验评估生境和岛屿间碎片密度的差异（Cleophas和Zwinderman，2016）。当检测到显著差异时，使用调整后的p值进行Dunn事后检验配对比较。效应量使用epsilon-squared（ε2）来量化，以估计组间差异的幅度。使用基于使用类别的堆叠条形图展示生境间的组成差异，以突出大型塑料来源和积累模式的广泛功能性差异。

多变量分析使用碎片类型丰度数据进行。计算Bray-Curtis相异矩阵，并作为非加权组平均法层次聚类分析（UPGMA）和非度量多维标度分析（NMDS）的基础（Ocejo等，2019）。层次聚类分析用于识别具有相似大型塑料特征的站点组，而NMDS提供了样本间多变量关系的降维二维表示。使用压力值评估排序质量，压力值小于0.20的解被认为可接受用于解释。

生境类别通过将所有岛屿中各生态系统类型（海草、红树林、珊瑚礁和海滩）的大型塑料观测数据进行汇总来定义。使用基于Bray-Curtis相异度并进行999次置换的置换多变量方差分析（PERMANOVA）检验生境和岛屿间大型塑料组成的差异（Anderson，2014）。随后进行配对PERMANOVA，以识别生境和岛屿组间的具体差异。为确定哪些碎片类型对观察到的组成差异贡献最大，应用了相似性百分比分析（SIMPER）。使用有无数据进行了指示值分析（IndVal），以识别与特定生境或岛屿显著相关的碎片类型，从而表明生态系统特有的积累模式。

所有分析均在R 4.6.1版本（R核心团队，2026）中进行，使用vegan v2.7-6（Oksanen等，2026）、indicspecies v1.8.0（De Cáceres和Legendre，2009）、rstatix v1.1.0（Kassambara，2025）和betareg 3.2-6（Cribari-Neto和Zeileis，2010）包。

**3. 结果**

**3.1 大型塑料碎片密度在各生境和岛屿间的空间变异**

Panjang岛的大型塑料碎片密度在各生境类型间表现出明显的差异（图3A）。海滩生境记录了最高的碎片密度（0.193±0.0083件/平方米），其次是海草床（0.082±0.0102件/平方米）和红树林生态系统（0.067±0.0027件/平方米），而珊瑚礁生境显示出最低的密度（0.009±0.0011件/平方米）。统计分析证实了生境间的显著差异（Kruskal-Wallis：χ2=27.11，p<0.001，η2=0.088）。Dunn事后检验配对比较表明，珊瑚礁和海草床的碎片密度无显著差异，但这两种生境均显著低于红树林和海滩生境（p<0.01）。红树林与海滩生态系统之间未观察到显著差异。

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图3. Panjang（A）、Semujur（B）和Ketawai（C）岛各生境类型的大型塑料碎片密度。不同的上标字母表示基于配对事后比较的生境间显著差异。

Semujur岛也观察到类似的依赖生境的格局，尽管总体碎片密度低于Panjang岛的记录值（图3B）。珊瑚礁显示出最低的碎片密度（0.003±0.0005件/平方米），其次是海草床（0.030±0.0014件/平方米），而海滩生境显示出明显更高的值（0.328±0.0164件/平方米）。Kruskal-Wallis检验揭示了生境类型间的显著差异（χ2=14.40，p<0.001，η2=0.103）。随后的Dunn事后分析表明，海滩生境与珊瑚礁和海草床均存在显著差异（p<0.05），而珊瑚礁与海草床生境之间未检测到显著差异。

在Ketawai岛，仅评估了两种生境类型，显示出大型塑料积累的明显对比（图3C）。海草生境表现出很低的碎片密度（0.002±0.0003件/平方米），而海滩生境显示出明显升高的值（0.680±0.0310件/平方米）。统计检验证实了生境间的显著差异（Kruskal-Wallis：χ2=28.30，p<0.001，η2=0.224），表明海滩环境中大型塑料积累显著更多。由于仅包含两个生境组，未进行事后比较。

在区域尺度上，整合所有研究岛屿的数据揭示了各生境类型间大型塑料碎片密度的更大差异。总体而言，碎片密度在各生境间存在显著差异（Kruskal-Wallis：χ2=78.9，p<0.001，η2=0.137），表明生境类型对大型塑料积累具有中等效应。海滩生境在各岛屿间始终表现出最高的碎片密度，范围为0.193±0.0083至0.680±0.0310件/平方米，形成了一个明显的密度较高组。相比之下，珊瑚礁和海草床通常表现出明显较低的碎片密度，值在0.002±0.0003至0.0086±0.0011件/平方米之间，且大多低于0.003件/平方米。红树林生境占据中间位置，记录的密度平均为0.067±0.0027件/平方米。

使用Holm校正的Dunn检验进行的配对比较在生境类型间识别出多个显著差异；然而，在所有岛屿间未观察到一致的分群模式（表S1），表明局部环境条件和岛屿特定的人为压力也影响了大型塑料积累。区域箱线图（图4）进一步展示了这些广泛的依赖生境的格局，并突出了与沿海生态系统相比海滩环境中不成比例的高积累。

在岛屿尺度上，大型塑料碎片总密度表现出与基于生境分析不同的模式。Ketawai岛记录了最高的总碎片密度（0.682±0.0225件/平方米），其次是Semujur（0.360±0.0093件/平方米），而Panjang显示最低的总体值（0.350±0.0065件/平方米）（图5）。尽管这些描述性值表明各岛屿间大型塑料积累存在相当大的变异，但统计比较表明三个岛屿的总碎片密度无显著差异，如事后分析中识别出的共享分组所示。这些结果表明，岛屿级别的整体大型塑料积累差异不如岛屿内观察到的依赖生境的变异性显著，表明局部生境特征对碎片保留的影响强于岛屿身份本身。

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图4. 各生境-岛屿组合间大型塑料碎片密度的变异。生境代码定义如下：PC（Panjang珊瑚礁）、PS（Panjang海草床）、PM（Panjang红树林）、PB（Panjang海滩）、SC（Semujur珊瑚礁）、SS（Semujur海草床）、SB（Semujur海滩）、KS（Ketawai海草床）和KB（Ketawai海滩）。

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图5. Panjang、Semujur和Ketawai岛间总大型塑料碎片密度的比较。数值表示各岛屿的生境整合碎片密度。

**3.2 各生境和岛屿间大型塑料碎片组成**

大型塑料碎片组成在各生境类型和岛屿间表现出明显的模式（图6）。在Panjang和Semujur岛，珊瑚礁生境的组成完全由渔业相关碎片构成（100%），表明一种与海洋活动高度相关的专门化碎片特征。相比之下，海草生境在各岛屿间表现出更大的变异性。Panjang和Ketawai的海草采样点完全由食品饮料相关碎片组成，而Semujur的海草生境仍然以同一类别为主导（66%），但也包含来自个人护理和一次性产品（10%）、工业和医疗相关碎片（10%）、家用产品（8%）以及时尚和个人用品（6%）的较小贡献。

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图6. Panjang（A）、Semujur（B）和Ketawai（C）岛各生境类型按功能使用类别划分的大型塑料碎片组成。

仅存在于Panjang岛的红树林生境表现出更多样的组成。渔业相关碎片为代表的主要类别（53%），其次是食品饮料物品（21%）和家用产品（14%），而所有其他类别单独贡献均低于10%。在所有海滩生境中，食品饮料相关碎片（78%）始终主导大型塑料组成，占Panjang总碎片量的70%、Semujur的80%和Ketawai的84%。其他类别，包括个人护理和一次性产品、工业和医疗相关物品以及杂项碎片，出现比例相对较低，在大多数采样地点通常保持在10%以下。

尽管存在这些明显的组成差异，beta回归分析表明主要碎片类别的比例贡献在各生境或岛屿间无显著差异（p>0.14）。统计显著差异的缺失反映了各站点间比例组成变异性的相对较低，以及次要碎片类别对整体碎片群落的贡献有限。若干类别，包括时尚和个人用品、个人护理和一次性产品以及杂项碎片，出现频率低且比例非常低，限制了其用于正式统计建模的适用性。因此，对这些类别进行了描述性解释而非推断性解释。

**3.3 大型塑料碎片组成的多变量模式**

层次聚类分析基于大型塑料碎片组成识别出三个主要采样站点组（图7）。来自Panjang和Semujur的珊瑚礁生境（PC和SC）形成第一个也是最明显的聚类，在最低的相异度水平合并（聚类高度=0.27），表明这些站点间的碎片组成具有高度相似性。

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图7. 基于Bray-Curtis相异度使用非加权组平均法（UPGMA）的采样站点层次聚类。站点缩写如下：PC（Panjang珊瑚礁）、PS（Panjang海草床）、PM（Panjang红树林）、PB（Panjang海滩）、SC（Semujur珊瑚礁）、SS（Semujur海草床）、SB（Semujur海滩）、KS（Ketawai海草床）和KB（Ketawai海滩）。虚线水平线表示相异度高度为0.80的聚类分隔阈值。

第二个也是更大的聚类依次由Panjang海滩和Semujur海滩（PB和SB）形成，在聚类高度0.46处分组，随后在0.55处与Ketawai海滩（KB）合并。该聚类进一步在0.66处纳入Panjang红树林（PM）和在0.71处纳入Semujur海草床（SS），表明这些岸线和近岸生境间的碎片群落具有广泛可比性。相比之下，Ketawai海草床（KS）和Panjang海草床（PS）在较高相异度水平（聚类高度=0.78）形成单独的聚类后加入更大的站点组，表明相对于其他生境具有更为独特的碎片组成。

多变量排序进一步支持了这一模式。非度量多维标度分析（NMDS）产生了低压力的二维解（压力=0.1084），表明站点间多变量关系的表示可靠（图8）。珊瑚礁和海草生境占据重叠的排序空间，表明碎片组成相对相似，而红树林生境位于离岸环境和岸线环境之间。海滩生境形成一个更为明显的分组，并沿排序空间与其他生境类型分离。

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图8.

基于Bray–Curtis距离度的非度量多维标度（NMDS）排序图，展示了不同采样点大型塑料碎片组成的变化情况。图中各点代表各个站点，颜色表示生境类型，符号代表岛屿。二维排序图的低压力值（stress = 0.0946）表明该排序能可靠地反映各站点之间的多变量关系。这一总体模式与层次聚类结果基本一致，说明生境特异性积累过程对大型塑料碎片的组成差异有贡献。PERMANOVA（多元变异分析）检测出生境间碎片组成存在边际差异（F = 1.3898, R2 = 0.465, p = 0.108），而岛屿水平的影响可以忽略不计，表明生境类型对组成变异的解释程度高于岛屿身份，尽管统计支持仍然有限。SIMPER分析表明，生境间组成的差异主要由广泛存在的消费相关碎片类别驱动，尤其是零食包装、塑料杯、塑料薄膜和尼龙绳等，而非生境专属的碎片类型。与此结果一致，指示值分析（IndVal）未识别出任何针对特定生境或岛屿的显著指示碎片类别。综合而言，这些发现表明，生境间的差异主要与常见碎片类型的相对丰度变化相关，而非独特或生境特异性的碎片组合的出现。

**4. 讨论**

**4.1 大型塑料碎片的生境依赖积累模式**

本研究表明，大型塑料碎片在沿海生境间的积累差异强于岛屿间差异，尽管生境效应的强度在不同地点有所不同。在三座热带小岛屿上，海滩持续表现出最高的大型塑料碎片密度，而珊瑚礁和海草床的积累通常较低。红树林生境处于中间水平，但局部区域接近海滩密度。这些模式表明，生境特征为碎片保留提供了一个重要的大尺度框架，而局部环境条件则调节积累的强度。

海滩上持续较高的碎片密度支持了海岸线作为海洋碎片主要积累区之一的广泛认可的作用。海滩作为沉积环境，波浪、潮汐和近岸环流输送的浮性和半浮性碎片可在其中搁浅并被长期保留（Wisha等人，2022）。在热带和亚热带海岸线已报道了类似模式，使海滩积累成为海洋碎片分布最一致的特征之一（Browne等人，2010；Haarr等人，2019；Terzi等，2025）。在本研究中，海滩同样以食品和饮料相关碎片为主，占记录物品的70%–84%。这一组成表明，消费来源的塑料和海岸活动是碎片的重要来源。Ketawai岛记录的特别高丰度——该岛旅游活动比其他研究岛屿更为活跃——进一步表明娱乐活动可能加剧本地塑料积累，尽管这一关系未得到直接量化。

小岛屿–邦加海滩记录的丰度（0.19–0.68件/m2）低于其他几个热带沿海环境报告的值，包括Cilacap海岸的16.80–41.60件/m2（Suyadi和Manullang，2020）、斯里兰卡海滩的4.10–158件/m2（Jang等人，2018）、印度东北海岸约0.98件/m2（Mugilarasan等人，2021）以及印度果阿海岸旅游海滩的1.82件/m2（Sen等人，2025）（表1）。果阿的研究还报告碎片在高潮带（2.35件/m2）的积累高于低潮带（1.29件/m2），一次性塑料是记录碎片的主要成分。此类差异应谨慎解读，因为碎片丰度受海岸暴露度、采样时段、本地废物输入、旅游强度、潮位和流体力学条件的强烈影响。因此，本研究观察到的相对较低密度并不必然表明塑料压力有限，而可能反映环境驱动力、采样设计和当地来源强度的差异。

**表1. 红树林、海滩、海草和珊瑚礁生境中大型塑料碎片丰度及主要碎片类别的比较。**

| 生境 | 观测地点 | 国家 | 采样时段 | 平均值（件/m2） | 优势大型塑料类型 | 参考文献 |
|---|---|---|---|---|---|---|
| 红树林 | 小岛屿–邦加 | 印度尼西亚 | 2025 | 0.07 | 与渔业相关的碎片 | 本研究 |
| | 全球保护区和非保护区 | — | 2024 | 5.42和32.55 | 不适用 | Deakin等人（2025） |
| | Ambon岛，印度尼西亚 | 印度尼西亚 | 2019 | 225.67 | 薄膜（63%） | Suyadi和Manullang（2020） |
| | 伊朗南部 | 伊朗 | 2018–2019 | 220 | 不适用 | Maghsodian等人（2021） |
| | Buenaventura湾，哥伦比亚 | 哥伦比亚 | 2019 | 20.33 | 一次性塑料杯（25% ±29） | Riascos等人（2019） |
| | 红海，沙特阿拉伯 | 沙特阿拉伯 | 2019 | 0.66 | 饮料瓶（23.5% ±4.8） | Martin等人（2019） |
| | 阿拉伯湾，沙特阿拉伯 | 沙特阿拉伯 | 2019 | 1.21 | 绳索29.4% ±13.5 | Martin等人（2019） |
| | 果阿海岸，印度 | 印度 | 2024 | 5.14 | 塑料碎片（占塑料的23.36%）、包装（13.08%）、塑料袋（10.49%）、泡沫塑料（9.51%）、瓶子（6.84%） | Das等人（2025） |
| 海滩 | 小岛屿–邦加 | 印度尼西亚 | 2025 | 0.19–0.68 | 食品和饮料相关碎片（78%） | 本研究 |
| | 安达曼-尼科巴群岛 | 印度 | 2023 | 0.12 | 瓶子（67%） | Shankar等人（2024） |
| | 新加坡 | 新加坡 | 2021–2022 | 1.03 | 泡沫塑料 | Fong等人（2023） |
| | 印度尼西亚海滩 | 印度尼西亚 | 2018–2019 | 2.69 | 瓶子 | Cordova等人（2022） |
| | Monterey湾 | 美国 | 2009–2010 | 1.00 | 泡沫塑料（41%） | Rosevelt等人（2013） |
| | Cilacap海岸 | 印度尼西亚 | 2013–2015 | 16.80–41.60 | 聚乙烯袋（38.9–39.9%） | Syakti等人（2017） |
| | Arraial do Cabo海滩 | 巴西 | 2015–2017 | 0.31–1.70 | 食品包装52.95%（33.93–70.28%） | Silva等人（2018） |
| | 斯里兰卡海滩 | 斯里兰卡 | 2016 | 4.10–158 | 塑料包装（55%） | Jang等人（2018） |
| | Talim湾 | 菲律宾 | 2016 | 0.77 | 塑料小袋（29%） | Paler等人（2019） |
| | 开普敦 | 南非 | 2017 | 0.20–24.5 | 食品和饮料（40%–63%） | Chitaka和von Blottnitz（2019） |
| | 伊斯坦布尔 | 土耳其 | 2017–2018 | 5.50 | 不适用 | Akarsu等人（2022） |
| | 塞浦路斯北海岸 | 塞浦路斯 | 2017–2019 | 1.19 | 聚苯乙烯碎片（17.3%） | ?zden等人（2021） |
| | 印度东北海岸 | 印度 | 2018 | 0.98 | 渔业相关碎片（14.09–29.10%） | Mugilarasan等人（2021） |
| | Alicante海岸，西班牙 | 西班牙 | 2018 | 0.2–6.9 | 烟头（45.6%） | Asensio-Montesinos等人（2019） |
| | Bintan岛 | 印度尼西亚 | 2018 | 1.20–4.70 | 低密度聚乙烯（22.9%） | Syakti等人（2019） |
| | 摩洛哥海滩 | 摩洛哥 | 2019 | 0.20 | 薯片包装/糖果包装（13.19%） | Mghili等人（2024） |
| | Mkomani海滩 | 肯尼亚 | 2019–2020 | 0.383 | 塑料泡沫（不适用） | Okuku等人（2021） |
| | Lofoten群岛 | 挪威 | 2020 | 0.59–0.97 | 软质塑料和合成线（38–78%） | Solbakken等人（2022） |
| | 果阿海岸，印度 | 印度 | 2025 | 1.82 | 塑料/一次性塑料 | Sen等人（2025） |
| 海草 | 小岛屿–邦加 | 印度尼西亚 | 2025 | 0.003 | 食品和饮料相关碎片（66%） | 本研究 |
| | Palma湾，西班牙 | 西班牙 | 2019 | 0.3–0.5 | 层压制品（70%） | Navarrete-Fernández等人（2022） |
| | 新加坡 | 新加坡 | 2021–2022 | 0.06 | 软质塑料 | Fong等人（2023） |
| | 中唐里岛粟川湾，长崎县，日本 | 日本 | 2021 | 0.035 | 绳索和渔网（35%） | Nishihara等人（2021） |
| | 安达曼-尼科巴群岛 | 印度 | 2025 | 0.59 | 塑料（88%）、玻璃（8%）、金属（3%）、橡胶（1%） | Shankar等人（2026） |
| 珊瑚礁 | 小岛屿–邦加 | 印度尼西亚 | 2025 | 0.00–0.01 | 渔业相关塑料（100%） | 本研究 |
| | 巴厘岛努沙佩尼达岛 | 印度尼西亚 | 2024 | 0.06–0.08 | 渔业相关塑料（45%） | Hendrawan等人（2026） |
| | 巴厘岛Karang Asem | 印度尼西亚 | 2024 | 0.09–0.12 | 其他塑料废物（67%） | Hendrawan等人（2026） |
| | 巴厘岛Pemuteran | 印度尼西亚 | 2023 | 0.02–0.03 | 软质塑料 | Putra等人（2023） |
| | 马达加斯加珊瑚 | 马达加斯加 | 2023 | 0.12 | 瓶子（67%） | Raherimino等人（2026） |
| | 新加坡 | 新加坡 | 2021–2022 | 0.04 | 渔业相关塑料 | Fong等人（2023） |
| | 安达曼-尼科巴群岛 | 印度 | 2024 | 0.42 | 塑料（60.82%）和渔具（33.65%） | Shankar等人（2025） |
| | 孟买海岸Navy Nagar潮间带珊瑚生境 | 印度 | 2010 | 1.60 | 塑料（91.27%） | De等人（2022） |

**注a：** 报告的碎片密度以原始研究中的数值呈现，应谨慎解读，因为各研究的采样设计、碎片大小定义、生境条件、采样单元和面积、调查时段以及潮位或海岸带区域均有所不同。当研究报告的是海洋总碎片而非仅塑料的丰度时，表中对此进行了注明。因此，表中数值提供的是背景性比较，而非严格标准化的大型塑料积累定量估计。

红树林生境表现出较高的碎片密度，但并未持续超过海滩。这一发现部分与以往研究一致，即红树林因其结构复杂性和相对较低的水动力能而成为有效的碎片保留环境（Baderan等人，2018；Gon?alves等人，2025）。密集的根系可拦截漂浮物、降低局部流速并限制碎片输出，从而促进积累（Gon?alves等人，2025）。然而，本研究表明红树林的保留作用并非普遍占主导。例如，在Panjang岛，海草生境的碎片含量高于红树林，这表明局部输运途径和水动力暴露可超越通常与红树林植被相关的捕获效应。这一解释与近期证据一致，即红树林应被视为动态而非永久性的塑料汇，因为在变化的水动力条件下碎片可能被再分配、掩埋、破碎或输出（Koner等人，2026）。

本研究红树林站点记录的大型塑料碎片密度（0.07件/m2）显著低于Ambon（225.67件/m2；Suyadi和Manullang，2020）、伊朗南部（220件/m2；Maghsodian等人，2021）以及印度果阿海岸（Das等人，2025）报告的数值，后者报告的平均碎片密度为5.14件/m2，塑料占记录碎片的66.26%（表1）。尽管Das等人（2025）报告的指标为总碎片密度而非仅塑料密度，但果阿红树林观察到的显著更高积累提供了有用的当代比较。这种巨大变异强调了本地水动力暴露、潮位捕获、植被密度、海岸构型、景观格局以及与人为来源的距离的影响（Martin等人，2019；Cappa等人，2023）。在新加坡也观察到了类似的生命境依赖差异，即红树林积累的大型碎片显著多于相邻的海草床和珊瑚礁（Fong等人，2023）。因此，不能仅凭红树林生境就假定塑料积累持续较高，而需考虑生境所处的环境背景。

海草床和珊瑚礁在本研究中通常表现出最低的大型塑料碎片密度。海草生境仅含0.003件/m2，与新加坡报告的约0.06件/m2（Fong等人，2023）和印度安达曼群岛海草床的0.59件/m2（Shankar等人，2026）相比更低。同样，本研究珊瑚礁站点记录为0.00–0.01件/m2，显著低于巴厘岛努沙佩尼达岛的0.06–0.08件/m2和Karangasem的0.09–0.12件/m2（Putra等人，2023；Hendrawan等人，2026）、安达曼-尼科巴群岛珊瑚礁的0.42件/m2（Shankar等人，2025）以及印度孟买潮间带珊瑚生境的1.60件/m2（De等人，2022）（表1）。孟买的研究在高城市化海岸环境中进行，记录塑料占总碎片的91.27%，而安达曼群岛海草和珊瑚礁生境中塑料分别占碎片的88%和60.82%。这些比较表明，海草床和珊瑚礁可保留大量塑料碎片，但积累量在不同地点间差异很大。

因此，本研究中观察到的相对较低密度不应被解读为生态暴露有限的证据。各站点间的差异可能反映水动力暴露度、生境结构、与陆源和海上来源的距离、人类活动以及碎片保留频率和时长的变化。复杂的珊瑚礁结构和海草植被可在局部保留碎片，而较强的水体交换可能促进其向相邻生境或近海区域再分配。此外，破碎过程可将较大塑料碎片转化为大型塑料调查无法检测的较小颗粒。因此，本研究记录的较低密度可能反映本地环境条件、来源强度、输运过程和采样设计的综合作用，而非仅由生境类型决定。这些跨研究比较强调了在评估连通沿海生态系统中大型塑料积累时，考虑生境特异性保留过程和本地人为压力的重要性。

**4.2 沿海生境间的来源、输运与保留过程**

碎片组成的差异为理解控制大型塑料积累的过程提供了进一步的洞察。Panjang和Semujur的珊瑚生境完全由渔业相关碎片主导，表明海洋活动的影响强于陆源消费废物。这一模式与其他珊瑚礁环境的观察一致，在这些环境中，绳索、渔网和渔具常构成主要碎片类别，因为它们与渔业活动直接相关且可能与珊瑚礁结构缠绕（Pillai等人，2024；Shankar等人，2024；Shankar等人，2026）。

相比之下，海草生境主要以食品和饮料相关碎片为主，表明其与来自邻近沿海区域的漂浮消费塑料有更强的连通性。尽管海草床通常被认为是相对较低的保留环境（Douglas等人，2024），但植被可降低流速并增强漂浮物的拦截和临时保留（Maiti等人，2026）。因此，Panjang海草生境中观察到的相对较高的碎片密度（相对于相邻红树林生境）更可能反映局部的输运和保留过程，而非海草生态系统的固有属性。

生境间的差异还表明，大型塑料积累受碎片来源、输运途径和生境特异性保留能力之间相互作用的控制。海滩直接暴露于陆源和海上输入，并提供沉积表面，使漂浮和搁浅材料得以积累，海岸暴露度、潮汐动力学和人为活动影响本地碎片丰度（Browne等人，2010；Haarr等人，2019；Sen等人，2025）。红树林可通过复杂的根系网络、降低的流速和潮位捕获来拦截和保留碎片，尽管其作为塑料汇的作用可能随水动力条件和景观格局而变化（Martin等人，2019；Cappa等人，2023；Das等人，2025；Gon?alves等人，2025）。海草床可能通过植被引起的流速降低以及碎片与地上植被之间的相互作用来临时保留漂浮和搁浅材料，尽管保留能力可能随海草结构和水动力暴露度而变化（Fong等人，2023；Shankar等人，2026）。珊瑚礁尽管在多个地点通常表现出较低的大型塑料碎片密度，但可通过物理缠绕和与复杂珊瑚礁结构的相互作用保留特定类型的碎片，尤其是渔具（De等人，2022；Shankar等人，2025）。

因此，观察到的宏观塑料丰度不应简单地解释为外部输入的度量，而应理解为输入、传输、滞留、再分配、碎片化和输出的净结果（Cappa等人，2023；Koner等人，2026）。多变量分析为这一解释提供了额外支持。层次聚类和NMDS揭示了与栖息地类型的关联比与岛屿身份的关联更为紧密的分组模式，而PERMANOVA表明栖息地解释的组成变异比例大于地理隔离，尽管统计效应仅勉强显著。重要的是，SIMPER和IndVal分析表明，栖息地差异并非主要由栖息地特有的碎片类别驱动。相反，它们是由广泛存在的消费者相关物品的相对丰度差异造成的，包括零食包装、塑料杯、塑料薄膜和尼龙绳。这表明研究岛屿受到广泛相似的区域碎片来源的影响，而局部栖息地特征决定了这些材料被滞留的位置和程度。

这一解释对于小岛尤为重要，因为沿海栖息地在相对短的距离内空间上相互连接，形成一个连贯的海域景观。红树林、海草床、珊瑚礁和相邻沿海栖息地之间的连通性可以影响材料跨越生态系统边界的运动和滞留（Corbau等人，2026）。进入海洋环境的塑料并不一定停留在最初沉积的栖息地内。浮性、中性浮性和沉没物可以在潮汐、波浪、水流和其他水动力过程的影响下，在海滩、红树林、海草床和珊瑚礁之间传输，传输路径还取决于塑料的密度、尺寸和形状（Schwarz等人，2019）。栖息地结构可以进一步修改这些路径，通过暂时拦截和滞留塑料碎片，特别是在红树林和海草床等植被覆盖的沿海系统中（Luo等人，2021；Corbau等人，2026）。例如，最初滞留在海草床或珊瑚礁中的塑料物品，随后可能在水动力能量增加时期（包括风暴、强水流或增强的潮汐驱动力）被再动员，并传输至相邻的海滩或红树林系统。来自热带潮汐系统的证据也表明，宏观塑料传输可能涉及滞留、再动员和双向运动的交替时期，而非持续向下游传输（Lotcheris等人，2024）。因此，某一栖息地中观察到的相对较低的宏观塑料密度可能部分反映的是输出或暂时性再分配，而非对塑料输入的有限暴露。这强调了在解释小岛沿海系统中特定栖息地的宏观塑料密度时，考虑跨栖息地传输和连通性的重要性。

4.3. 跨生态系统连通性、管理启示和研究局限

总体而言，研究结果表明热带小岛的宏观塑料积累具有生态系统依赖性，但受到局部环境背景的强烈调节。因此，沿海栖息地不应被视为孤立的积累单元，而应视为共享碎片传输系统的相互连接组成部分。栖息地结构、海岸线暴露度、水动力条件和人类活动共同决定了塑料进入、积累和在沿海环境中再分配的路径（Luo等人，2021；Corbau等人，2026）。红树林等栖息地的结构复杂性可以增强碎片滞留，而水动力驱动力的变化可以促进随后的再分配或输出至相邻环境（Maiti等人，2026）。

这一跨生态系统视角对海洋碎片管理具有重要启示。仅集中于海滩的管理干预措施可能会减少可见碎片，但可能无法解决向沿海生态系统供应碎片的更广泛传输路径。同样，从红树林、海草床或珊瑚礁中移除碎片的努力应考虑来自相邻栖息地的持续补充可能性。先前的研究强调，海洋碎片管理需要标准化的监测、来源识别和跨沿海环境的协调干预措施，而非孤立的清理活动（Chen，2015；Cheshire和Adler，2009）。因此，有效的缓解措施需要综合管理海陆连续体，包括源头减量、改善废物管理、在积累热点进行有针对性的清除以及跨连通沿海栖息地的监测。特别是，海滩和海草床中消费者相关碎片的主导地位表明了控制陆源和休闲来源的重要性，而珊瑚礁中渔业相关材料的普遍存在则突出了针对渔业相关碎片进行干预的必要性（Ilechukwu等人，2026；Shankar等人，2025）。来自印度尼西亚小旅游岛屿的证据进一步表明，旅游相关活动可以构成海洋碎片的重要来源，强化了废物管理干预措施应超越单一海滩区域的需要（Hayati等人，2020）。

在Ketawai岛观察到的相对较高积累还进一步表明，旅游强度可能对局部塑料积累有所贡献。然而，由于人为压力未被直接量化，这一解释应被视为指示性而非因果性的。印度尼西亚旅游海滩的先前研究表明，旅游活动、游客密度、土地利用和与来源的接近程度会影响海洋碎片的空间和时间分布（Hayati等人，2020；Suteja等人，2021；Suteja等人，2025）。未来的评估将从整合旅游强度指标、人口密度、渔业活动、废物管理基础设施和海岸线可达性与水动力观测或数值模型中受益。这种整合将允许更明确地量化局部来源和物理传输过程的相对贡献。

在解释研究结果时，应考虑若干局限性。首先，采样在单次季风间调查期间进行，因此代表了一个时间快照，可能无法捕捉碎片传输和积累的季节性变化。研究表明，降雨、海洋环流和沿海条件的季节性变化会影响海洋碎片的丰度和分布，特别是在热带海滩上（Suteja等人，2021）。其次，岛屿间生态系统可用性的差异导致栖息地类型的不均衡代表，可能影响跨栖息地比较的统计效力。第三，分析仅专注于宏观塑料碎片，未纳入水动力条件、沉积物特征、栖息地特征或人为压力的直接测量。这限制了定量区分局部输入、暂时滞留和随后再分配的能力。因此，跨栖息地的标准化和重复监测对于解决海洋碎片积累的时间和空间变异很重要（Cheshire和Adler，2009）。此外，红树林评估仅限于采样沉积物/表层存在或被困于其中的宏观塑料碎片，未量化滞留在地上结构（如树枝、树干、气生根和叶片）上的碎片。因此，测量值可能低估了红树林栖息地内的宏观塑料总负荷，而控制碎片传输和滞留的机制仍然是推断而非直接量化的。这一局限性尤为相关，因为红树林森林的结构复杂性可以显著增强其捕获人为碎片的能力（Luo等人，2021）。

因此，未来研究应优先开展多季节和多年监测、平衡的栖息地重复以及水动力和人为变量的整合。将现场碎片调查与流速测量、波浪和潮汐数据、颗粒追踪方法以及人类活动的空间指标相结合，将为理解宏观塑料动态提供更强的机制基础。标准化监测方法的使用也将促进栖息地和地点之间的比较，并改善对碎片丰度时间变化的解释（Cheshire和Adler，2009）。这种方法将改善对持久积累热点的识别，并促进生态系统特异性缓解策略的发展。

5. 结论

三个热带小岛的宏观塑料积累表现出一致的栖息地依赖性模式，尽管差异的幅度存在局部变化。海滩栖息地显示出最高的碎片密度，并以消费者相关塑料为主，确认了其作为主要积累区域的作用。相比之下，珊瑚礁和海草床通常表现出较低的碎片密度和广泛相似的碎片组成，而红树林栖息地保留了中等水平的宏观塑料积累。多变量分析共同表明，宏观塑料组成的变异与栖息地特征的关联比与岛屿身份的关联更为紧密，尽管栖息地组之间的统计分离有限。生态系统之间的差异主要由广泛碎片类型的相对丰度变化驱动，而非特定栖息地物品的出现。

这些发现表明，热带小岛的宏观塑料脆弱性是生态系统依赖性的，受局部滞留和传输过程塑造，并支持针对特定栖息地的塑料污染管理方法。短期内，进行考虑特定栖息地的定期清理至关重要，并实施标准化监测，在关注海滩的同时也纳入红树林、海草床和珊瑚礁。中期而言，加强沿海社区、旅游区、港口和渔区的废物收集、分类、回收和处置至关重要，重点在于社区参与和减少丢失或丢弃的渔具。长期而言，有必要将跨栖息地监测、源头减量和改善的废物管理基础设施纳入沿海保护、渔业和旅游的规划中。

CRediT作者贡献声明

Agung Yunanto：撰写–审阅与编辑，撰写–原始草稿，验证，监督，软件，方法学，形式分析，概念构思。Ulung Jantama Wisha：撰写–原始草稿，验证，调查，概念构思，撰写–审阅与编辑。Ahmad Romdon：撰写–审阅与编辑，撰写–原始草稿，验证，软件，方法学，形式分析，概念构思。Zainal Arifin：撰写–原始草稿，验证，概念构思。Bayu Priyono：撰写–原始草稿，验证。Dede Falahudin：验证，调查，概念构思。Tri Handayani：验证，监督，概念构思。Koko Ondara：验证，方法学，概念构思。Frida Sidik：撰写–原始草稿，验证，概念构思。Ernawati Widyastuti：撰写–原始草稿，验证，监督。Faisal Hamzah：调查，数据整理。Jemi Ferizal：验证，软件，形式分析。Chao Fang：验证，监督，调查。Jianguo Du：验证，监督，调查。Annisa Fitri：调查，数据整理。Jordi Anugrah Lumban Raja：调查，数据整理。

资助

实地调查由BRIN海洋研究与创新蓝经研究计划资助，项目名称为"沿海生态系统连通性研究作为海洋环境健康指标"（编号：2/III.4/HK/2025）。实验室分析由印度尼西亚国家研究与创新局（BRIN）地海研究组织以及印度尼西亚海洋事务与渔业部（MMAF）在2025年内部研究预算下提供支持。

Agung Yunanto | Ulung Jantama Wisha | Ahmad Romdon | Zainal Arifin | Bayu Priyono | Dede Falahudin | Tri Handayani | Koko Ondara | Frida Sidik | Ernawati Widyastuti | Faisal Hamzah | Jemi Ferizal | Chao Fang | Jianguo Du | Annisa Fitri | Jordi Anugrah Lumban Raja