于碩, 張景平, 崔黎軍, 2, 江志堅, 張凌, 黃小平

?

基于種子法的海菖蒲海草床恢復(fù)

于碩1, 張景平1, 崔黎軍1, 2, 江志堅1, 張凌1, 黃小平1

1. 中國科學(xué)院南海海洋研究所, 中國科學(xué)院熱帶海洋生物資源與生態(tài)重點實驗室, 廣東 廣州 510301; 2. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

海草床有重要的生態(tài)服務(wù)功能, 與紅樹林、珊瑚礁并稱為海洋三大典型生態(tài)系統(tǒng)。但由于人類活動的干擾及氣候變化的影響, 其分布面積在全球范圍內(nèi)急劇下降, 海草床保護和恢復(fù)已成為海洋生態(tài)學(xué)的研究熱點。研究首次嘗試在野外用種子法對熱帶海草優(yōu)勢種海菖蒲進行生態(tài)恢復(fù), 并探究影響種子萌發(fā)及幼苗生長的因素。結(jié)果表明, 埋藏深度及種子保護對海菖蒲種子的萌發(fā)率影響顯著。埋藏深度為6cm時, 海菖蒲種子的萌發(fā)率僅為1.25%, 大部分種子腐爛失活。埋藏深度為2cm時, 網(wǎng)袋埋藏種子的萌發(fā)率高達96.10%, 但直接埋藏種子的萌發(fā)率遠遠低于用網(wǎng)袋保護的種子, 這可能是由于生物擾動或動物捕食增加了種子的流失。春季大型藻類和附著藻類的爆發(fā)是導(dǎo)致海菖蒲幼苗生長受阻、成活率降低的主要因素之一。

海草; 海菖蒲; 生態(tài)恢復(fù); 種子

海草床具有極高的生產(chǎn)力, 維持著豐富的生物多樣性, 并提供重要的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能(Costanza et al, 1997; Orth et al, 2006a; Mazarrasa et al, 2015)。然而, 由于近岸海域高強度的人類活動和全球氣候變化的影響, 全球海草床分布面積急劇萎縮。據(jù)統(tǒng)計, 1990—2006 年間全球海草床面積的銳減速度約為每年7%(Waycott et al, 2009)。同樣, 我國海草床的分布面積也在急劇減少, 海草種質(zhì)資源面臨絕跡的危險(黃小平等, 2006; 鄭鳳英等, 2013)。我國約有22 種海草, 其中有5種已被列為易危種。因此, 海草床的保護與恢復(fù)已成為全球海草生態(tài)學(xué)研究的熱點之一(Van Katwijk et al, 2016; Williams et al, 2017)。

目前, 海草床恢復(fù)的主要方法包括生境恢復(fù)法、植株移植法和種子法(李森等, 2010; Marion et al, 2010; Van Katwijk et al, 2016; Kenworthy et al, 2018)。生境恢復(fù)法通過改善生境條件以促進海草床的自然恢復(fù), 該方法人力投入較少, 但所需的恢復(fù)周期較長(Orth et al, 2006b)。移植克隆分株是海草恢復(fù)最為常用的方法, 在鰻草等海草恢復(fù)中效果顯著(劉鵬等, 2013; Van Katwijk et al, 2016), 但該方法的成本高, 對原生海草床的破壞較大。隨著對海草有性繁殖研究的深入, 種子法逐漸成為進行大規(guī)模海草恢復(fù)的首選方法(Balestri et al, 1998; Marion et al, 2010; Zhang et al, 2015; Xu et al, 2016)。相比于移植法, 種子法的成本較低, 對原海草床的破壞較少。另外, 種子是有性繁殖的產(chǎn)物, 對于維持海草的遺傳多樣性具有重要意義(Reynolds et al, 2012)。

海菖蒲是熱帶海草優(yōu)勢種, 在我國主要分布于海南島, 包括三亞、陵水、瓊海和文昌等沿岸海域(鄭鳳英等, 2013)。由于嚴重的陸源污染物輸入、近海港口建設(shè)、大規(guī)模的水產(chǎn)養(yǎng)殖和人為挖蛤耙螺等干擾, 海菖蒲的分布面積呈下降趨勢, 連續(xù)的大面積海草床逐漸斑塊化(陳石泉等, 2015)。海菖蒲保護和恢復(fù)的必要性日益凸顯。盡管海草恢復(fù)已有很多案例可以借鑒, 但不同研究區(qū)域的水文條件和底質(zhì)特征不同, 不同種類海草的繁殖特征差異也很大, 恢復(fù)方案需要因地制宜。目前針對海菖蒲海草床進行恢復(fù)的方法鮮見報道。相比于其他海草, 海菖蒲地下莖的水平擴張速度較慢, 僅為3cm·a-1(Marbà et al, 1998), 但其有性繁殖較為發(fā)達。Duarte 等(1997)通過統(tǒng)計海菖蒲分株開花痕跡, 推測每年每個分株的開花量為2.8朵, 有性繁殖投入占地上生物量的20.5%。海菖蒲花期全年, 但開花率和結(jié)實率受溫度、水深和光照等因素的影響, 不同分布區(qū)域或同一地區(qū)的不同季節(jié)均存在一定差異(den Hartog, 1970; Rollón et al, 2003)。海菖蒲的果實成熟需要4~5個月, 每個果實包含8~14粒種子(Rollón et al, 2003; Ambo-Rappe et al, 2015)。成熟的種子沒有休眠期, 落地后可在短期內(nèi)萌發(fā)(Lacap et al, 2002)?；诤］牌训姆敝程匦? 通過種子法對海菖蒲進行生態(tài)恢復(fù)是可行的。然而, 海菖蒲野外種子萌發(fā)、幼苗成活及影響因素的研究尚屬空白。以往研究發(fā)現(xiàn), 在自然條件下直接投放的海草種子流失嚴重, 萌發(fā)率非常低(Harwellet al, 1999), 而人為埋藏和種子保護播種法有利于提高種子的萌發(fā)率(Wang et al, 2016)。本實驗首次嘗試通過種子法對海菖蒲進行生態(tài)恢復(fù), 并探究埋藏深度和種子保護等因素對種子萌發(fā)率的影響, 為今后大規(guī)模的生態(tài)修復(fù)提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 實驗地點

黎安潟湖位于海南島東南部海岸(圖1), 面積約為7.92km2, 年平均降水量和氣溫分別為1699.9 mm和25.3℃, 屬熱帶季風(fēng)海洋性氣候(楊陽等, 2015)。海草床主要分布于0~3m水深的海域, 種類主要包括海菖蒲、泰來草和圓葉絲粉草等, 其中海菖蒲為優(yōu)勢種。過去十幾年來, 由于生活污水排放、圍墾養(yǎng)殖和人為挖蛤耙螺等干擾, 黎安海草床面積大約減少了50% (陳石泉等, 2015), 連續(xù)的大面積海草床退化成小斑塊狀, 海菖蒲的分布面積也隨之下降。

圖1 海菖蒲播種實驗地點(圖中黑色五角星)、果實和種子

1.2 種子收集

2016年野外調(diào)查發(fā)現(xiàn), 黎安潟湖灣口附近的海菖蒲植株有結(jié)實現(xiàn)象, 為本實驗提供了理想的實驗材料(圖1)。實驗所用海菖蒲種子分別采集于2017年9月和2018年1月。采集時, 選擇即將成熟的果實放入20cm×30cm的40目網(wǎng)袋中, 扎口浸泡在海水中1~2天, 待果實自然開裂之后, 進行播種。

1.3 播種方法

第一次播種時間為2017年9月, 采用亭型蟈蟈籠作為容器進行播種(圖2a)。蟈蟈籠竹簽間隔小于1cm, 可以防止種子被大型魚類、蟹類等動物捕食。每個容器中放置2~3粒種子, 作為一個種植單元橫向完全埋入底質(zhì)中, 種子的埋藏深度約為6cm。本次共播種30個種植單元, 總計80粒種子。

第二次播種時間為2018年1月, 采用一次性紙杯作為容器進行播種, 每個紙杯埋藏1粒種子(埋藏深度為2cm)和1枚數(shù)字標簽作為1個種植單元。埋藏種植單元時分為兩種處理(圖2b、c): 1) 直接將紙杯埋藏于底質(zhì), 共計68粒種子; 2) 將紙杯裝入20cm×30cm的40目網(wǎng)袋后再埋藏, 共計77粒種子。

圖2 海菖蒲種子法的種植單元

a. 蟈蟈籠; b. 網(wǎng)袋埋藏單元; c. 種植樣地

Fig. 2 Planting unit ofseeds: a) grasshopper cage, b) planting unit by mesh bag protection and c) planting plot

1.4 數(shù)據(jù)采集與處理

蟈蟈籠法播種1個月后, 于2017年10月去野外實地觀察。取出每個蟈蟈籠仔細檢查, 統(tǒng)計記錄種子萌發(fā)數(shù)、幼苗存活和幼苗高度等指標。長出幼葉的種子視為萌發(fā)成功, 計數(shù)為1, 并將蟈蟈籠放回原位固定; 種子腐爛或丟失視為萌發(fā)失敗, 計數(shù)為0。幼苗的高度采用量程為30cm的直尺測量。一次性紙杯法播種后, 分別于2018年2月和4月去野外觀察, 記錄指標和統(tǒng)計方法同蟈蟈籠法。計算公式如下:

1) 萌發(fā)率(%) = 萌發(fā)種子數(shù)/種子總數(shù)×100;

2) 幼苗存活率(%) = 存活的幼苗數(shù)/初始幼苗數(shù)×100。

檢驗及繪圖在R 3.4.1(R Core Team, 2017)和Excel 2013中進行,<0.05 作為差異性顯著水平。

2 結(jié)果與討論

2.1 種子萌發(fā)率及其影響因素

海菖蒲的成熟種子具有一定的漂浮能力, 借助水流可以擴散0.1~3.7km (Lacap et al, 2002)。本實驗通過對種子進行埋藏防止其漂走流失。采用蟈蟈籠作為容器埋藏的海菖蒲種子(6cm), 1個月之后僅有1粒種子萌發(fā), 萌發(fā)率為1.25%, 其余種子腐爛或丟失。而埋藏深度為2cm時, 網(wǎng)袋埋藏種子的萌發(fā)率為96.10%。該結(jié)果說明深度埋藏會抑制海菖蒲種子的萌發(fā)。Wang等(2016)研究也發(fā)現(xiàn)埋藏深度較淺時(0~1cm), 鰻草種子的萌發(fā)率更高。海草種子的萌發(fā)受溫度、光照、鹽度、溶解氧和底質(zhì)類型等環(huán)境因素的影響(Xu et al, 2016; Strydom et al, 2017)。隨著埋藏深度的增加, 光照和溶解氧降低, 底質(zhì)類型也發(fā)生變化, 這些微環(huán)境的變化可能導(dǎo)致種子萌發(fā)或子葉生長速度減慢, 導(dǎo)致子葉無法到達地面, 萌發(fā)率大大降低。此外, 播種季節(jié)也是影響海草種子萌發(fā)的重要因素(Xu et al, 2016)。相比于1月, 9月的海水溫度較高, 底質(zhì)中的有機質(zhì)更易被微生物降解而出現(xiàn)缺氧現(xiàn)象, 進而影響海菖蒲種子的存活和萌發(fā)。但在本研究中, 埋藏深度與播種季節(jié)這兩個因素存在一定的交互作用, 播種季節(jié)對海菖蒲種子萌發(fā)的影響程度仍需進一步的實驗來證明。

另外, 生物擾動或捕食也是影響海菖蒲種子萌發(fā)率的潛在因素。當(dāng)埋藏深度為2cm時, 網(wǎng)袋埋藏種子的萌發(fā)率(96.10%)遠遠高于直接埋藏處理(5.88%)。直接埋藏的種子大部分消失不見, 可能是由于生物擾動導(dǎo)致種子浮出紙杯, 被水流沖走流失。另外, 我們發(fā)現(xiàn)2粒種子有被啃食的痕跡, 因此動物捕食也是造成種子流失的原因。海草的種子可被魚類或者蟹類捕食(Fishman et al, 1996; Nakaoka, 2002; Orth et al, 2007)。Infantes等(2016) 研究發(fā)現(xiàn)草食蟹每天可以吃掉21粒鰻草的種子。我們將海菖蒲的種子放入地籠中, 野外放置12h后, 所有種子均被捕食或破壞(于碩, 未發(fā)表數(shù)據(jù); 圖3)?？梢姾２莘N子被捕食掉的數(shù)量相當(dāng)可觀, 野外播種時需要對種子進行相應(yīng)保護。比如將鰻草種子裝入麻袋可以提高其萌發(fā)率(Harwell et al, 1999; Zhang et al, 2015)。在本研究中, 將種植單元用網(wǎng)袋進行保護, 也大大提高了種子的萌發(fā)率。

圖3 地籠內(nèi)被啃食的海菖蒲種子

2.2 幼苗的生長及其影響因素

海菖蒲1月齡幼苗的存活率為100%, 葉片數(shù)為2.62±0.56, 平均高度為2.41±0.80 cm; 3月齡幼苗的葉片數(shù)增加至5.32±0.48, 幼苗的平均高度相比于1月齡幼苗也顯著增加(<0.01), 為8.02±2.66 cm (圖4), 但幼苗存活率降低至24.4%。幼苗期是植物生活史的關(guān)鍵時期, 對環(huán)境因子變化比較敏感, 死亡率較高。

Balestri等 (2008) 研究發(fā)現(xiàn), 波喜蕩草的1齡幼苗死亡率高達50%~70%, 作者認為是由于種內(nèi)的負密度制約效應(yīng)引起的。在本研究中, 每個種植單元僅包含1粒種子, 因此幼苗成活率的下降不是由負密度制約導(dǎo)致。藻類的覆蓋可能是海菖蒲幼苗死亡的原因之一。野外調(diào)查發(fā)現(xiàn), 海菖蒲幼苗的葉片被藻類覆蓋, 并且出現(xiàn)腐爛現(xiàn)象。黎安港是一個近封閉的海灣, 海水交換速率慢, 水產(chǎn)養(yǎng)殖以及生活污水的排放導(dǎo)致水體長期處于富營養(yǎng)化狀態(tài), 特別是春季大型藻類和附著藻類增多, 這些藻類會降低海水的透光度和溶解氧, 從而影響海草的光合作用, 甚至造成海菖蒲地上部分死亡。另外, 2018年2月海南島大幅度降溫, 導(dǎo)致海水溫度降低至20℃以下, 這可能對海菖蒲幼苗的生長產(chǎn)生抑制作用。幼苗的成活率是野外進行海菖蒲恢復(fù)的瓶頸環(huán)節(jié)。在采用種子法對海菖蒲進行恢復(fù)時, 應(yīng)盡量避開冬季播種。

圖4 海菖蒲幼苗高度的變化

3 展望

海菖蒲是熱帶海草床的優(yōu)勢種, 地下莖的水平擴張速度較慢, 受損海草床的生態(tài)恢復(fù)極具挑戰(zhàn)。但目前針對海菖蒲海草床的生態(tài)恢復(fù)研究仍比較匱乏。本研究首次嘗試采用種子法對海菖蒲進行野外實地恢復(fù), 結(jié)果表明淺埋且網(wǎng)袋保護的種子具有較高的萌發(fā)率, 但幼苗的成活率較低。對海菖蒲而言, 采用種子恢復(fù)法仍存在較多問題。

1) 海菖蒲種子萌發(fā)和幼苗生長的生理生態(tài)學(xué)研究仍需加強。種子萌發(fā)和幼苗成活是植物生活史中的關(guān)鍵環(huán)節(jié), 對鹽度、溫度、光照、溶解氧及底質(zhì)類型等環(huán)境因子的反應(yīng)較為敏感, 正如本研究所發(fā)現(xiàn), 種子埋藏深度和保護狀況顯著影響了海菖蒲種子萌發(fā)率。因此, 了解海菖蒲種子的萌發(fā)策略以及適宜幼苗生長的環(huán)境條件是進行大規(guī)模生態(tài)恢復(fù)的前提條件和關(guān)鍵步驟。

2) 針對海菖蒲種子的播種技術(shù)仍不成熟。海菖蒲的種子具有一定的漂浮能力, 并且可以被動物捕食, 非保護狀態(tài)下種子流失嚴重。種子流失是影響海草生態(tài)恢復(fù)效率最直接的因素之一(Harwell et al,1999; Infantes et al, 2016)。在本研究中淺埋和網(wǎng)袋保護大幅度提高了海菖蒲種子的留存和萌發(fā)率, 該方法操作簡便且成本低廉。但是后續(xù)幼苗的成活率比較低, 播種后幼苗的保護和管理技術(shù)仍需進一步摸索。

基于以上存在的問題, 未來采用種子法對海菖蒲進行大規(guī)模生態(tài)恢復(fù)時, 可考慮在室內(nèi)人工控制條件下進行種子萌發(fā)和育苗 (Ambo-Rappe et al, 2015), 當(dāng)幼苗長到一定程度后, 再移植到野外, 以提高幼苗的成活率。目前, 我國海菖蒲海草床的生境破壞嚴重, 水體長期處于富營養(yǎng)化狀態(tài), 這種生境對幼苗或移植分株的生長都極其不利。因此, 對海菖蒲海草床進行恢復(fù)時, 改良底質(zhì)和水體環(huán)境等生境恢復(fù)法也應(yīng)考慮在內(nèi), 采取多種恢復(fù)方法相結(jié)合, 可以縮短恢復(fù)周期并提高恢復(fù)效率。

陳石泉, 王道儒, 吳鐘解, 等, 2015. 海南島東海岸海草床近10a變化趨勢探討[J]. 海洋環(huán)境科學(xué), 34(1): 48-53. CHEN SHIQUAN, WANG DAORU, WU ZHONGJIE, et al, 2015. Discussion of the change trend of the seagrass beds in the east coast of Hainan Island in nearly a decade[J]. Marine Environmental Science, 34(1): 48–53 (in Chinese with English abstract).

黃小平, 黃良民, 李穎虹, 等, 2006. 華南沿海主要海草床及其生境威脅[J]. 科學(xué)通報, 51(S2): 114–119. HUANG XIAOPING, HUANG LIANGMIN, LI YINGHONG, et al, 2006. Main seagrass beds and threats to their habitats in the coastal sea of South China[J]. Chinese Science Bulletin, 51(S2): 136–142(in Chinese with English abstract).

李森, 范航清, 邱廣龍, 等, 2010. 海草床恢復(fù)研究進展[J]. 生態(tài)學(xué)報, 30(9): 2443–2453. LI SEN, FAN HANGQING, QIU GUANGLONG, et al, 2010. Review on research of seagrass beds restoration[J]. Acta Ecologica Sinica, 30(9): 2443–2453 (in Chinese with English abstract).

劉鵬, 周毅, 劉炳艦, 等, 2013. 大葉藻海草床的生態(tài)恢復(fù): 根莖棉線綁石移植法及其效果[J]. 海洋科學(xué), 37(10): 1–8. LIU PENG, ZHOU YI, LIU BINGJIAN, et al, 2013. Transplantation of eelgrass (L.) in Huiquan Bay using rhizomes bound to a small elongate stone with bio-degradable cotton thread[J]. Marine Sciences, 37(10): 1–8 (in Chinese with English abstract).

楊陽, 高抒, 周亮, 等, 2016. 海南島東南部新村港和黎安港潮汐特征及潮汐汊道P-A關(guān)系[J]. 第四紀研究, 36(1): 163–172. YANG YANG, GAO SHU, ZHOU LIANG, et al, 2016. Analysis of tides and P-A relationships of Xincun and Li-an lagoons, Southeastern Hainan Island[J]. Quaternary Sciences, 36(1): 163–172 (in Chinese with English abstract).

鄭鳳英, 邱廣龍, 范航清, 等, 2013. 中國海草的多樣性、分布及保護[J]. 生物多樣性, 21(5): 517–526. ZHENG FENGYING, QIU GUANGLONG, FAN HANGQING, et al, 2013. Diversity, distribution and conservation of Chinese seagrass species[J]. Biodiversity Science, 21(5): 517–526 (in Chinese with English abstract).

AMBO-RAPPE R, YASIR I, 2015. The effect of storage condition on viability ofseedlings[J]. Aquatic Botany, 127: 57–61.

BALESTRI E, LARDICCI C, 2008. First evidence of a massive recruitment event in: spatial variation in first-year seedling abundance on a heterogeneous substrate[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 76(3): 634–641.

BALESTRI E, PIAZZI L, CINELLI F, 1998. Survival and growth of transplanted and natural seedlings of(L.) Delile in a damaged coastal area[J]. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 228(2): 209–225.

COSTANZA R, D’ARGE R, DE GROOT R, et al, 1997. The value of the world's ecosystem services and natural capital[J]. Nature, 387(6630): 253–260.

DEN HARTOG C, 1970. The sea-grasses of the world[M].Amsterdam: North Holland.

DUARTE C M, URI J S, AGAWIN N S R, et al, 1997. Flowering frequency of Philippine seagrasses[J]. Botanica Marina, 40(1–6): 497–500.

FISHMAN J R, ORTH R J, 1996. Effects of predation onL. seed abundance[J]. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 198(1): 11–26.

HARWELL M C, ORTH R J, 1999. Eelgrass (L.) seed protection for field experiments and implications for large-scale restoration[J]. Aquatic Botany, 64(1): 51–61.

INFANTES E, CROUZY C, MOKSNES P O, 2016. Seed predation by the shore crab: a positive feedback preventing eelgrass recovery?[J]. PLoS One, 11(12): e0168128.

KENWORTHY W J, HALL M O, HAMMERSTROM K K, et al, 2018. Restoration of tropical seagrass beds using wild bird fertilization and sediment regrading[J]. Ecological Engineering, 112: 72–81.

LACAP C D A, VERMAAT J E, ROLLON R N, et al, 2002. Propagule dispersal of the SE Asian seagrassesand[J]. Marine Ecology Progress Series, 235: 75–80.

MARBà N, DUARTE C M, 1998. Rhizome elongation and seagrass clonal growth[J]. Marine Ecology Progress Series, 174: 269–280.

MARION S R, ORTH R J, 2010. Innovative techniques for large-scale seagrass restoration using(eelgrass) seeds[J]. Restoration Ecology, 18(4): 514–526.

MAZARRASA I, MARBà N, LOVELOCK C E, et al, 2015. Seagrass meadows as a globally significant carbonate reservoir[J]. Biogeosciences, 12(16): 4993–5003.

NAKAOKA M, 2002. Predation on seeds of seagrassesandby a tanaid crustaceansp.[J]. Aquatic Botany, 72(2): 99–106.

ORTH R J, CARRUTHERS T J B, DENNISON W C, et al, 2006a. A global crisis for seagrass ecosystems[J]. Bioscience, 56(12): 987–996.

ORTH R J, KENDRICK G A, MARION S R, 2007.seed predation in seagrass habitats of Two Peoples Bay, Western Australia[J]. Aquatic Botany, 86(1): 83–85.

ORTH R J, LUCKENBACH M L, MARION S R, et al, 2006b. Seagrass recovery in the Delmarva Coastal Bays, USA[J]. Aquatic Botany, 84(1): 26–36.

R CORE TEAM, 2017. R: A language and environment for statistical computing [EB/OL]. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria. https://www.R-project.org/.

REYNOLDS L K, WAYCOTT M, MCGLATHERY K J, et al, 2012. Eelgrass restoration by seed maintains genetic diversity: case study from a coastal bay system[J]. Marine Ecology Progress Series, 448: 223–233.

ROLLóN R N, DE RUYTER VAN STEVENINCK E D, VAN VIERSSEN W, 2003. Spatio-temporal variation in sexual reproduction of the tropical seagrass(L. f.) Royle in Cape Bolinao, NW Philippines[J]. Aquatic Botany, 76(4): 339–354.

STRYDOM S, MCMAHON K, KENDRICK G A, et al, 2017. Seagrassis affected by light quality across different life history stages[J]. Marine Ecology Progress Series, 572: 103–116.

VAN KATWIJK M M, THORHAUG A, MARBà N, et al, 2016. Global analysis of seagrass restoration: the importance of large-scale planting[J]. Journal of Applied Ecology, 53(2): 567–578.

WANG MING, WANG YOU, GUO XIN, et al, 2016. Reproductive properties ofand effects of sediment type and burial depth on seed germination and seedling establishment[J]. Aquatic Botany, 134: 68–74.

WAYCOTT M, DUARTE C M, CARRUTHERS T J B, et al, 2009. Accelerating loss of seagrasses across the globe threatens coastal ecosystems[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 106(30): 12377–12381.

WILLIAMS S L, AMBO-RAPPE R, SUR C, et al, 2017. Species richness accelerates marine ecosystem restoration in the Coral Triangle[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 114(45): 11986–11991.

XU SHAOCHUN, ZHOU YI, WANG PENGMEI, et al, 2016. Salinity and temperature significantly influence seed germination, seedling establishment, and seedling growth of eelgrassL. [J]. PeerJ, 4: e2697.

ZHANG PEIDONG, FANG CHAO, LIU JIE, et al, 2015. An effective seed protection method for planting(eelgrass) seeds: Implications for their large-scale restoration[J]. Marine Pollution Bulletin, 95(1): 89–99.

Preliminary study on seed-based restoration formeadow

YU Shuo1, ZHANG Jingping1, CUI Lijun1,2, JIANG Zhijian1, ZHANG Ling1, HUANG Xiaoping1

1. Key Laboratory of Tropical Marine Bio-resources and Ecology, South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China; 2. University of Chinese Academy Sciences, Beijing 100049, China

Although seagrass meadows play a key role in ecosystem services by providing high productivity, their distribution areas have been declining sharply, resulting from global climate change and increased human pressures. Therefore, it is urgent to strengthen the protection and restoration for seagrasses. In this study, we tried to use seed planting method to recover themeadow in Li’an Lagoon. Results showed that the burial depth and mesh bag protection profoundly affected the seed germination. When the burial depth was 6 cm, seed germination was very low, at 1.25%. Seeds buried in 2-cm depth with mesh bag protection showed a much higher seedling establishment (96.10%) than the seeds without protection (5.88%) in the first month, indicating that seed loss negatively affected the seed germination rate. The survival of seedlings decreased to 24.4% after three months, probably due to macroalgal blooms in the early spring.

seagrass;; ecological restoration; seeds

2018-04-16;

2018-05-30. Editor: SUN Shujie

National Natural Science Foundation of China (41606182; 41730529); Strategic Priority Research Program of the Chinese Academy of Sciences (XDA13020204); National Specialized Project of Science and Technology (2015FY110600); National Key Research and Development Program of China (2017YFC0506100)

P735.12

A

1009-5470(2019)01-0049-06

10.11978/2018040

2018-04-16;

2018-05-30。孫淑杰編輯

國家自然科學(xué)基金項目(41606182、41730529); 中國科學(xué)院戰(zhàn)略性先導(dǎo)科技專項(XDA13020204);國家科技部基礎(chǔ)性工作專項項目(2015FY110600); 國家重點研發(fā)計劃“典型脆弱生態(tài)修復(fù)與保護研究”重點專項(2017YFC0506100)

于碩(1985—), 女, 山東省聊城市人, 博士, 主要從事海洋生態(tài)學(xué)研究。E-mail: yushuo2005@163.com

黃小平(1965—), 男, 研究員, 博士生導(dǎo)師, 主要從事海洋生態(tài)環(huán)境研究。E-mail: xphuang@scsio.ac.cn

HUANG Xiaoping. E-mail: xphuang@scsio.ac.cn