معلومة

2.4.6: الغوص في البيانات - تأثيرات القندس على الأراضي الرطبة - علم الأحياء

2.4.6: الغوص في البيانات - تأثيرات القندس على الأراضي الرطبة - علم الأحياء


We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.

ملخص

مهندس النظام البيئي هو أي حيوان يقوم بإنشاء أو تعديل أو الحفاظ على أو تدمير الموائل بشكل كبير. يعرض الشكل 2.4.6 أ أدناه بعض النتائج في هذه الدراسة:

الشكل ( PageIndex {a} ): متوسط ​​عدد الأنواع التي لوحظت في عينات قطع الأرض 1-2 سنة و10-12 سنة بعد إدخال القنادس. رسم بياني بقلم راشيل شلايجر (CC-BY-NC) تم تعديله من بيانات في القانون A و Graywood MJ و Jones KC و Ramsay P و Willby NJ 2017.

أسئلة

  1. ما هو المتغير المستقل (التوضيحي) والمتغير التابع (الاستجابة)؟
  2. ما السؤال (الأسئلة) التي يحاول المؤلفون الإجابة عليها باستخدام هذا الرسم البياني؟
  3. ما الاتجاه (الاتجاهات) التي يمكن ملاحظتها في هذا الرسم البياني بين الجداول الزمنية 1-2 و10-12؟ ادعم إجابتك بالرجوع إلى الأنماط المناسبة في الرسم البياني.
  4. هل تعتقد أن المؤلفين راضون عن النتائج الواردة في الرسم البياني؟ لماذا ا؟
  5. كيف يمكن لنتائج هذا الرسم البياني أن تساعد في إعادة إدخال القنادس في المستقبل حيث يلزم استعادة الأراضي الرطبة؟
  6. ما هي المعلومات / الأنماط غير الواضحة من هذا الرسم البياني؟

البيئة النباتية للأراضي الرطبة الطبيعية والمنشأة على طول نهر ليون في مقاطعة كومانتش ، تكساس.

الملخص. - تمت مقارنة الغطاء النباتي الموجود في اثنين من الأراضي الرطبة النهرية ، الواقعة على طول نهر ليون في ويست كروس تيمبرز ، مقاطعة كومانتش ، تكساس ، لمدة عام واحد. تمت مقارنة الأرض الرطبة التي تم إنشاؤها خلال عام 1999 والأراضي الرطبة المرجعية الطبيعية المجاورة ، والتي أنشأها القندس ، باستخدام التغطية النسبية ، والكثافة ، والتكرار ، وقيم الأهمية. كما تم تقييم حالة مؤشر الأراضي الرطبة للنباتات والتنوع. على مدى أربع فترات لأخذ العينات ، خضعت الأراضي الرطبة المبنية لتتابع لتصبح مماثلة للأراضي الرطبة الطبيعية المجاورة. سيطر ذيل القط الشائع (Typha latifolia) ، وهو نوع من أنواع الأراضي الرطبة الملزمة ، على اللب الداخلي للأرض الرطبة المبنية مع احتلال المستنقعات (Iva annua) المحيط الأكثر جفافاً. خمسة وتسعون في المائة من الأنواع التي تم أخذ عينات منها في الأراضي الرطبة المرجعية كانت نباتات مائية واتبع تعاقب النبات نموذج الطرد المركزي. سيطرت على الأراضي الرطبة المبنية حشائش المستنقعات وعشب العقدة (Paspalum distichum) مع 67 ٪ فقط من الأنواع عبارة عن نباتات مائية. كان التنوع أكبر في الأراضي الرطبة المبنية لأنها كانت في مرحلة الوصول والتأسيس لخلافة الأراضي الرطبة.

يتم تعريف الأراضي الرطبة من خلال وجود نباتات مائية ، وغمر دوري ، وتربة مائية (فيلق المهندسين بالجيش الأمريكي (USACOE) 1987 Tiner 1999 van der Valk 2006 Mitsch & amp Gosselink 2007 Keddy 2010). تعد الأراضي الرطبة في تكساس من بين أكثر الموارد الطبيعية قيمة. توفر هذه الأراضي العديد من الفوائد الاقتصادية والبيئية ، بما في ذلك التحكم في الفيضانات ، وتحسين جودة المياه ، والمنتجات القابلة للحصاد ، وموائل الأسماك الوفيرة ، والمحار ، وموارد الحياة البرية (إدارة حدائق تكساس والحياة البرية (TPWD) 1997 van der Valk 2006 Mitsch & amp Gosselink 2007 King وآخرون 2009). تحتوي ولاية تكساس على مجموعة متنوعة من أنواع موائل الأراضي الرطبة ، سواء كانت طبيعية أو بشرية. على الرغم من أن الأراضي الرطبة في ولاية تكساس تشكل أقل من 5٪ من إجمالي مساحة أراضي الولاية (TPWD 1997) ، فإن ولاية تكساس هي واحدة من 19 ولاية أظهرت أهم الخسائر في النظم البيئية للأراضي الرطبة (Tiner 1984) مع خسارة 56٪ خلال الـ 200 عام السابقة (TPWD 1997). يوجد في تكساس أيضًا 40 إلى 60 ٪ من مجتمعات نباتات المياه العذبة في خطر متوسط ​​إلى مرتفع للتخلص منها (Heinz Center 2008). تمت دراسة القليل من الأراضي الرطبة في منطقة West Cross Timbers في تكساس مع تحقيق واحد يشمل فقط الأراضي الرطبة المبنية (Williams & amp Hudak 2005) وآخر بفحص الأراضي الرطبة المشيدة مع مقارنات مع مستنقع القندس (Brister 2005) ، لذلك لا يُعرف الكثير عن مجتمعات نباتات الأراضي الرطبة والتعاقب.

تقع منطقة West Cross Timbers في تكساس (الشكل 1) جنوب النهر الأحمر ، غرب Fort Worth Prairie ، شمال سهل Lampasas Cut ، وشرق السهول المتدحرجة. وهي تغطي مساحة 1،665،686 هكتارًا وتعتبر فسيفساء من البراري والأراضي الحرجية ونباتات السافانا التي تتميز ببلوط ما بعد البلوط (Quercus stellata) وبلوط بلاك جاك (Quercus marilandica) باعتبارها الأنواع الخشبية السائدة (Dyksterhuis 1948 Diggs et al. 1999 Hoagland et آل 1999). تستنزف أحواض نهر Red و Trinity و Brazos و Colorado River جزءًا من منطقة West Cross Timbers في تكساس ، مع العديد من الروافد المنتشرة في جميع أنحاء المنطقة. يساهم كل من هذه الأنهار وروافدها بقدر كبير من المساحات في مكون الأراضي الرطبة على ضفاف نهر تكساس. أحد هذه الروافد هو نهر ليون.

تبدأ منابع نهر ليون في مقاطعة إيستلاند ، بالقرب من بلدة إيستلاند ، وتتدفق باتجاه الجنوب الشرقي عبر مقاطعات كومانتش وهاملتون وكوريل لينضم إليها نهر لامباساس في مقاطعة بيل ونهر سان غابرييل في مقاطعة ميلام لتشكيل نهر ليتل ، رافد رئيسي لنهر برازوس. يوجد خزانان ، بحيرة ليون وبحيرة بروكتور ، على الروافد العليا لنهر ليون. يساهم نهر ليون بالمياه في عدد من مجمعات الأراضي الرطبة على ضفاف النهر حيث يتدفق داخل وخارج بحيرة بروكتور.

مجمع واحد ، مساحته حوالي 32 هكتار ، يقع أسفل السد في بحيرة بروكتور. وتتكون من منطقتين من الأراضي الرطبة الواقعة بين قناة نهر ليون وقناة التدفق الخارج التي تم بناؤها من قبل USACOE عندما تم إنشاء البحيرة. إحدى مناطق الأراضي الرطبة ، مستنقعات المياه العذبة ، تم إنشاؤها بواسطة نشاط القندس ، مما أدى إلى إنشاء سدود تحبس المياه من قناة نهر ليون ومن التسرب عبر الجزء الترابي من سد البحيرة. عمر المستنقع غير معروف ، ولكن وفقًا للعاملين في البحيرة ، يُعتقد أنه قديم قدم البحيرة ، التي بدأت العمل في عام 1963. لأغراض هذه الدراسة ، سيتم الإشارة إلى المستنقعات على أنها الأراضي الرطبة المرجعية.

تقع المنطقة الثانية من الأراضي الرطبة ، وهي أرض رطبة مبنية بواسطة USACOE و TPWD و Ducks Unlimited لزيادة موائل الطيور المائية في الجنوب الشرقي (أسفل النهر) من الأراضي الرطبة المرجعية. تم الانتهاء منه في عام 1999 ولم يتلق أي مدخلات هيدرولوجية كبيرة حتى شتاء / ربيع عام 2001. لم يتم زرع البذور ، ولم يتم إدخال أي نباتات إلى الأراضي الرطبة. تقع الأراضي الرطبة المبنية بالقرب من الأراضي الرطبة المرجعية ويفصل بينهما سور من أجل السماح بالتحكم المستقل في مستويات المياه. سيتم اعتبار كلا منطقتي الأراضي الرطبة مستنقعات داخلية ونهرية ومستنقعات المياه العذبة (Mitsch & amp Gosselink 2007).

غالبًا ما تقع المستنقعات النهرية على حدود الغابات النهرية أو تحتل جيوبًا بداخلها ، وأحيانًا في أقواس ثيران مهجورة وفي منابع الأنهار. بالإضافة إلى ذلك ، يقوم القنادس ببناء الأراضي الرطبة عن طريق بناء السدود ، وإنشاء مستنقعات نهرية صغيرة تجذب الحياة البرية ، وخاصة الطيور المائية (van der Valk 2006 Mitch & amp Gosselink 2007). غالبًا ما يلعب القنادس أدوارًا مهمة في تطوير الأراضي الرطبة وصيانتها. إذا صمدت سدودهم ، فإن هذا يخلق فترة مائية مستقرة. إذا تم غسل سدودها بشكل متكرر ، فإنها تسبب تقلبات في مستوى المياه ، وبالتالي زيادة تنوع النباتات. عادة ما يؤدي تنوع النباتات المتزايد إلى زيادة تنوع الطيور المائية والثدييات في الأراضي الرطبة وحولها. غالبًا ما تتميز النباتات في مستنقعات المياه العذبة التي أنشأها القنادس بوجود أحاديات مثل Typha ، والأعشاب التي تتكيف مع الرطوبة ، والرسديات (Mitsch & amp Gosselink 2007). العناصر الغذائية الإضافية المضافة إلى الماء نتيجة للقندس والثدييات الأخرى والطيور المائية والمواد العضوية من النباتات المتحللة تزيد من التنوع البيولوجي للأراضي الرطبة عن طريق تغذية العوالق واللافقاريات والقشريات والبرمائيات والأسماك والزواحف. يساعد القندس في دعم النظام البيئي الكامل للكائنات الحية ، وبالتالي يصبح نوعًا أساسيًا (Primack 2010). نظرًا لبناء السد الذي ينظم مستوى المياه وتدفق التيار ، يمكن للقنادس تحويل منطقة غير مواتية إلى منطقة صالحة للسكنى بواسطة الكائنات الحية في الأراضي الرطبة (Schmidly 2004).

يعد فقدان موائل الأراضي الرطبة مشكلة بيئية خطيرة (Mitsch & amp Gosselink 2007 Heinz Center 2008). مع استمرار انخفاض الأراضي الرطبة ، ليس فقط في تكساس ولكن في جميع أنحاء العالم ، أصبح من المهم بشكل متزايد فهم النظم البيئية للأراضي الرطبة بشكل أفضل من أجل تسهيل التخفيف من الجودة وممارسات البناء. نظرًا لأنه تم فحص عدد قليل من الأراضي الرطبة في منطقة West Cross Timbers في تكساس ، فإن البيانات البيئية لهذا التحقيق ستكون بمثابة خط أساس للدراسات المستقبلية للأراضي الرطبة في المنطقة. الهدف من هذا التحقيق هو تقييم التغيرات في البيئة النباتية للمرجع والأراضي الرطبة المشيدة في خزان بحيرة بروكتور.

تم إجراء المقارنات البيئية أسفل السد في بحيرة بروكتور في منطقتي الأراضي الرطبة المذكورة سابقًا والواقعة في مقاطعة كومانتش ، تكساس (الشكل 1). تم أخذ عينات من الأراضي الرطبة لفحص الغطاء النباتي على مدى أربع فترات زمنية. تم اختيار مواعيد أخذ العينات للنباتات بناءً على بيانات موسم النمو للمنطقة. يبلغ متوسط ​​طول الفترة الخالية من الصقيع في مقاطعة كومانتش بولاية تكساس حوالي 230 يومًا. تبدأ فترة الصقيع في منتصف مارس وتستمر حتى منتصف نوفمبر. تم أخذ العينات من أغسطس - سبتمبر 2001 ، مارس - أبريل 2002 ، يونيو - يوليو 2002 ، وسبتمبر - أكتوبر 2002.

تم أخذ عينات التربة من كل مربع حيث تم أخذ عينات من النباتات باستخدام مسبار لأخذ عينات التربة مقاس 38 سم ومقارنتها بمخطط ألوان تربة مونسيل لمؤشرات لون التربة المائية. بناءً على هذا الاختبار ، كانت جميع أنواع التربة التي تم أخذ عينات منها في الأراضي الرطبة المرجعية عبارة عن تربة مائية وتم تصنيف ثلثي العينات المأخوذة من الأراضي الرطبة المبنية على أنها تربة مائية.

بناءً على الملاحظات المرئية للغمر وتشبع التربة والعلامات المائية على الغطاء النباتي المحيط ، كانت الهيدرولوجيا بين الموقعين متشابهة باستثناء خريف عام 2001 ، في بداية التحقيق ، عندما كان حوالي ثلث التربيعات في الأراضي الرطبة المشيدة لا توجد علامات مرئية للفيضان أو تشبع التربة أو العلامات المائية على النباتات المحيطة. وهكذا ، عندما تم أخذ عينات من الغطاء النباتي لأول مرة في التحقيق ، كانت الهيدرولوجيا في الأراضي الرطبة المبنية أكثر تنوعًا من هيدرولوجيا الأراضي الرطبة المرجعية ، ولكن خلال فترات العينات الثلاث التالية ، كانت الهيدرولوجيا ثابتة في التربيعات لكلتا الأراضي الرطبة.

تم إجراء المقارنة البيئية للنباتات من خلال إنشاء خط أساس يوازي نهر ليون ويتضمن كلا من مناطق الأراضي الرطبة. كان خط الأساس حوالي 890 مترًا ويتقاطع مع 10 قطاعات تعبر مناطق الأراضي الرطبة. تم تقسيم خط الأساس إلى أجزاء متباعدة بشكل متساوٍ (107 مترًا على حدة) في الأراضي الرطبة الطبيعية والأراضي الرطبة المبنية (71 مترًا على حدة). خلال كل فترة أخذ عينات ، تم تحديد نقطة البداية لكل مقطع باستخدام جدول أرقام عشوائية ، وكان المقطع العرضي يقع بشكل عمودي على خط الأساس للأرض الرطبة. كل مقطع كان يحتوي على نقطتي مراقبة طبقية عشوائية تم تحديدهما باستخدام جدول أرقام عشوائي حيث تم استخدام 0.25 [m.sup.2] كوادرات لتحديد عدد ونسبة تغطية النباتات. يتبع تصنيف النباتات Diggs et al. (1999) والأسماء العلمية مع السلطات مدرجة في الجداول 1-4. بمجرد تحديد الغطاء النباتي ، تم تمييزه في كل نقطة مراقبة على طول كل مقطع باستخدام المنهجية التالية كما تم تعديلها من USACOE (1987) و Brower et al. (1990).

تم أخذ عينات من الأعشاب في كلتا المستنقعات. تشمل الأعشاب وفقًا لـ USACOE (1987) جميع النباتات غير الخشبية والنباتات الخشبية التي يبلغ ارتفاعها 1 متر. من أجل قياس الغطاء النباتي العشبي ، تم وضع 0.25 [m.sup.2] كواد بشكل عشوائي على المقطع العرضي داخل نقطة المراقبة 1 [m.sup.2]. تم بعد ذلك تحديد كل نوع تم العثور عليه داخل المربع ، وحسابه ، وتقدير النسبة المئوية لغطائه. تم تعيين قيمة أهمية (IV) لكل نوع من أنواع الشتلات العشبية أو الخشبية الموجودة في كل نقطة مراقبة ، بناءً على مجموع التغطية النسبية ، والكثافة النسبية ، والتكرار النسبي لكل نوع ، بينما النسبة المئوية لقيمة الأهمية النسبية (٪ RIV) تم تحديده من خلال مقارنة IV لكل نوع معين مع المجموع IV لجميع الأنواع (Fredrickson 1979 Brower et al. 1990 ، Smith 1996). تم تطبيق مؤشر التنوع لجميع أنواع الشتلات العشبية والخشبية باستخدام مؤشر Shannon-Weaver ، بناءً على المعلومات التي تم الحصول عليها من البيانات المذكورة أعلاه (Miller 1985 Brower et al. 1990). بالإضافة إلى ذلك ، تم حساب الثراء والتساوي (Brower et al. 1990).

غالبًا ما يشار إلى تلك النباتات التي تكيفت مع النمو في الماء أو في التربة ، والتي تكون مشبعة بشكل دوري على الأقل أو تغمرها المياه ، بالنباتات المائية ، أو النباتات المائية ببساطة (USACOE 1987). تم تصنيف النباتات ، بناءً على تاريخ حياتها في خمس مجموعات منفصلة تسمى فئات مؤشرات الأراضي الرطبة (USACOE 1987 United States Fish and Wildlife Service (USFWS) 1997 Tiner 1999). وتشمل هذه الأنواع الملزمة للأراضي الرطبة (OBL) التي تحدث في الأراضي الرطبة بنسبة تزيد عن 99٪ من الوقت. توجد نباتات الأراضي الرطبة الاختيارية (FACW- و FACW و FACW +) في الأراضي الرطبة بنسبة 67-99٪ من الوقت. تحدث النباتات الاختيارية (FAC- و FAC و FAC +) في الأراضي الرطبة بنسبة 34-66 ٪ من الوقت ونباتات المرتفعات الاختيارية (FACU + و FACU و FACU-) تحدث في الأراضي الرطبة بنسبة 1-33 ٪ من الوقت. توجد النباتات المرتفعة (UPL) في الأراضي الرطبة أقل من 1٪ من الوقت. يسمح نظام التصنيف هذا للفرد بتصنيف الغطاء النباتي في وحدات أخذ العينات ، وإذا كان أكثر من 50 ٪ من الغطاء النباتي السائد هو OBL أو FACW + أو FACW أو FACW- أو FAC + أو FAC ، فإنه يعتبر نباتًا مائيًا ومعيارًا لنباتات الأراضي الرطبة في تلك العينات تم إنشاء الوحدة (USACOE 1987). تم تصنيف كل مكون من مكونات بيانات الغطاء النباتي حسب حالة مؤشر الأراضي الرطبة (USFWS 1997) ثم تم تطبيق قاعدة 50/20 من أجل تحديد هيمنة الأنواع. تم تصنيف الأنواع بترتيب تنازلي للسيطرة واعتبرت الأنواع التي تجاوزت 50٪ على الفور ، بالإضافة إلى أي أنواع إضافية تشكل 20٪ أو أكثر من السيادة الكلية ، هي السائدة. إذا كان أكثر من 50 ٪ من أنواع النباتات السائدة التي تم أخذ عينات منها داخل كل نقطة مراقبة عبارة عن أرض رطبة ملزمة (OBL) ، أو أرض رطبة اختيارية (FACW + ، FACW ، FACW-) ، أو اختيارية (FAC + ، FAC) ، تم النظر في المنطقة التي تغطيها نقطة المراقبة إيجابي للنباتات المائية (USACOE 1987). بالإضافة إلى ذلك ، تم استخدام اختبار Mann-Whitney لتحديد ما إذا كانت هناك اختلافات كبيرة بين الأراضي الرطبة المبنية والطبيعية لأنواع الشتلات العشبية والخشبية (Brower et al. 1990).

تم تحديد قيم الأهمية النسبية (RIV٪) ، وهي مقياس لهيمنة الغطاء النباتي العشبي في الأراضي الرطبة المرجعية والمنشأة ، لكل فترة أخذ عينات. خلال فترة أخذ العينات في خريف 2001 ، كانت ذيل القط الشائع (Typha latifolia 49.8٪) وعشب برمودا (Cynodon dactylon 12.7٪) من أهم النباتات التي تم تحديدها في الأراضي الرطبة المرجعية ، بينما كانت فروت فروت (Lippia nodiflora 21.3٪) ، وعشب جونسون (Sorghum) halepense 19.2٪) ، وعشب الفناء (Echinochloa muricata 15.5٪) كانت الأكثر أهمية في الأراضي الرطبة المبنية (الجدول 1). خلال فترة أخذ العينات لربيع 2002 ، وجد أن ذيل القط الشائع (77.3٪) هو أهم الأنواع في الأراضي الرطبة المرجعية ، بينما في الأراضي الرطبة المبنية ، وكبر المستنقعات (Iva annua 34.0٪) وحوض الكمان (Rumex pulcher ، تم العثور على 19.6 ٪) لتكون المسيطرة (الجدول 2). خلال فترة أخذ العينات في صيف 2002 ، سيطرت المستنقعات على الأراضي الرطبة المرجعية (42.7٪) وعشب برمودا (19.6٪) ، بينما كانت الأراضي الرطبة المبنية تحتوي على مستنقعات (31.8٪) ، و (لأول مرة) قطة شائعة. الذيل (24.4٪) وعشب العقدة (Paspalum distichum 23.7٪) كعناصر سائدة (الجدول 3). تم العثور على عشب العقدة (32.1٪) والأهوار (18.7٪) لتكون الأكثر أهمية في الأراضي الرطبة المرجعية خلال فترة أخذ العينات خريف 2002 ، وعشب العقدة (20.0٪) ، والقنب المائي (Amaranthus rudis 12.7٪) ، كوكلبور (Xanthium strumarium 12.4٪) ، و marsh -غار (10.4٪) جميعهم يشتركون في الأهمية المشتركة في الأرض الرطبة المبنية (الجدول 4). إجمالي النسبة المئوية للمناطق المرجعية للأرض الرطبة المرجعية ، عندما تم تحليل البيانات كمجموع إجمالي ، أشار إلى أن ذيل القط المشترك (25.7٪) هو الأكثر أهمية ، يليه المسنين (25.6٪) (الجدول 5). سيطرت المستنقعات على الأراضي الرطبة المشيدة (17.6٪) ، ولكن كانت لها قيم أهمية عالية نسبيًا لعشب العقدة (17.5٪) ، وذيل القطط الشائع (10.6٪) ، والكوكلبور (8.9٪) (الجدول 5).

في خريف عام 2001 ، كانت النسبة المئوية لأنواع النباتات العشبية التي تم أخذ عينات منها في الأراضي الرطبة المرجعية والتي تم تصنيفها على أنها نباتات مائية 70٪ ، بينما تم تصنيف 56٪ من الأنواع النباتية التي تم أخذ عينات منها في الأراضي الرطبة المبنية على أنها نباتات مائية (الجدولان 1 و 5). تم تصنيف مائة بالمائة من الأنواع النباتية على أنها نباتات مائية في الأراضي الرطبة المرجعية ربيع 2002 ، بينما تم تصنيف 88٪ على أنها نباتات مائية في الأراضي الرطبة المبنية (الجدولان 2 و 5). خلال فترتي أخذ العينات التاليتين ، كانت النسبة المئوية للأنواع النباتية المصنفة على أنها نباتات مائية متماثلة تقريبًا ، 80 و 82٪ في الأراضي الرطبة المرجعية مقابل 83 و 78٪ على التوالي ، في الأراضي الرطبة المبنية (الجداول 3 و 4 و 5) . في تحليل البيانات كمجموع إجمالي ، كان للأراضي الرطبة المرجعية نسبة مئوية أكبر من أنواع النباتات المصنفة على أنها نباتات مائية مقارنة بالأراضي الرطبة المبنية ، 83٪ و 72٪ على التوالي (الجدول 5).

تم تحديد 32 نوعًا من 80 كوادرات في منطقتي الأراضي الرطبة. من بين هذه الأنواع الـ 32 ، تم العثور على 13 نوعًا (40.6٪) في كلا منطقتي الأراضي الرطبة ، وتم العثور على ثمانية (25٪) حصريًا في الأراضي الرطبة المرجعية و 11 (34.4٪) تم العثور عليها حصريًا في الأراضي الرطبة المبنية (الجدول 5). كان 28 نوعًا من أصل 32 نوعًا أصليًا ، مع إدخال أربعة أنواع. تم العثور على جميع الأنواع الأربعة التي تم إدخالها في الأراضي الرطبة المرجعية (عشب برمودا ، عشب العقدة ، عشب جونسون ، وحوض كمان وثلاثة من الأنواع الأربعة (باستثناء عشب العقدة) تم تحديدها في الأراضي الرطبة المبنية. تتألف الأنواع المحددة في الأراضي الرطبة المرجعية من ثمانية الحولية و 13 المعمرة (الجدول 5) ، في حين أن الأنواع المحددة في الأراضي الرطبة المبنية تتكون من 10 نباتات سنوية و 14 نباتًا معمرًا (الجدول 5).

كان ثراء أنواع النباتات العشبية لخريف 2001 (الجدول 6) أكبر قليلاً في الأراضي الرطبة المرجعية (10) منه في الأراضي الرطبة المبنية (تسعة). ومع ذلك ، خلال فترة أخذ العينات في ربيع 2002 ، تجاوزت الأراضي الرطبة المبنية الأراضي الرطبة المرجعية في ثراء الأنواع النباتية (ثمانية وخمسة ، على التوالي) (الجدول 6). خلال فترة أخذ العينات في صيف 2002 ، كان للأراضي الرطبة المرجعية ثراء أعلى بـ 11 نوعًا مقارنة بثمانية أنواع في الأراضي الرطبة المبنية (الجدول 6). خلال خريف 2002 (الجدول 6) ، تجاوزت الأراضي الرطبة المُنشأة الأراضي الرطبة المرجعية في ثراء الأنواع بـ 18 نوعًا ، في حين أن الأراضي الرطبة المرجعية كانت تحتوي على 11. عندما تم تحليل البيانات كمجموع إجمالي ، وجد أن الأرض الرطبة المبنية تحتوي على ثراء أكبر قليلاً. 27 نوعًا ، مقارنة بـ 25 نوعًا للأراضي الرطبة المرجعية (الجدول 6).

كانت قيم التكافؤ (الجدول 6) أكبر في الأراضي الرطبة المبنية لكل فترة أخذ العينات. تراوحت قيم توازن الأراضي الرطبة المرجعية من 0.38 في ربيع 2002 إلى 0.67 في خريف 2001 ، لقيمة إجمالية مجمعة 0.48 (الجدول 6). تراوحت قيم الأراضي الرطبة المبنية من 0.53 في صيف 2002 إلى 0.78 في خريف 2001 بقيمة إجمالية مجمعة 0.64 (الجدول 6).

تم حساب مؤشر تنوع شانون لكل فترة أخذ عينات. مثل التكافؤ ، وجد أن التنوع (الجدول 6) يكون أكبر في الأراضي الرطبة المبنية منه في الأراضي الرطبة المرجعية خلال كل فترة أخذ عينات. تراوحت قيم التنوع في الأراضي الرطبة المرجعية من 0.62 في ربيع 2002 إلى 1.53 خلال خريف 2001. عندما تم تحليل البيانات كمجموع مشترك ، كانت قيمة تنوع شانون 1.56. تراوحت قيم التنوع في الأراضي الرطبة المبنية من 1.10 خلال فترة أخذ العينات في صيف 2002 إلى أعلى مستوى قدره 1.86 في خريف 2002. عندما تم تحليل البيانات كمجموع مجمع ، تم الحصول على قيمة تنوع شانون البالغة 2.11 (الجدول 6).

في فترة أخذ العينات في خريف 2001 ، استوفت 100٪ من المربعات التي تم أخذ عينات منها في الأراضي الرطبة المرجعية متطلبات النباتات المائية (أكثر من 50٪ من الأنواع السائدة كانت FAC أو أكثر رطوبة) ، في حين أن 60٪ فقط من تلك الموجودة في الأراضي الرطبة المبنية استوفت نفس المتطلبات . خلال فترة أخذ العينات في ربيع عام 2002 ، استوفت 80٪ من مربعات الأراضي الرطبة المرجعية متطلبات الغطاء النباتي المائي مقارنة بـ 40٪ من مربعات الأراضي الرطبة المبنية. خلال فترة أخذ العينات في صيف 2002 ، زادت النسبة المئوية للمربعات التي تلبي متطلبات الغطاء النباتي المائي في كل من الأراضي الرطبة المرجعية والمنشأة إلى 100 و 80٪ على التوالي. خلال فترة أخذ العينات في خريف 2002 ، ظلت النسبة المئوية للمربعات التي تلبي متطلبات الغطاء النباتي المائي في الأراضي الرطبة المرجعية عند 100٪ ، بينما انخفضت النسبة المئوية للأراضي الرطبة المشيدة إلى 70. تظهر هذه النتائج ، عند تحليلها ككل ، أن الأرض الرطبة المرجعية تلبي احتياجاتها المائية. يتطلب الغطاء النباتي 95٪ من الوقت ، بينما تلبي الأراضي الرطبة المبنية متطلبات الغطاء النباتي المائي بنسبة 63٪ من الوقت.

بالإضافة إلى التحليلات المذكورة أعلاه ، تم إجراء اختبار إحصائي غير معلمي لمان-ويتني على الثراء ، والتساوي ، والتنوع ، وكثافة النبات ، ونسبة تغطية النبات ، ولكن لم يتم العثور على أي اختلاف بشكل كبير في المقارنات بين المرجع والأراضي الرطبة المُنشأة.

باستخدام معايير النباتات المائية والتربة والهيدرولوجيا (USACOE 1987) ، سيتم اعتبار المنطقة المرجعية أرضًا رطبة خلال هذا التحقيق. كانت الأرض الرطبة المشيدة تحتوي على نباتات مائية بشكل متزايد طوال فترة التحقيق ، وكان حوالي ثلثي عينات التربة فيها مصنفة على أنها مائية ، وكان لها هيدرولوجيا ثابتة ، مماثلة للأرض الرطبة المرجعية ، بعد فترة أخذ العينات الأولى.

استنادًا إلى قيم الأهمية النسبية (RIV٪) لفترة أخذ العينات خريف 2001 ، كانت أهم الأنواع في الأراضي الرطبة المرجعية هي ذيل القط وعشب برمودا (الجدول 1). يمكن أن يكون ذيل القط الشائع من الأنواع الغازية التي لديها القدرة على إنشاء مزارع أحادية كبيرة ومنافسة الأنواع الأخرى. ويرجع ذلك إلى معدل نموه السريع وحقيقة أنه يتكاثر بلا تزاوج باستخدام الجذور التي تنتشر بسرعة. يمكن أن يكون غزو ذيل القط مشكلة لأن الزراعة الأحادية الكثيفة تقلل نسبة المياه المفتوحة إلى الغطاء النباتي ، وتقلل من تنوع الغطاء النباتي ، وبالتالي تقلل من قيمة الموائل للموقع (Brown and Bedford 1997 Mitsch & amp Gosselink 2007). بالإضافة إلى ذلك ، فإن ذيل القط الشائع هو أحد أنواع الأراضي الرطبة الملزمة (الموجودة في الأراضي الرطبة & gt99٪ من الوقت) وقد وجد أن معظم الأراضي الرطبة المرجعية كانت مشبعة لمعظم العام خلال الدراسة بأكملها. لذلك ، فإن ذيل القط الشائع يتكيف جيدًا مع هذه البيئة. كل فرد لديه القدرة على إطلاق آلاف البذور ، والتي يمكن أن تنجرف لمسافات كبيرة إما في الهواء أو في الماء ، مما يمنحه القدرة على الانتشار بسهولة.

تم العثور على عشب برمودا أيضًا ليكون أحد العناصر المهيمنة في الأراضي الرطبة المرجعية. ومع ذلك ، فهو من أنواع FACU + ، مما يمنحه احتمالًا بنسبة 10٪ في الأراضي الرطبة. الاحتمال ضئيل ، لكن الأراضي الرطبة هي أنظمة إيكولوجية ديناميكية ، والتي تتغير باستمرار ، وعشب برمودا هو نوع تم إدخاله يمكنه البقاء على قيد الحياة في مجموعة متنوعة من الظروف ، غالبًا على شكل حشيش ، في أجزاء كثيرة من تكساس (Diggs et al. 1999). حدث ذلك على طول حافة الأراضي الرطبة خلال الأشهر الجافة من موسم النمو لأن سطح التربة على طول حافة الأرض الرطبة كان يميل إلى الجفاف ، مما يسمح للأنواع التي لا تتكيف بشكل عام مع الأراضي الرطبة بفرصة التنافس مع بعض أنواع الأراضي الرطبة ، والتي قد ماتوا أو أصبحوا نائمين. كما تم إدخال عشب برمودا على نطاق واسع لتبن الماشية ورعيها في الحقول المجاورة لنهر ليون.

في الأراضي الرطبة التي تم تشييدها ، خلال خريف 2001 ، تم العثور على الضفادع ، وعشب جونسون ، وعشب الفناء كأهم الأنواع الموجودة (الجدول 1). فروت فروت لديها حالة مؤشر الأراضي الرطبة لـ FAC + (احتمال حدوث حوالي 60٪ في الأراضي الرطبة) ، وعشب جونسون هو FACU (20٪ فرصة للتواجد في الأراضي الرطبة) ، وعشب الفناء هو FACW (80٪ احتمال حدوثه في الأراضي الرطبة) ، بمتوسط ​​فرصة تزيد قليلاً عن 50٪ في الأراضي الرطبة. غالبًا ما تعتبر هذه الأنواع من الأعشاب الضارة ، وتعيش في المناطق المضطربة (Diggs et al. 1999).

خلال موسم أخذ العينات في ربيع عام 2002 ، سيطر ذيل القط المشترك على الأراضي الرطبة المرجعية ، بينما سيطر حوض المستنقعات والحوض الكمان على الأراضي الرطبة المُنشأة (الجدول 2). تم تصنيفها على أنها FAC + و FACW- (فرصة بنسبة 70 ٪ لحدوثها في الأراضي الرطبة) على التوالي. المستنقعات هي نبات أصلي ، يحدث في الموائل المنخفضة والرطبة ، في حين يتم إدخال حوض الكمان وعادة ما يحدث في المناطق الرطبة والمضطربة (Diggs et al. 1999). كان يتم استعمار الأراضي الرطبة المبنية من قبل المزيد من أنواع الأراضي الرطبة ، وهو ما كان متوقعًا بعد خريف وشتاء من الفيضانات من قبل موظفي الخزان ، من أجل إنشاء موائل للطيور المائية. إذا استقرت هيدرولوجيا الأراضي الرطبة بمرور الوقت ، فيجب أن يصبح تكوين الأنواع أكثر ماءًا ويتحول إلى مرحلة ثانوية أو حتى مجتمع ذروة.

خلال فترة أخذ العينات في صيف عام 2002 ، سيطرت المستنقعات وعشب برمودا على الأراضي الرطبة المرجعية (الجدول 3). إن وجود عشب برمودا كعشب مهيمن ليس بالضرورة نتيجة لتحول في الغطاء النباتي للأراضي الرطبة المرجعية ، ولكنه نتيجة لأخذ عينات عشوائية حدثت على طول الحواف الأكثر جفافاً خلال فترة أخذ العينات هذه. سيطر المستنقع أيضًا على اللب الخارجي للأرض الرطبة المرجعية ، حيث كانت التربة أكثر جفافًا ، بينما سيطر ذيل القط الشائع على اللب الداخلي للأرض الرطبة ، والتي كانت مشبعة معظم الوقت.

خلال هذه الفترة الزمنية نفسها (صيف 2002) ، سيطرت المستنقعات أيضًا على الأراضي الرطبة المشيدة ، بالإضافة إلى ذيل القط الشائع وعشب العقدة (الجدول 3) ، وهو أحد أنواع FACW + (فرصة حدوثه في الأراضي الرطبة بنسبة 90٪). بعد غمر الخريف / الشتاء بتحريض من موظفي الخزان ، تم استعمار الأراضي الرطبة المبنية بمزيد من الأنواع المائية.

خلال فترة أخذ العينات في خريف 2002 ، كانت الأراضي الرطبة المرجعية يسيطر عليها عشب العقدة والأهوار (الجدول 4). خلال هذا الوقت من العام ، كان هناك القليل من الأمطار بشكل عام ، مما سمح لحافة الأراضي الرطبة المرجعية بالانحسار نحو القلب. أتاح تأثير التجفيف حول حواف الأراضي الرطبة فرصة لمزيد من الأنواع الاختيارية لإعادة تأسيس نفسها.

سيطر على الأراضي الرطبة المشيدة عشب العقدة ، والحشيش المائي (FAC مع فرصة بنسبة 50 ٪ في الأراضي الرطبة) ، و cocklebur (FAC- مع فرصة 40 ٪ لحدوثها في الأراضي الرطبة) ، والأهوار (الجدول 4). كان قنب الماء و cocklebur اثنين من المهيمنين المشتركين الجدد ، وكلاهما استعمرا حواف الأراضي الرطبة بعد انخفاض مستويات المياه.

بشكل عام ، سيطر على الأراضي الرطبة المرجعية بواسطة كاتيل مشترك وأبناء مستنقعات (الجدول 5). تم العثور على ذيل القط الشائع في جميع أنحاء اللب الداخلي للأرض الرطبة ، بينما تم العثور على المستنقعات خارج القلب وباتجاه الحواف. تتبع هذه النتائج نموذج منظمة الطرد المركزي (Mitsch & amp Gosselink 2007 Keddy 2010) ، والذي ينص على أن الموطن الأساسي في الأراضي الرطبة لديه اضطراب منخفض وخصوبة عالية وتهيمن عليه الأنواع التي تشكل مظلات كثيفة مثل Typha. تمثل الموائل المحيطية أنواعًا ومجموعات مختلفة من الضغوط (العقم والاضطراب) وتدعم الارتباطات النباتية المميزة (Mitsch & amp Gosselink 2007). في هذه الحالة ، كان عامل الضغط هو السحب الدوري للأراضي الرطبة ، مما يسمح للموئل الأساسي بالنبض للداخل وللخارج اعتمادًا على الفترة المائية.

كان النبات المهيمن في الأراضي الرطبة المبنية ، بشكل عام ، عبارة عن مستنقعات (الجدول 5). في دراسة للمنخفضات المحفورة بالقرب من سد ترابي في شمال وسط تكساس ، كان العشب السائد أيضًا مستنقعًا (Williams & amp Hudak 2005). ومع ذلك ، في الأراضي الرطبة المشيدة في بحيرة بروكتور ، تم العثور على قيم عالية الأهمية نسبيًا لعشب العقدة ، وذيل القط الشائع ، والكوكلبور. لم يتم العثور على عشب العقدة وذيل القط الشائع في المنخفضات المحفورة ونادرًا ما تمت مصادفة Cocklebur في المنخفضات المحفورة (Williams & amp Hudak 2005). يتم تصنيف كل نوع من هذه الأنواع على أنها FAC- أو أكثر رطوبة. بشكل عام ، سيطرت النباتات المائية على الأراضي الرطبة المبنية بنسبة تزيد عن 50٪ ويبدو أن الأراضي الرطبة المرجعية تعمل على تطوير منظمة طرد مركزي (Deberry & amp Perry 2005).

وجد أن ثراء الأنواع ، بشكل عام ، أكبر قليلاً في الأراضي الرطبة المبنية (الجدول 6). قد يُعزى ذلك إلى حقيقة أن الأرض الرطبة المبنية لم تكن مأهولة بالسكان مؤخرًا بسبب الاضطراب الناجم عن البناء. استفادت الأنواع المستعمرة المبكرة من المساحة غير المأهولة واستعمرت المنطقة مما تسبب في ثراء أكبر للأنواع ، مثل تلك التي تم الإبلاغ عنها في الأراضي الرطبة المشيدة في مقاطعة غرايمز ، تكساس (Noon 1996). المستعمرون الأوائل الناجحون لديهم تكيفات تمكنهم من التأسيس بسرعة في المواقع المفتوحة. عادة ما تكون صغيرة ومنخفضة النمو ، ولها دورات حياة قصيرة ، وتتكاثر سنويًا بالبذور أو ترسل براعم جديدة من البراعم بالقرب من الأرض (van der Valk 1981 Mitsch & amp Gosselink 2007). إنها تنتج أعدادًا كبيرة من البذور الصغيرة المتناثرة بسهولة ، وتستجيب بسرعة للاضطراب (خاصة التعرض للتربة المعدنية) ، وتحقق الهيمنة بسرعة عن طريق قمع نمو أي نباتات لاحقة في مرحلة سيراي قد توجد كشتلات تحتها (Smith 1996 Mitsch & amp Gosselink 2007) . هؤلاء المستعمرون الأوائل يتحملون تقلبات الظروف البيئية وخاصة مجموعة واسعة من درجات الحرارة اليومية على سطح التربة ، والتبديل والتجفيف بالتناوب ، والضوء الشديد (Smith 1996 Mitsch & amp Gosselink 2007). تمثل هذه الأنواع ما تم تسميته بمرحلة الوصول والتأسيس لتعاقب الأراضي الرطبة (Noon 1996) ومن المحتمل أن يكون التنوع الأعلى الموجود في الأراضي الرطبة المبنية نتيجة لمرحلة تعاقبية مبكرة. قيم الثراء في الأراضي الرطبة المستعادة والطبيعية التي كانت متاخمة لبعضها البعض في شمال ولاية أيوا ، بعد ثلاث سنوات من الاستعادة ، كانت تحتوي على أراضي رطبة طبيعية بها 46 نوعًا إجمالاً مقارنة بـ 27 نوعًا فقط تحدث في الأراضي الرطبة المستعادة (Galatowitsch & amp van der Valk 1996). وجدت Noon (1996) ، باستخدام بيانات من ثمانية أراض رطبة مبنية في تكساس ، أنه كلما تقدمت في الأراضي الرطبة ، قل عدد الأنواع. لذلك ، من المحتمل أنه بمجرد خروج الأراضي الرطبة المبنية من مرحلة الوصول والتأسيس ، سينخفض ​​عدد الأنواع.

يُفترض أن الأنواع الموجودة خلال السنوات القليلة الأولى من إنشاء الغطاء النباتي التي لم يتم زرعها أو زرعها متطوعين من مصادر خارج الموقع ، وبالتالي تمثل المرحلة الأولية لتعاقب الغطاء النباتي (Reinhartz & amp Wame 1993 DeBerry & amp Perry 2004). In addition, vegetation in adjacent wetlands may be a potential seed source particularly from habitats dominated by herbaceous species that are more likely to colonize a young substrate (DeBerry & Perry 2004). Shared species composition between the wetlands was greater than 40% because the reference wetland likely served as a seed source for colonization of the constructed wetland.

The constructed wetland had greater diversity then the reference wetland during each sampling period (Table 6). Data from eight constructed wetlands in Texas (Noon 1996) indicated that diversity was highest at younger sites. Marshes, when compared to savannah type habitat, exhibited low species diversity in a study of wetland habitats along a portion of the North Fork of the Forked Deer River in West Tennessee. The savannah habitat was seasonally flooded, bringing in new seed sources and nutrients, while the marsh habitat retained water year around (Miller 1985). Ice scouring, infertile sandy soils, flooding by beavers, and open shorelines are among the stresses that shift communities to be less vegetatively productive, albeit possibly more diverse, assemblages (Mitsch & Gosselink 2007). Fluctuating hydroperiod in wetlands can promote dominance by annuals and nonclonal perennials in zones or patches within the wetland (Collins & Wein 1995 Mitsch & Gosselink 2007), and this patchiness and annual duration may increase diversity. Because, with the exception of the first sampling period, hydrology of the two wetlands was similar, differences in diversity are likely due to differences in successional stages between the two wetlands. The reference wetland is older and exhibited hydrophytic vegetation 95% of the time whereas the younger constructed wetland exhibited hydrophytic vegetation only 63% of the time. Assuming hydrology remains constant over time, the constructed wetland should develop more hydrophytic vegetation.

The adjacent riverine forest does not invade the marsh because the beaver dam and constructed wetland hydrology maintains a habitat too wet for the establishment of most tree species. Mitchell & Niering (1993) found that 30 year old beaver wetlands decimated the anchored forest wetland and replaced it with an abundance of graminoids in a northwestern Connecticut bog. The beaver-created marsh functions in a similar fashion and maintains separate marsh and upland forest communities. Because of more consistent hydrology and the older age of the reference wetland, common cattail, an obligate wetland species, dominates the inner core area with marsh-elder, a FAC+ species, occupying the drier periphery. Ninety-five percent of the species sampled in the reference wetland were hydrophytes. These results closely resemble a successional model of centrifugal organization that describes the distribution of species and vegetation types along gradients caused by a combination of environmental constraints (Wisheu & Keddy 1992 Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010). In eastern North America, the core habitats are often dominated by species that form dense canopies such as Typha. Habitats peripheral to the core depend on different kinds and combinations of stress and disturbance. When beavers create disturbance, the peripheral habitats include species of sedge near the Typha core and wet-adapted forb species near the edges (Wisheu & Keddy 1992 Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010). A similar plant community was observed in the reference wetland at Proctor Lake.

In contrast, the constructed wetland was dominated by marsh-elder and knot grass, both FAC+ species, with a greater diversity of vegetation of which 67% were hydrophytes. Richness, evenness, and Shannon's diversity were greater in the constructed wetland. This was likely due to its earlier successional stage with plants being a part of the arrival and establishment phase (Noon 1996).

Because common cat-tail was more important in later sampling in the constructed wetland it may develop according to the centrifugal organization with a Typha core (Deberry & Perry 2004). Mitsch et al. (2005) describes a naturally colonizing, riverine wetland in Ohio as being dominated by Typha. Noon (1996) proposed two phases in early constructed wetland primary succession called the arrival and establishment phase, which is characterized by random arrival and establishment of species, and the autogenic dominance phase, which is characterized by biomass production and competition between species. Because of its greater diversity, the constructed wetland is probably beginning to finish the first successional stage and is moving into the second phase whereas the reference wetland is in the autogenic dominance phase. In van der Valk's (1981) model of freshwater wetland vegetation dynamics, two basic types of wetland species are recognized: (1) species with long-lived propagules that are in the wetland seedbank and can grow when suitable conditions occur, and (2) species with short-lived propagules that can only grow in the wetland if they reach it during a period when conditions are suitable for germination. This causes the wetland to function as a sieve, allowing only establishment of certain species at any given time and dependent on whether the wetland is flooded or in a drawdown (van der Valk 1981 Mitsch & Gosselink 2007). At Delta Marsh in Canada and marshes of Eagle Lake in Iowa, flooding the marshes after drawdowns resulted in plant communities that contained or were dominated by a species of Typha (van der Valk 1981). Of herbaceous species identified in the Leon River wetlands, there were equal numbers of perennial species, but numbers of annuals differed (Table 5). The constructed wetland had more annual species than the reference (10 vs. 7) likely due to its early successional stages (Noon 1996) and more variable early hydrology, while the older riverine marsh, created by the beavers, was centrifugally organized (Wisheu & Keddy 1992 Deberry & Perry 2004 Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010) with a perennial common cat-tail core.

Brister, J. S. 2005. Soils, hydrology, vegetative ecology, and floristics of natural and constructed wetlands along the Leon Riverin the West Cross Timbers, Comanche County, Texas. Unpublished Masters Thesis. Tarleton State University, Stephenville, Texas, 115 pp.

Brower J. E., J. H. Zar, & C. von Ende. 1990. Field and laboratory methods for general ecology, Third Edition. William C. Brown Publishers, Dubque, Iowa, 226 pp.

Brown, S. C. & B. L. Bedford. 1997. Restoration of wetland vegetation with transplanted wetland soil: An experimental study. Wetlands, 17(3):424-437.

Collins, B. & G. Wein. 1995. Seed bank and vegetation of a constructed reservoir. Wetlands, 15(4):374-385.

DeBerry, D. A. & J. E. Perry. 2004. Primary succession in a created freshwater wetland. Castanea, 69(3): 185-193.

Diggs, G. M., Jr., B. L. Lipscomb & R. J. O'Kennon. 1999. Shinners and Mahler's Illustrated Flora of North Central Texas. Botanical Research Institute of Texas, Fort Worth, Texas, 1626 pp.

Dyksterhuis, E. J. 1948. The vegetation of the Western Cross Timbers. ايكول. Monogr., 18(3):325-376.

Fredrickson, L. H. 1979. Floral and faunal changes in lowland hardwood forests in Missouri resulting from channelization, drainage, and impoundment. United States Fish and Wildlife Service and University of Missouri Cooperative Wildlife Research Unit, Columbia, Missouri, 120 pp.

Galatowitsch, S. M. & A. G. van der Valk. 1996. The vegetation of restored and natural prairie wetlands. ايكول. Appli., 6(1): 102-112.

Heinz Center 2008. The state of the nation's ecosystems 2008: measuring the land, water, and living resources of the United States. Island Press, Washington D. C., 352 pp.

Hoagland, B. W., I. H. Butler, F. L. Johnson, & S. Glenn. 1999. The Cross Timbers. ص. 231-245, in Savannas, Barrens, and Rock Outcrop Plant Communities of North America. (Anderson, R. C., J. S. Fralish, & J. M. Baskin, eds.), Cambridge University Press, New York, New York, 470 pp..

Keddy, P. A. 2010. Wetland Ecology: Principles and Conservation, Second edition. Cambridge University Press, New York, New York, 497 pp.

King, S. L., R. R. Sharitz, J. W. Groninger, & L. L. Battaglia. 2009. The ecology, restoration, and management of southeastern floodplain ecosystems: A synthesis. Wetlands, 29(2):624-634.

Miller, N. A. 1985. A vegetation-habitat study along a portion of the North-Fork-Forked Deer River in West Tennessee. J. Tennessee Acad, of Sci., 60(2):51-56.

Mitchell, C. C. & W. A. Niering. 1993. Vegetation change in a topogenic bog following beaver flooding. ثور. Torrey Bot. Club, 120(2): 136-147.

Mitsch, W. J. & J. B. Gosselink. 2007. Wetlands, Fourth Edition. John Wiley and Sons, Hoboken, New Jersey, 582 pp.

Mitsch, W. J., L. Zhang, C. J. Anderson, A. E. Altor, & M. E. Hernandez. 2005. Creating riverine wetlands: Ecological succession, nutrient retention, and pulsing effects. ايكول. Eng., 25(5):510-527.

Noon, K. F. 1996. A model of created wetland primary succession. Landscape Urban Planning, 34(2):97-123.

Primack, R. B. 2010. Essentials of Conservation Biology, Second Edition. Sinauer Associates, Sunderland, Massachusetts, 601 pp.

Reinhartz, J. A. & E. L. Wame. 1993. Development of vegetation in small created wetlands in southeastern Wisconsin. Wetlands, 13(3): 153-164.

Schmidly, D. J. 2004. The mammals of Texas, Sixth Edition. University of Texas Press, Austin, Texas, 501 pp.

Smith, R. L. 1996. Ecology and Field Biology, Fifth Edition. Harper Collins College Publishers, New York, New York, 740 pp.

Texas Parks & Wildlife Department (TPWD). 1997. Texas Wetland Conservation Plan. Texas Parks & Wildlife Department, Austin, Texas, 64pp.

Tiner, R. 1984. Wetlands of the United States: Current status and recent trends. United States Fish and Wildlife Service, Habitat Resources, Newton Comer, Massachusetts, 57 pp.

Tiner, R. 1999. Wetland indicators: A guide to wetland identification, delineation, classification, and mapping. Lewis Publishers, New York, New York, 392 pp.

United States Army Corps of Engineers (USACOE). 1987. Corps of Engineers Wetlands Delineation Manual. U.S. Army Corps of Engineers Waterways Experiment Station, Vicksburg, Mississippi, 92 pp.

United States Fish & Wildlife Service. 1997. National list of vascular plant species that occur in wetlands: 1996 National Summary. United States Department of the Interior, Washington, D.C., 209 pp.

van der Valk, A. G. 1981. Succession in wetlands: A Gleasonian approach. Ecology, 62(3):688-696.

van der Valk 2006. The biology of freshwater wetlands. Oxford University Press, New York, New York, 173 pp.

Williams L. L. & P. F. Hudak. 2005. Hydrology and plant survival in excavated depressions near an earthen dam in north-central Texas. بيئة. Geol., 48(6):795804.

Wisheu, I. C. & P. A. Keddy. 1992. Competition and centrifugal organization of plant communities: theory and tests. J. Veg. Sci., 3(2): 147-156. ADN at: [email protected]

Jeffrey S. Brister (1) and Allan D. Nelson (2)

(1) Natural Resource Conservation Service, United States Department of Agriculture Service Center, 5040 Loop 340, Waco, Texas 76706

(2) Department of Biological Sciences, Box T-0I00, Tarleton State University, Stephenville, Texas 76402


2. المواد والأساليب

2.1 Aquatic plants

We selected E. densa (Hydrocharitaceae) as invader. It is a popular aquarium plant in Europe and world-wide the aquarium trade is considered its main introduction pathway (Yarrow et al., 2009 ). Egeria densa disperses mainly vegetatively for which fragments with only two nodes are enough to establish and develop new stands (Yarrow et al., 2009 ). The root system and shoots can break easily allowing plant fragments to be carried through the water to colonize new areas. This species can grow to over 3 m long and form monospecific stands with closed canopies, that can severely alter the structure of the native communities and local environmental conditions (Yarrow et al., 2009 ). It is well adapted to cold climates and can survive freezing winters by storing starch in its leaves and stems (Thiébaut, Gillard, & Deleu, 2016 ). Egeria densa has caused many problems throughout temperate regions including the United States of America and New Zealand, and has also become a nuisance species in its native range (Bini, Thomaz, Murphy, & Camargo, 1999 ).

The three common native submerged species that we used in the experiments are widely distributed in Northwestern Europe and co-occur in temperate shallow lakes (Van De Haterd & Ter Heerdt, 2007 ). Ceratophyllum demersum (Ceratophylaceae) is a free floating submerged species and M. spicatum (Haloragaceae) and P. perfoliatus (Potamogetonaceae) are rooted species. All three species are perennial and capable of clonal growth. All the plants used in this study were acquired from a commercial plant trader (De Zuurstofplantgigant, Hapert, The Netherlands). The acquired plants were pre-cultivated in 200 L cattle tanks (diameter = 66 cm and height = 60 cm, two tanks per species) under controlled greenhouse conditions with a 16/8 hr light/dark cycle at a temperature of 21 ± 3°C during the day and 16 ± 3°C during the night (Figure S1). The tanks were filled with a 3.4 kg (

2 cm) bottom layer of artificial plant pond sediment (Plant soil Moerings—Velda, organic matter = 34.31%), 44.9 kg (

10 cm) of washed sand on top (0.8–1.0 mm grain size, organic matter content = 0.16%) and filled with water from freshwater Lake Terra Nova (52°12′55.2″N, 5°02′25.7″E). Lake Terra Nova is a shallow peat lake located in the centre of the Netherlands where all three native plant species used in the experiment co-occur (Van De Haterd & Ter Heerdt, 2007 ). The lake is characterized by high nutrient concentrations in the water (water used in the experiment: م ± SD, ن = 6 water samples, 0.14 ± 0.05 mg/L P-PO4 0.55 ± 0.46 mg/L N-NO3). The plants were cultivated under the following conditions: water temperature 22.3 ± 0.8°C, dissolved oxygen 12.5 ± 1.3 mg/L, conductivity 263 ± 28 µS/cm, pH 9.8 ± 0.3 and alkalinity 2.37 ± 0.52 mEq/L. Plants were pre-cultivated for at least 20 days before the start of the experiment.

2.2 Generalist herbivore

Lymnaea stagnalis (Gastropoda, Pulmonata, Basommatophora), the great pond snail, is a common and widely distributed generalist herbivore native to the Holarctic region. Most freshwater gastropod species consume mainly algae, bacteria and detritus but large species such as L. stagnalis can consume considerable amounts of aquatic plants having a large impact on aquatic plant abundance (Brönmark, 1989 , 1990 Wood et al., 2017 ). Densities of 10–40 L. stagnalis individuals/m 2 are commonly found under natural conditions (Elger et al., 2007 ), where it occurs in slow flowing and stagnant freshwater systems. This species has also been previous commonly used as model species in aquatic settings (Bakker et al., 2013 Elger & Barrat-Segretain, 2002 , 2004 Grutters et al., 2017 Zhang, Liu, Luo, Dong, & Yu, 2018 ).

Adult snails were collected from a pond located at the Netherlands Institute of Ecology (NIOO-KNAW, 51°59′16.8″N, 5°40′24.7″E, Wageningen, The Netherlands). They were acclimated to laboratory conditions for at least 2 weeks in 15 L buckets filled with groundwater at 20°C and constant aeration and exposed to a 16:8 hr day:night cycle, before being experimentally used. The snails were fed butterhead lettuce (لاكتوكا ساتيفا L.) 6 days a week. Once a week fish food pellets (Velda, Gold Sticks Basic Food) and chalk were provided to ensure enough nutrients and calcium for shell development (following Grutters et al., 2017 ).

2.3 Experimental design and set-up

A greenhouse experiment was established at the Netherlands Institute of Ecology (NIOO-KNAW 51°59′15.3″N and 5°40′14.8″E) during the summer of 2018 (July–October). The experiment was set up as a full factorial randomized block design, with 3 × 3 × 2 treatment combinations of monocultures of three native submerged plant species (C. demersum, M. spicatum و P. perfoliatus), three levels of competition (no native plants, low density and high density) and absence (no snails) or presence of herbivory (with snails). The 18 treatments were replicated six times using a block design, yielding a total of 108 mesocosms (Figure S1). The greenhouse controlled conditions consisted of a 16/8 hr light/dark cycle at a mean temperature of 21 ± 3°C during the day and 16 ± 3°C during the night.

The mesocosms consisted of 13 L glass cylinder aquaria (18.5 cm diameter and 48 cm height) filled with a bottom layer of artificial plant pond sediment (150 g resulting in a layer of

1 cm depth) with a top layer of washed sand (2 kg resulting in a layer of

5 cm). Each aquarium was filled with 8 L lake water (resulting in 27 cm depth), leaving the upper 15 cm free to prevent snails from escaping. The water level was maintained constant during the whole experiment by refilling once a week with lake water to compensate for evapotranspiration. Abiotic parameters were monitored throughout the experiment and the growing conditions were found to be suitable for the plants (م ± SD, ن = 1,166, water temperature 23.3 ± 1.0°C, dissolved oxygen 12.9 ± 1.9 mg/L, conductivity 283 ± 30 µS/cm, pH 9.7 ± 0.7 and alkalinity 2.12 ± 0.47 mEq/L).

To establish native plant communities for the competition treatment, we cut 99 non-rooted apical shoots without lateral shoots from the cultivation tanks from each of the native species C. demersum, M. spicatum و P. perfoliatus. We cut 15 cm long apical shoots and washed them in running tap water to remove any material attached. We randomly selected 15 of the 99 shoots of each species, dried these individually to a constant mass at 60°C for at least 48 hr, and weighed them for initial biomass measurements (dry weight, DW). We established the competition levels by pairing the invader E. densa with a single native plant species at different native shoot planting densities. The planting densities of each native plant species versus E. densa were manipulated to be 0:2 shoots (no competition, invader growing alone), 1:2 (low competition) and 6:2 (high competition), corresponding to

37 plants/m 2 (low competition) and

222 plants/m 2 (high competition) respectively before the invader introduction. These shoot densities are within the range observed in natural conditions (Li et al., 2015 ). The plant shoots of the rooted species were planted 5 cm deep in the sediment while the shoots of the non-rooted submerged species C. demersum were dropped in the water.

The native plants were left to establish for 2 weeks (24 July to 6 August) to allow the growth of at least one new shoot. Then, we introduced the invader by planting two E. densa non-rooted apical shoots per aquarium (7 August), which is considered to represent medium propagule pressure (Li et al., 2015 ). We chose shoots with an apical tip because these have a higher ability to regenerate, colonize and grow than shoots without apical tips (Riis, Madsen, & Sennels, 2009 ). To determine the introduced biomass in DW, we randomly selected 15 E. densa shoots, dried these to a constant mass at 60°C for at least 48 hr, and weighed them individually. Egeria densa was allowed to root for 2 days before we added the herbivore treatment, to simulate an early stage of establishment of E. densa in the new temperate native aquatic community.

In the herbivory treatment, we added two L. stagnalis snails per aquarium to half of our experimental units (10 August), representing intermediate snail densities observed in the field (Elger et al., 2007 ). We selected snails of the same size (shell length 30 ± 1 mm, wet weight 2.19 ± 0.27 g, م ± SD, ن = 108) and starved the snails for 48 hr before adding them to standardize their appetite as is common practice in feeding trials (following Grutters et al., 2017 ).

2.4 Harvest and data collection

At the end of the experiment (after 8 weeks, on 8 October), we removed the herbivores, harvested the alien and native plants and, as we observed the growth of filamentous green algae سبيروجيرا ص. in our mesocosms, we harvested its biomass present on the plants and in the water column (Figure S2). We washed all the plants from each aquarium in an individual container to ensure that all the filamentous algae were kept. Then, this remaining water together with the water left in the aquarium after plant removal was filtered over a sieve of 0.106 mm mesh size. The filamentous algae biomass on the sieve was washed and dried to a constant mass at 60° for at least 48 hr, and weighed to determine DW. We measured invader E. densa performance in terms of the following growth parameters: total root and shoot DW, summing values from both introduced propagules and total biomass summing total root and shoot DW. We also determined native plant biomasses. All plants were dried to a constant mass at 60° for at least 48 hr, and weighed to determine DW.

2.5 Feeding trials

Herbivory consumption rates and preferences depend on plant palatability (Grutters et al., 2017 ). To determine plant palatability for the snails, we performed 24 hr no-choice feeding trials following established protocols (Elger & Barrat-Segretain, 2002 , 2004 Grutters et al., 2017 ). Plant material for the trials was collected from the same cultivation tanks that provided plants for the greenhouse experiment, and washed to remove any attached material. Snails of similar size (shell length 28.9 ± 1.8 mm, م ± SD, ن = 48) were selected for the feeding trials.

Ninety-six plastic cups (volume of 500 ml) were filled with 375 ml groundwater (20°C, pH 8, conductivity 212 µS/cm). Twenty-four cups were used per plant species, of which each received approximately 0.2 g (wet weight) of non-apical shoots of either C. demersum, E. densa, M. spicatum or newly grown leaves of P. perfoliatus (one species per cup). Half of the cups received one individual of L. stagnalis whereas the other half was kept snail free, to be used as control to correct for autonomous changes in plant biomass due to growth. Snails were starved for 48 hr prior to the trial to standardize their appetite. All cups were covered with a mesh of size 1 mm to prevent snails from escaping. All cups were randomly placed on a rack in laboratory conditions at 20°C and exposed to a 16:8 hr day:night cycle (Figure S3). All snails were removed from their respective cup after 24 hr and euthanized by freezing at −20°C. Their soft body tissue was separated from their shells and dried in the oven at 60°C for at least 48 hr. The dry weights of plant fragments remaining in each cup were determined as described previously (see Section 2.4).

2.6 Data analyses

To disentangle the direct and indirect effects of native plants and herbivores on biotic resistance, we used piecewise Structural Equation Modeling (piecewiseSEM, Lefcheck, 2016 ). SEM has been shown to be an important tool to describe complex natural systems (Grace, Michael Anderson, Han, & Scheiner, 2010 ). For each of the three native plant species (C. demersum, M. spicatum و P. perfoliatus), we fitted models to investigate whether the native plants, herbivores, filamentous algae and their possible second-order interactions affected the invader E. densa performance (measured as total biomass at the end of the experiment). We fitted GLMM with block (the six replicates) as a random factor in all models (Pinheiro, Bates, DebRoy, Sarkar, & Team, 2018 ). We included these models in the SEM and performed model selection based on AICc criteria starting with the full model that included all second-order interactions among herbivory, filamentous algae biomass and native biomass. The best fitting models (lowest AICc) included only all main effects. Normality of model residuals, homoscedasticity and the influence of possible outliers were checked by visually inspecting plots of residual versus fitted values and quantile-quantile plots of model residuals. Native plant competition was evaluated using native plant species biomass as a continuous independent variable. PiecewiseSEM was performed in the software r (R Core Team, 2017 ) using the packages nlme and piecewiseSEM (Lefcheck, 2016 ).


Science and Products

Western Waters Invasive Species and Disease Research Program

Researchers at the Northern Rocky Mountain Science Center's Western Waters Invasive Species and Disease Research Program work extensively with federal, state, tribal, regional, and local partners to deliver science to improve early detection and prevention of invasive species and disease understand complex interactions that promote invasive species and disease, and their impacts (and.


The reproductive biology of male cottonmouths (Agkistrodon piscivorus): Do plasma steroid hormones predict the mating season?

To better understand the proximate causation of the two major types of mating seasons described for North American pitvipers, we conducted a field study of the cottonmouth (Agkistrodon piscivorus) in Georgia from September 2003 to May 2005 that included an extensive observational regime and collection of tissues for behavioral, anatomical, histological, and hormone analysis. Enzyme immunoassays (EIA) of plasma samples and standard histological procedures were conducted on reproductive tissues. Evidence from the annual testosterone (T) and sexual segment of the kidney (SSK) cycle and their relationship to the spermatogenic cycle provide correlative evidence of a unimodal mating pattern in this species of pitviper, as these variables consistently predict the mating season in all snake species previously examined under natural conditions. In most reptiles studied to date, high plasma levels of T and corticosterone (CORT) coincide during the mating period, making the cottonmouth an exception to this trend we suggest two possible explanations for increased CORT during spring (regulation of a spring basking period), and decreased CORT during summer (avoiding reproductive behavioral inhibition), in this species.


Organic Carbon Stocks in all Pools Following Land Cover Change in the Rainforest of Madagascar

Mieja Razafindrakoto , . Herintsitohaina Razakamanarivo , in Soil Management and Climate Change , 2018

الملخص

Land use change , along with the release of carbon (C) as carbon dioxide, constitutes a major source of emissions that contribute to climate change. Consequently, accurate carbon stock estimation is required to both inform and mitigate climate change. This study determined the importance of five C pools, including above-ground biomass (AGB), below-ground biomass (BGB), soil organic C (SOC), deadwood (DW), and litter, as well as the effect of land use change on these five pools for a region in eastern Madagascar. We assessed the importance of each pool, as well as the effect of land use change, on a closed-canopy forest (CC), tree fallow (TF), shrub fallow (SF), and degraded land (DL). Our results show that more C was stored in below-ground pools than in above-ground pools, and that SOC represented the largest (76.49%) contributor to the total C stock (186.64 Mg C ha − 1 ), followed by AGB (13.54%) and BGB (6.64%). DW represented an important pool in CC, representing 6.64% of the total C stock in this land use type. Conversely, the litter pool represented the lowest contribution to total C stock. Among the five pools, only the SOC showed little variation following land use change, while AGB, DW, and BGB were the most affected after deforestation and subsequent land degradation, most notably from CC to TF. The litter showed significant decreases of C stock from CC to TF and SF. These results highlighted the importance of considering all five pools in an accurate estimate of C stock for a better implementation of initiatives, such as “Reducing C Emissions from Deforestation and forest Degradation” (REDD +).


(21) The 4G Ranch Wetlands: Operating for Our Future

Presenter: Allison Lewis, Jacobs, [email protected]

Co-Authors: Rafael Vazquez-Burney, Jacobs Engineering, [email protected]

الملخص: In 2017, the largest groundwater recharge wetland in the world, known as the 4G Ranch Wetlands, was constructed in Pasco County. Groundwater recharge wetlands are constructed wetlands that do not have a surface water outflow and water is applied at the rate of infiltration to the underlying aquifer. The 4G Ranch Wetlands serve as a wet-weather management option for Pasco County’s reuse system and recharge 5 mgd on annual average to the surficial and Upper Floridan Aquifer. Located in an area suffering prolonged drawdown by regional wellfields , the 4G Ranch Wetlands also restore nearby hydrologically-altered lakes and wetlands.

Through a public-private partnership, the 3,000-acre 4G Ranch was identified as a suitable site for the infiltration wetland system. In 2015, the 176-acre groundwater recharge wetland was designed, and construction followed in 2016 and 2017. The 4G Ranch Wetlands are comprised of 15 individual cells that are each operated via water level measurements and flow control valves. Driven by the 4G Ranch’s desire to use the system for recreation, the wetland system includes several ecological design features and a mosaic of wetland habitats with transitional, shallow, and deep-water areas.

The wetlands have been in operation since 2017 and water levels of each wetland cell are adjusted seasonally to achieve healthy wetland hydroperiods and encourage the growth of desirable wetland species. Since operation, the 4G Ranch wetlands have been monitored for the success of the planted wetland vegetation establishment, the rate of infiltration, nitrate reduction, and presence and diversity of wildlife.

This presentation will describe the project, construction methods and lessons learned, and an update on the success of the overall wetland system following approximately two years of operation.

Biography: Allison joined CH2M now Jacobs as a water engineer after receiving her Masters in Environmental Engineering from the University of Florida in 2014. Her studies there focused on ecological engineering and wetlands. While attending UF, she had the opportunity to work with Dr. Bob Knight at Wetland Solutions where she gained experience in the ecological assessment of springs and the permitting and design of treatment wetlands in North Florida. Since joining Jacobs, Allison has supported various natural treatment systems projects including treatment wetland designs and ecological assessments, groundwater recharge wetland model updates, and biochemical reactor pilot studies and designs.


Spatial distribution of road-kills and factors influencing road mortality for mammals in Northern New York State

One of the most obvious impacts of roads on wildlife is vehicle-induced mortality. The aims of this study were to examine the spatial pattern of mammal–vehicle collisions (MVCs), identify and examine factors that contribute to MVCs, and determine whether the factors that increase the odds of MVCs are similar between species. On 103 road surveys that covered 7,094 total km I recorded the location of each MVC along the survey route. I measured landscape and roadway features associated with each MVC and used kernel density and network analysis tools to identify road mortality hotspots and measure spatial clustering of MVCs. I used logistic regression to model the likelihood of MVCs for all mammal data and separately for Porcupine (إريثيزون دورساتوم), Raccoon (Procyon lotor), Skunk (التهاب الكلية), Muskrat (Ondatra zibethicus) and Cottontail (Sylvilagus floridanus) data sets. I identified 51 MVC hotspots and found spatial clustering of MVCs for Porcupines, Raccoons and Skunks. Two landscape variables, distance to cover and the presence of an ecotone, as well as one road variable, road width, appeared as broadly important predictors of mammalian road mortality, though there was also species-specific variation in factors that increased the risk of MVCs. Field-measured variables were more important than remotely-measured variables in predicting the odds of MVCs. Conservation implications are that mitigation of landscape features associated with higher risk of vehicle-collisions may reduce the number of MVCs in general, but species-specific research is required to more carefully tailor mitigation efforts for particular species.

هذه معاينة لمحتوى الاشتراك ، والوصول عبر مؤسستك.


3 RESULTS

3.1 Compositional differences between wetlands

Estimated sample coverage was generally high (mean = 94%) indicating effective sampling of each taxonomic group per wetland type (Table 1). Within each site, a sufficient number of samples were taken to capture the majority of plant species, and however, sampling more beetles would have resulted in a greater number of species being found (Appendix S2). Half the total species pool of plants (156 species) and 45% of the species pool for beetles (66 species) was shared by both wetland types. For both taxonomic groups, a higher proportion of the total species pool was found only within BP (31% and 30% for plants and beetles respectively), compared to OW (19% and 20% respectively). These general differences can be visualized in the unconstrained ordination (Figure 1a,c). Despite the large overlaps in the hulls for each taxon group between wetland types, the mean species composition (as represented by the centre of each ordispider) differed significantly between wetlands for both plants (ص < .001) and beetles (ص = .034). Total beta diversity was strongly dependent on turnover for both plants and beetles (96% and 94% respectively), rather than nestedness (4% and 6%).

مجموعة Wetland type (no. of plots surveyed) Total species observed Unique to wetland (% of overall total) Estimated sample coverage (%) No of significant indicators Rarity score
نباتات مائية BP (ن = 250) 126 48 (30.8%) 98 27 1.46 ± 0.03 (1.00–4.16)
OW (ن = 250) 108 30 (19.2%) 99 10 1.40 ± 0.03 (1.00–3.85)
الخنافس BP (ن = 50) 54 18 (30.0%) 88 2 1.91 ± 0.07 (1.00–3.50)
OW (ن = 50) 47 12 (20.0%) 89 0 1.89 ± 0.09 (1.00–3.00)

A total of 37 plant species were significant indicators (ص < .05) of a wetland type (Figure 1b), the majority being associated with BP. Only two beetle species were significantly associated with BP (Ilybius ater و Haliplus heydeni), and no indicator beetles were found for OW (Figure 1d).

Rarity scores of plants and beetles did not differ significantly between wetland types (plants: ص = .496 beetles: ص = .625), and none of the species found were listed as endangered or threatened on the Swedish red list (The Red List, 2015 ). Two non-native plant species were found in OW (ميمولوس جوتاتوس و Acorus calamus) and none in BP. However, both species were uncommon where present and occurred in <1% of plots sampled. No non-native beetle species were found.

3.2 Environmental basis for differences between wetlands

When both species assemblages were constrained by local environmental variables (see Appendix S1), the separation of the two wetland types was more distinct (Figure 2). In both cases, the overall constrained models were significant (ص < .001 (plants) ص = .018 (beetles)). For plants, plots from BP were associated with more woody debris, open and bare ground, while those in OW had greater leaf litter, plant height and plant coverage (Figure 2a). Water depth was the only significant environmental variable that explained beetle assemblages, though was driven by one outlying site (Figure 2b). When this outlier was removed, the overall model was not significant (ص = .186). Wetland type accounted for a significant proportion of the compositional differences for plants (ص < .001), over and above the effect of other variables, but not for beetles (ص = .136). However, only 11% of variance in composition was explained in either model.

3.3 Differences in growth strategies between wetlands

No significant differences were found between wetland types in the representation of the competitor growth strategy in the quadrat-level vegetation (ص = .16) (Figure 3a). However, in BP the representation of stress tolerators was significantly lower (ص = .01), while ruderals were more common (ص = .002) in comparison with OW (Figure 3b,c). Specifically among the subset of indicator species, the mean representation of growth strategies in BP indicator plant species (23.2 ± 3.7, 29.9 ± 5.3, 46.8 ± 5.4% for CSR respectively) contrasted strongly with the OW indicators (51.5 ± 11.1, 39.3 ± 10.8, 9.1 ± 3.5% for CSR respectively), highlighting a strong characterization of BP vegetation by ruderals and OW vegetation by competitors and stress tolerators.


Wetland Threats - PowerPoint PPT Presentation

يعد موقع PowerShow.com موقعًا رائدًا لمشاركة العروض التقديمية / عرض الشرائح. سواء كان تطبيقك يتعلق بالعمل ، أو الكيفية ، أو التعليم ، أو الطب ، أو المدرسة ، أو الكنيسة ، أو المبيعات ، أو التسويق ، أو التدريب عبر الإنترنت أو لمجرد التسلية ، فإن موقع PowerShow.com هو مصدر رائع. والأفضل من ذلك كله ، أن معظم ميزاته الرائعة مجانية وسهلة الاستخدام.

يمكنك استخدام PowerShow.com للعثور على أمثلة لعروض PowerPoint التقديمية عبر الإنترنت وتنزيلها حول أي موضوع يمكنك تخيله حتى تتمكن من تعلم كيفية تحسين الشرائح والعروض التقديمية مجانًا. أو استخدمه للعثور على عروض تقديمية عالية الجودة لـ PowerPoint وتنزيلها مع شرائح مصورة أو متحركة ستعلمك كيفية القيام بشيء جديد ، مجانًا أيضًا. أو استخدمه لتحميل شرائح PowerPoint الخاصة بك حتى تتمكن من مشاركتها مع المعلمين أو الفصل أو الطلاب أو الرؤساء أو الموظفين أو العملاء أو المستثمرين المحتملين أو العالم. أو استخدمها لإنشاء عروض شرائح صور رائعة حقًا - مع انتقالات ثنائية وثلاثية الأبعاد ورسوم متحركة وخيارات الموسيقى التي يمكنك مشاركتها مع أصدقائك على Facebook أو دوائر Google+. هذا كله مجاني أيضًا!

مقابل رسوم رمزية ، يمكنك الحصول على أفضل خصوصية على الإنترنت في المجال أو الترويج للعروض التقديمية وعروض الشرائح مع أعلى التصنيفات. لكن بصرف النظر عن ذلك فهو مجاني. سنقوم بتحويل العروض التقديمية وعروض الشرائح إلى تنسيق الفلاش العالمي بكل مجدها الأصلي للوسائط المتعددة ، بما في ذلك الرسوم المتحركة ، وتأثيرات الانتقال ثنائية وثلاثية الأبعاد ، والموسيقى المضمنة أو أي صوت آخر ، أو حتى الفيديو المضمّن في الشرائح. كل هذا مجانا. يمكن مشاهدة معظم العروض التقديمية وعروض الشرائح على PowerShow.com مجانًا ، بل إن الكثير منها مجاني للتنزيل. (يمكنك اختيار ما إذا كنت ستسمح للأشخاص بتنزيل عروض PowerPoint التقديمية الأصلية وعروض شرائح الصور الخاصة بك مقابل رسوم أو مجانًا أم لا على الإطلاق.) تحقق من PowerShow.com اليوم - مجانًا. حقا هناك شيء للجميع!

العروض التقديمية مجانًا. أو استخدمه للعثور على عروض تقديمية عالية الجودة لـ PowerPoint وتنزيلها مع شرائح مصورة أو متحركة ستعلمك كيفية القيام بشيء جديد ، مجانًا أيضًا. أو استخدمه لتحميل شرائح PowerPoint الخاصة بك حتى تتمكن من مشاركتها مع المعلمين أو الفصل أو الطلاب أو الرؤساء أو الموظفين أو العملاء أو المستثمرين المحتملين أو العالم. أو استخدمها لإنشاء عروض شرائح صور رائعة حقًا - مع انتقالات ثنائية وثلاثية الأبعاد ورسوم متحركة وخيارات الموسيقى التي يمكنك مشاركتها مع أصدقائك على Facebook أو دوائر Google+. هذا كله مجاني أيضًا!


شاهد الفيديو: دورة غواص المياه المفتوحة dive (ديسمبر 2022).