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En general, en su mayor parte, ¿qué es más importante: capturar presas o depredadores o parásitos sobrevivientes?

En general, en su mayor parte, ¿qué es más importante: capturar presas o depredadores o parásitos sobrevivientes?



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Para los animales en la naturaleza, ¿la intensidad de la selección tiende a ser más fuerte en las habilidades que se usan contra parásitos o depredadores o en las habilidades que se usan contra las presas? Se agradecería cualquier informe empírico.

Entiendo que dependería un poco de la especie y el tiempo, pero estoy preguntando acerca de una generación típica en la mayoría de las especies.


Interacciones entre el hongo entomopatógeno Beauveria bassiana y el ácaro depredador Neoseiulus barkeri y control biológico de su presa / huésped compartido Frankliniella occidentalis

Cualquiera B. bassiana o N. barkeri suprimió significativamente las poblaciones de trips.

Aplicación simultánea de B. bassiana y N. barkeri provocó efectos no aditivos.

Conidios adheridos N. barkeri provocar una infección de trips expuestos.

La mortalidad de trips causada por la diseminación de los conidios por ácaros disminuyó en 48 h.


El efecto de la adición de fósforo, la humedad del suelo y el tipo de planta sobre la abundancia de nematodos del suelo y la composición de la comunidad.

Las variables ambientales como la humedad del suelo y el fósforo (P) pueden influir en la biodiversidad por encima y por debajo del suelo. En este estudio, investigamos los efectos multifactoriales individuales e interactivos raramente reportados de la humedad del suelo y la adición de fósforo con el tipo de especies de árboles sobre el suelo (interacciones biológicas) en la estructura de la comunidad de nematodos del suelo.

Materiales y métodos

Establecimos un diseño experimental completamente al azar con dos tipos de plantas (N2-fijador y fijador sin nitrógeno) y diferentes combinaciones de tratamientos de agua y adiciones de P (es decir, agua con adición de P, solo agua, sequía con adición de P y solo sequía) en un invernadero e investigaron sus efectos sobre las propiedades químicas del suelo y comunidad de nematodos. Se recolectaron muestras de suelo al final del experimento y se analizaron para determinar el contenido de humedad del suelo (SM), fósforo disponible (aP), nitrógeno nitrato (NO3 - –N), nitrógeno amónico (NH4 + –N), carbono orgánico disuelto (DOC), nitrógeno orgánico disuelto (DON) y comunidad de nematodos. Los siguientes grupos tróficos fueron asignados a los nematodos: bacterívoros (Ba), fungívoros (Fu), omnívoros-depredadores (Op) y parásitos de plantas (PP). El índice de canal (CI), el índice de enriquecimiento (EI), el índice de madurez (MI), la riqueza de género (GR) y la dominancia de Simpson (Ig) se adoptaron para indicar los índices de la red trófica de nematodos.

Resultados y discusión

La adición de fósforo y su interacción con los tratamientos de agua no tuvo efectos estadísticamente significativos en la comunidad de nematodos del suelo, pero hubo una disminución significativa (pag & lt 0.05) efectos de la adición de P sobre la densidad total de nematodos del N2-fijación del árbol bajo un tratamiento óptimo de agua. No hubo efectos interactivos significativos de la adición de P y los tratamientos del agua en todos los grupos tróficos, pero el tipo de planta, los tratamientos del agua y sus interacciones afectaron significativamente la densidad de la mayoría de los grupos tróficos de nematodos. La abundancia total de nematodos de bacterívoros, plantas parasitarias, omnívoros y el índice de enriquecimiento fueron significativamente mayores en el N2-fijadores que en el árbol no fijador de nitrógeno.

Conclusiones

La abundancia de nematodos del suelo y la composición de la comunidad se vieron más afectadas por el tipo de planta que por la adición de P y su interacción con los tratamientos de agua. La sequía ejerció efectos adversos sobre la densidad total de nematodos del suelo, los géneros dominantes y los grupos tróficos. Este estudio demostró que la tasa de impacto de la sequía depende más del tipo de árbol y que N2-La fijación del árbol aún podría mantener la estructura de la red alimentaria del suelo independientemente de los cambios ambientales.


Introducción

Los parásitos son componentes ubicuos de los ambientes marinos con el potencial de afectar el comportamiento, los requisitos energéticos, la condición, la reproducción y la supervivencia de sus huéspedes (Lafferty y Kuris, 2009, Moore, 2002, Mouritsen y Poulin, 2002, Sousa, 1991). Si el hospedante es una especie clave o ecológicamente dominante, dichas interacciones hospedador-parásito pueden, en última instancia, influir en la organización y el funcionamiento de las comunidades costeras (Mouritsen y Haun, 2008, Mouritsen y Poulin, 2002, Mouritsen y Poulin, 2010, Wood et al. , 2007).

El cangrejo de la orilla Carcinus maenas (Linné, 1758), es un depredador epibentónico ampliamente distribuido y a menudo abundante que habita en hábitats intermareales de fondo blando y duro de las costas y estuarios europeos. Se introdujo inadvertidamente en la costa atlántica de América del Norte a principios del siglo XIX y desde entonces ha colonizado algunas regiones de Japón, Australia, Argentina, Sudáfrica, Tasmania y el oeste de América del Norte (ver Darling et al., 2008). A lo largo de su rango de distribución, el cangrejo costero es una especie de influencia ecológica en las comunidades bentónicas, particularmente como consecuencia de su ecología de alimentación (Grosholz y Ruiz, 1995, Grosholz et al., 2000, Reise, 1985). La dieta del cangrejo costero consiste en una variedad de especies de invertebrados, así como teleósteos y macroalgas, pero a menudo exhibe una preferencia por los bivalvos, particularmente las especies de caparazón delgado como el mejillón azul (Mytilus edulis) (Baeta et al., 2006, Lee y Seed, 1992, Mascaró y Seed, 2001, Raffaelli et al., 1989, Reid et al., 1997). Debido a que el cangrejo también prefiere ciertas clases de tamaño de bivalvos, puede afectar no solo la abundancia sino también la distribución de tamaño de los bivalvos (Burch y Seed, 2000, Elner y Hughes, 1978, Mascaró y Seed, 2001).

El cangrejo de orilla sirve como anfitrión para el percebe rizocéfalo Sacculina carcini Thompson, 1836. Ciprides de S. carcini asentarse en la cutícula del cangrejo, penetrar en el hemocele y desarrollar una red interna en forma de raíz (interna) a lo largo del tejido del cangrejo. Al madurar, una parte de la interna rompe el exoesqueleto abdominal del cangrejo y forma una estructura en forma de saco (externa) que contiene los órganos reproductores del parásito (Høeg y Lützen, 1995). La prevalencia de la infección de S. carcini en la población de cangrejos costeros muestran una gran variación espacio-temporal que suele oscilar entre un poco y un 20%, y localmente puede llegar incluso al 40-90% (Lützen, 1984, Mathieson et al., 1998, Rasmussen, 1973, Torchin et al., 2001, Werner, 2001, Zetlmeisl et al., 2011 datos no publicados).

S. carcini infecta y castra a ambos sexos de C. maenas e inhibe la muda (Høeg, 1995), reduce el estado general (Mouritsen y Jensen, 2006) y aumenta la tasa de mortalidad de los cangrejos infectados (Goddard et al., 2005). Además, los cangrejos costeros machos generalmente se feminizan conductual y morfológicamente, lo que implica también una reducción en el tamaño de los quelípedos (Høeg, 1995, Kristensen et al., 2012, Lafferty y Kuris, 2009, Mouritsen y Jensen, 2006).

Dado el importante papel ecológico de los cangrejos costeros en las comunidades bentónicas, es fundamental comprender si, y en qué medida, el parasitismo altera la biología alimentaria del cangrejo, de la que no se sabe nada en la actualidad. Esto se subraya aún más por el hecho de que S. carcini nunca se ha introducido junto con sus huéspedes durante las invasiones de cangrejos costeros fuera de Europa (Thresher et al., 2000).

El parasitismo generalmente afecta el comportamiento de alimentación de los huéspedes (Moore, 2002) y debido a que la infección por S. carcini da como resultado un tamaño reducido en las garras de los cangrejos machos, una parte decisiva del aparato de alimentación, este parásito puede tener un impacto profundo en el comportamiento de búsqueda de alimento de su huésped. Por tanto, el objetivo de la presente investigación fue evaluar el impacto de S. carcini Infecciones en la tasa de consumo y la selección del tamaño de la presa por los cangrejos costeros machos, C. maenas, utilizando mejillones azules, M. edulis, como presa.


Eliminación óptima y control biológico en un modelo depredador-presa

Las especies invasoras causan enormes problemas en los ecosistemas de todo el mundo. Motivados por gatos salvajes introducidos que se alimentan de poblaciones de aves y amenazan con extinguirlas en islas oceánicas remotas, formulamos y analizamos problemas de control óptimo. Su novedad es que involucran controles tanto escalares como dependientes del tiempo. Representan diferentes formas de control, a saber, la liberación inicial de depredadores infectados, por un lado, y el sacrificio, así como la captura, la infección y el regreso de los depredadores, por el otro. Se han propuesto combinaciones de diferentes métodos de control para complementar sus respectivas fortalezas en la reducción del número de depredadores y así proteger a las presas en peligro de extinción. Aquí, formulamos y analizamos un modelo ecoepidemiológico, proporcionamos resultados analíticos sobre el problema de control óptimo y usamos un método de barrido hacia adelante y hacia atrás para simulaciones numéricas. Al tener en cuenta diferentes escenarios ecológicos, condiciones iniciales y duraciones de control, nuestro modelo permite comprender cómo interactúan los diferentes métodos y en qué casos podrían ser efectivos.

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Discusión

Como resultado de múltiples invasiones, se reportan composiciones de especies nuevas y a menudo inesperadas con muchos efectos sobre la biodiversidad nativa. Excepto el fuerte efecto sobre las especies nativas, los invasores no nativos también pueden tener un impacto sobre otros invasores no nativos. Estas interacciones aún no están bien estudiadas. Los camarones asesinos coexisten e interactúan en muchos ríos europeos con especies invasoras de cangrejos de río. En el presente estudio, las especies de ejemplo incluyeron dos especies de cangrejos de río invasores: (1) cangrejos de río que representan a la familia Astacidae y, por lo tanto, también cangrejos de río nativos parcialmente europeos que potencialmente coexisten con camarones asesinos, y (2) cangrejos de río veteados que representan a la familia Cambaridae que difieren de los astácidos, entre otros, por el menor tamaño de los huevos y los juveniles independientes (Kozák et al. 2015). Cangrejos de río, independientemente de la familia que se caracterice por el cuidado intensivo de la cría y el cuidado materno adicional, incluso en las etapas en las que los juveniles se mueven libremente, están completamente desarrollados e independientes (Aquiloni y Gherardi 2008 Mathews 2011 Vogt 2013).

Durante el desarrollo embrionario, los cangrejos de río limpian la puesta y se mueven mediante pleópodos para preparar las mejores condiciones para la incubación. Después de la eclosión, el cuidado de la hembra continúa durante las etapas de juveniles dependientes: primera etapa de desarrollo en astácidos y primera y segunda etapa en cambáridos (Vogt 2013 Kozák et al. 2015). En las siguientes etapas, los juveniles se vuelven independientes, se alimentan activamente y se mueven cerca de la madre, pero aún utilizan el abdomen de la madre como un puerto seguro en peligro (Aquiloni y Gherardi 2008 Kubec et al. 2019). Por lo tanto, las nidadas de huevos y los juveniles tempranos parecen estar bien protegidos, pero ¿están protegidos cuando se exponen a la fuerte presión del camarón asesino? Como se sabe, el camarón asesino es capaz de depredar a los juveniles cámbáridos independientes hasta la cuarta o incluso la quinta etapa de desarrollo con un potencial para reducir el reclutamiento de crías de cangrejo de río (Buřič et al.2009) pero pueden depredar a los jóvenes astácidos más grandes o incluso depredar a los huevos y juveniles directamente en el abdomen de la hembra? El presente estudio elaboró ​​la influencia del camarón asesino en las nidadas de huevos incubados y los juveniles desde el punto de vista teórico (depredación de huevos desprendidos / juveniles sin proteger a las hembras) así como desde el punto de vista práctico cuando las hembras portadoras se enfrentaban al grupo de camarones asesinos en una forma realista. densidad de campo más de 20 veces menor que los valores máximos reportados (Van Riel et al. 2006 Gallardo et al. 2012).

Descubrimos que el camarón asesino puede depredar tanto a los huevos como a los juveniles de las dos especies de cangrejo de río probadas, aunque el tamaño más grande de los huevos y los juveniles astácidos, así como la menor temperatura de incubación de los huevos y, por lo tanto, la menor actividad metabólica de los depredadores, pueden protegerlos parcialmente. Pero los huevos de cámbáridos de menor tamaño y las primeras etapas de desarrollo eran presas muy buenas para los camarones asesinos y se consumían en grandes cantidades. Las tasas de ataque estimadas y los tiempos de manipulación indicaron que los camarones asesinos son más eficientes (o prefieren) en la captura de juveniles que de huevos. Además, los tiempos de manipulación más cortos indican que pueden consumir más juveniles que huevos cuando sus densidades no están limitadas. En general, parece que los camarones asesinos se alimentan más de juveniles que de huevos, lo cual es un poco sorprendente. Puede ser que la calidad nutricional de los huevos sea deficiente en comparación con los juveniles, o que los camarones asesinos prefieran la presa en movimiento. Sin embargo, sugerimos que es más probable que los camarones asesinos simplemente luchen por abrir la cáscara del huevo, lo que aumenta el tiempo de manipulación. Además, los juveniles de cangrejo de río son más comunes, por lo que los anfípodos tienen más "experiencia" en su manejo a lo largo de la evolución, mientras que los huevos de cangrejo de río son algo raro en el medio ambiente debido a su apego a la madre durante la incubación.

La biomasa consumida por el camarón asesino ilustra su alto impacto en las comunidades de invertebrados (Hellmann et al. 2017). Confirmamos que los camarones asesinos matan más presas de las que pueden comer (solo se consumieron el 28% y el 68% de los huevos y juveniles de cangrejos de río marmolados muertos), como se describe también en Dick y Platvoet (2000). En condiciones reales, donde las nidadas de huevos / juveniles están activamente custodiadas y atendidas por hembras (Vogt 2013), esta tasa podría diferir. Decidimos utilizar hembras ovígeras porque la gran mayoría de las veces cuando las hembras tienen una puesta (huevos y primeras etapas de desarrollo de los juveniles) consiste en la incubación de huevos (Reynolds 2002). Pero la capacidad limitada de los camarones asesinos para abrir y comer huevos grandes de cangrejos de río nos lleva a usar hembras con crías frescas, es decir, juveniles en el 1er DS, para ver un posible efecto de los camarones asesinos en la nidada transportada. Las hembras portadoras de ambas especies protegieron sus nidadas, lo que resultó en una disminución de más del 50% de la cantidad de camarones asesinos durante el experimento. Sin embargo, las nidadas no fueron protegidas de manera efectiva porque las hembras perdieron una proporción significativa de sus crías (12% de las crías en el cangrejo señal y 14% de los huevos en el cangrejo jaspeado). En el caso del cangrejo señal, se observaron varias mitades de juveniles entre los juveniles supervivientes, lo que confirma aún más el impacto destructivo del camarón asesino en la nidada. El efecto del canibalismo del cangrejo de río se puede descartar aquí, porque el cangrejo de río en la primera etapa de desarrollo del cangrejo de río aún no se alimenta (Reynolds 2002 Kozák et al. 2009). Se observaron algunas pérdidas de huevos posteriores a la manipulación en cangrejos de río marmoleados, pero estas también ocurrieron en el grupo de control que se manejó de la misma manera. El experimento se llevó a cabo en un espacio limitado que, de hecho, puede limitar el efecto del camarón asesino debido a las limitadas posibilidades de escapar del alcance del cangrejo de río. En condiciones naturales, sugerimos que es probable que se produzcan pérdidas de nidadas aún mayores en áreas pobladas de camarones asesinos debido al espacio sin restricciones y la disponibilidad de espacios de refugio para que los camarones asesinos escapen y se escondan (por ejemplo, en el fondo de varias capas de partículas de diferentes tamaños). En tales condiciones, las hembras de cangrejo de río tienen oportunidades limitadas para atrapar al intruso o limitar sus cantidades totales.

El camarón asesino también juega un papel importante como especie de presa en los ecosistemas europeos de agua dulce (Gherardi 2007) y, como era de esperar, las dos especies de cangrejo de río que probamos fueron capaces de cazarlos con una intensidad considerable. Sin embargo, la diferencia entre el impacto depredador de las dos especies de cangrejos de río fue significativa. A pesar del tamaño más pequeño del cangrejo de río jaspeado (alrededor del 74% y el 45% del tamaño y peso del cangrejo de río señal, respectivamente), pudo comer un número igual de camarones asesinos. Sin embargo, mataron casi el doble de presas que los cangrejos de río, al igual que otros depredadores verdaderos que matan más de lo que es posible comer (Kruuk 1972 Oksanen et al. 1985 Veselý et al. 2017a, b). También consumieron casi tres veces la biomasa relativa ingerida por el cangrejo de río. El tiempo de manipulación mucho menor de las presas por cangrejos de río veteados puede ayudar a explicar estos hallazgos. Además, pueden tener una tasa metabólica más alta a 20 ° C como especies de agua cálida en comparación con los cangrejos de río de señal de agua fría. También se ha descubierto que los cangrejos de río veteados son más voraces y más lentos para alcanzar la saciedad que los cangrejos de río de mejillas espinosas (Linzmaier y Jeschke 2019).

En general, los resultados de nuestros experimentos confirmaron las capacidades depredadoras del camarón asesino y resaltan su extrema audacia cuando atacan nidadas de huevos de cangrejo de río o juveniles custodiados activamente por hembras. Este audaz comportamiento depredador ilustra la seria amenaza que representan las invasiones de camarones asesinos, así como el interesante comportamiento de búsqueda de alimento de robar bajo la "cámara de seguridad". Es un comportamiento sorprendentemente arriesgado, dado que las hembras de cangrejo de río pudieron comer alrededor del 50% de los camarones asesinos en la población experimental. Debido a su intensa y agresiva búsqueda de alimento en varios organismos acuáticos (Platvoet et al.2009 MacNeil et al.2013 Taylor y Dunn 2017) no es de extrañar que la posición trófica del camarón asesino sea más similar a la de los pequeños peces bentónicos (Van Riel et al. 2006) o incluso a peces depredadores (MacNeil et al. 2010) que a otros gammaridos. Además de estos impactos tróficos directos, también son fuertes competidores por recursos como refugios contra depredadores (Van Riel et al. 2007 Platvoet et al. 2009). Las altas densidades de población de camarones asesinos pueden magnificar estos efectos (Cuthbert et al. 2019), pero también pueden proporcionar una buena fuente de alimento para otros organismos acuáticos como peces (Gherardi 2007) o cangrejos de río, como lo confirma nuestro estudio. En sus primeras etapas de desarrollo, los cangrejos marmoleados son vulnerables a la presa de los camarones asesinos, pero cuando son adultos, los roles se invierten y depredan vorazmente a los camarones asesinos, matando más de lo que pueden comer (solo consumiendo

40% de presas muertas). A pesar de esta presión de depredación recíproca, estos dos invasores probablemente no sean capaces de extinguirse entre sí (por ejemplo, debido a otros recursos alimenticios) pero probablemente puedan afectarse negativamente durante la coexistencia a largo plazo.

Nuestros resultados respaldan la necesidad de una investigación más compleja de los ecosistemas de agua dulce invadidos en exceso, donde las comunidades acumulan nuevas especies invasoras a lo largo del tiempo con un número creciente de tipos de interacciones y fuerza entre ellas (Collin y Johnson 2014). En muchos grandes sistemas fluviales, las especies nativas son minoría y en el caso de las comunidades bentónicas esta situación es aún peor. Por lo tanto, el funcionamiento de los ecosistemas cambia a medida que la influencia de múltiples invasores puede ser aditiva o incluso múltiple (Ricciardi y Atkinson 2004 Penk et al. 2017). Nuestro estudio proporciona más evidencia de que las nuevas especies exóticas invasoras no solo tienen importantes impactos ecológicos (incluida la depredación de especies nativas, una mayor competencia por el hábitat y los recursos, la transferencia de enfermedades o la degradación del hábitat), sino que también teóricamente pueden inhibir, sustituir o (en casos extremos) incluso extirpar cada una de ellas. otro.


Interacciones entre la avispa excavadora social, Cerceris rubida, y su cría de moscas parasitarias en una agregación de nidos mediterráneos

La consecuencia de la aptitud de muchos comportamientos de la pequeña avispa excavadora, Cerceris rubida (Hymenoptera: Crabronidae), la única especie europea de su género en la que las hembras comparten nidos, aún se desconocen. Aquí, presento datos novedosos sobre los patrones de anidación y los parásitos del nido de una población italiana de esta avispa, con énfasis en qué estrategias de comportamiento pueden haber evolucionado para reducir el parasitismo de la cría. Los nidos se establecieron principalmente en superficies horizontales con escasa vegetación y suelo duro, lo que resultó en nidos agrupados espacialmente y la extensión de la agregación de nidos aumentó durante un período de 6 años. Las células de cría de avispas son atacadas por la mosca miltogrammina Pterella grisea (Diptera: Sarcophagidae), que espera a las avispas que regresan al nido en los sitios donde se posan y luego las sigue en vuelo (vuelo satelital), para finalmente aterrizar en la entrada del nido y larvipositar sin entrar más en el túnel. Esta técnica parece adaptarse a las moscas parásitas, que serían rechazadas de los nidos por las avispas guardianas si intentaran entrar. La actividad diaria de las moscas coincidía estrechamente con la actividad de aprovisionamiento de la avispa anfitriona, pero C. rubida las hembras pudieron confundir parcialmente a las moscas rastreadoras realizando maniobras evasivas mientras regresaban al nido. Los parches con mayor densidad de nidos y los nidos con más hembras residentes sufrieron más aterrizajes de moscas en las entradas de los nidos (un requisito previo para la larviposición). Estas tendencias, sin embargo, desaparecieron en un por nido y sobre una por base de vuelo de aprovisionamiento de avispas, respectivamente. A lo largo de dos años, solo el 6% de las células de cría fueron parasitadas, una imagen similar a la observada para las moscas miltogrammina en las agregaciones de nidos de otras Cerceris spp., y se necesitan nuevos datos para probar si existe un beneficio de la densidad de nidos o de compartir nidos contra P. grisea parasitismo.

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Introducción

Esta revisión fue escrita como un prefacio para el artículo especial “Desentrañar redes ecológicas: relaciones de complejidad-estabilidad y diversidad de tipos de interacción”. El tema principal de la función especial es la relación complejidad-estabilidad y la diversidad de tipos de interacción. Se presentan cinco artículos de los principales autores "Comparación del conservadurismo de las interacciones ecológicas en las redes planta-polinizador y planta-herbívoro" por Colin Fontaine y Elisa Thébault "La hipótesis de la diversidad de tipo interacción y la fuerza de la interacción: la condición para que el efecto positivo de estabilidad-complejidad para Surgen ”por Michio Kondoh y Akihiko Mougi“ Código de barras de ADN de alto rendimiento para estudios de redes ecológicas ”por Hirokazu Toju“ Teoría analítica de las distribuciones de abundancia de especies de un modelo de comunidad aleatoria ”por Kei Tokita“ La relación estabilidad-complejidad a los 40 años: una perspectiva matricial ”de Stefano Allesina y Si Tang. Para ayudar a los lectores de este artículo especial a comprender el significado contemporáneo de estos trabajos, traté de escribir una breve reseña de la historia de la investigación sobre la relación complejidad-estabilidad hasta que aparezca la idea de diversidad de tipos de interacción.

En la siguiente sección, “Una breve historia de los estudios sobre las relaciones complejidad-estabilidad”, presentaré una historia de los estudios sobre las relaciones complejidad-estabilidad hasta ca. 2010 antes de que aparezca la hipótesis de la diversidad de tipos de interacción. La sección está compuesta por 19 subsecciones y traté de explicar ideas importantes, como interacciones indirectas y dinámicas no lineales, factibilidad, ensamblaje comunitario, estadísticas de la red trófica, modelos de estructura de la red trófica, fuerza de interacción, funcionamiento del ecosistema, teoría metabólica, redes complejas, extinciones secundarias y redes mutualistas y parasitarias.

En la siguiente sección “Fronteras en la década de 2010”, presentaré los avances recientes en la investigación sobre la relación complejidad-estabilidad, centrándome en la diversidad de tipos de interacción y técnicas teóricas y empíricas. Esta sección se compone de seis subsecciones sobre comunidades con múltiples niveles tróficos y múltiples tipos de interacción, teoría de matrices aleatorias y muestreo y procesamiento de datos de alto rendimiento. En esta sección, se presentarán principalmente los logros de los autores en esta función especial.

En la sección final, “Coda”, concluiré esta revisión.


Resultados

Todas las simulaciones numéricas se establecen rápidamente en ciclos estables impulsados ​​por la dinámica temporal en abundancia de huéspedes. F t : después de un máximo de cuatro ciclos, los valores de pag t y norte t estimado para F t valores en la misma fase ( F t = F t + ϕ ) se vuelven idénticos, es decir pag t = pag t + ϕ y norte t = norte t + ϕ . En la Fig.2, proporcionamos algunos gráficos ejemplares para los escenarios donde la aptitud de los homocigotos en el anfitrión incorrecto es siempre cero ( w X,aa = 0) que muestra la dinámica en la frecuencia de alelos y el tamaño de la población de parásitos como la proporción F t de anfitrión H fluctúa a través del tiempo. Reconocemos que con baja aptitud heterocigota ( w X,xy = 0,1) la población de parásitos suele estar dominada por un solo alelo. Las transiciones de utilizar un huésped a utilizar el otro ocurren en períodos muy breves, es decir, en unas pocas generaciones. Esto implica que los biólogos de campo a menudo no reportan la coexistencia de parásitos especializados en diferentes hospedadores, aunque ambos hospedadores estén disponibles en todo momento. Tenga en cuenta también que la dinámica de estas transiciones proporciona un caso de histéresis: la proporción de host H tiene que bajar a valores muy pequeños antes de la transición a host C se produce, mientras que para que se produzca la transición hacia atrás F t primero tiene que volver a aumentar a valores bastante grandes. Esto implica además que, en la mayoría de los casos, la abundancia de alelos h no refleja la abundancia relativa de hospedante H (valores en el F t - pag t Los gráficos de fase suelen estar lejos de la diagonal principal (Fig. 2d.1). Estos efectos se atenúan a medida que ampliamos los valores de w X,xy , es decir, la transición de usar un host a usar el otro se vuelve más gradual. Con valores de w X,aa = 0,7, la frecuencia del alelo h corresponde más o menos a la frecuencia real de host H . Además, observamos que los períodos de transición en el uso de hospedadores pueden estar asociados con una reducción sustancial en el tamaño de la población del parásito, especialmente si w X,xy es pequeño (Fig. 2c e información complementaria Fig. A1).

El escenario presentado en la Fig.2 corresponde al mostrado en la Fig.1a para el caso w X,aa & lt 0.5, es decir, el caso en el que no existe un equilibrio estable en el caso estático, y con el de la figura 1b, si w X,xy & gt 0,5. En la información de apoyo, figura A2, proporcionamos resultados para simulaciones similares, pero con el supuesto de que w X,xy = w X,aa . Es de destacar que en estas últimas simulaciones los ciclos fuertes en la frecuencia de los alelos pag t y la histéresis descrita anteriormente se mantienen también para los valores altos w X,xy = w X,aa = 0,7. Además, un cambio de anfitrión ocurre cuanto más tarde en el ciclo, mayor w X,xy , mientras que en la Fig. 2b, reconocemos la tendencia opuesta.

En la figura 3, resumimos los efectos de la aptitud heterocigota w X,xy , tasa de crecimiento neto del parásito R , número proporcional de inmigrantes parásitos ( I/K de tipo S.S y cc) y longitud φ de un ciclo completo a través de la abundancia de hospedadores F para la fracción de generaciones donde la coexistencia se detectaría en un umbral de D ≥ 0,025. La convivencia se ve afectada por todas las variables investigadas con una interesante respuesta unimodal a los cambios en la fecundidad neta R : Para valores de R & lt 2.5, la fracción de generaciones con coexistencia detectable disminuye con el aumento R pero más allá de ese valor, la fracción de generaciones con coexistencia reportada volvería a aumentar gradualmente. Inmigración masiva de homocigotos, es decir C. El 5% del tamaño máximo de la población adulta (fila inferior de paneles en la Fig.3) también aumenta en gran medida la proporción de generaciones en las que ambos alelos se encontrarían en la población (tenga en cuenta que la proporción se mide al final del ciclo de vida de las larvas, es decir, después de la selección pero antes de la inmigración). Finalmente, con ciclos de hospedadores más rápidos, una mayor proporción de generaciones entrará en el rango de coexistencia. En general, las condiciones previas para encontrar coexistencia (con la definición liberal aplicada aquí) son una alta aptitud heterocigota en combinación con tasas de crecimiento de parásitos muy bajas o rápidas y una inmigración de parásitos sustancial (ver discusión).

En el escenario alternativo con w X,xy = w X,aa , encontramos un patrón más complejo, observe que este escenario corresponde al que se muestra en la Fig. 1c con una zona II en todo el rango de abundancia de hospedantes (equilibrio inestable). Especialmente con baja inmigración, encontramos dominios grandes y separados en el espacio de parámetros donde la coexistencia de especies rara vez se detectaría (Información de apoyo, Fig. A3). Un dominio (aptitud heterocigota baja) es en principio similar al obtenido en las simulaciones anteriores pero un segundo con valores intermedios de aptitud w X,xy = w X,aa y valores bastante grandes de R emerge porque una transición de anfitrión no ocurre en absoluto perceptible por el hecho de que pag t valores (inicializados con pag0 = 0,99) nunca caiga a valores por debajo de 0,9 (no se muestran los resultados). Finalmente, como w X,xy = w X,aa se aproxima al valor de 1, todos los valores de aptitud se vuelven similares y, con la inmigración simétrica como se asume aquí, la coexistencia estable emerge con pag t valores cercanos a 0,5.


Consumo del caracol de barro invasor de Nueva Zelanda (Potamopyrgus antipodarum) por depredadores benthívoros en lagos templados: un estudio de caso de Lituania

Las especies introducidas interactúan tanto directa como indirectamente con las especies nativas. De particular interés desde el punto de vista de la ordenación pesquera es cómo el caracol de barro invasor de Nueva Zelanda, Potamopyrgus antipodarum, puede alterar la dieta de pescados y cangrejos de río. Si el caracol es algo resistente a la depredación, no puede incluirse fácilmente en la dieta de los depredadores. Examinamos las interacciones directas entre los introducidos P. antipodarum y depredadores benthívoros locales de lagos templados a través de experimentos de laboratorio y estudios de campo. La encuesta de campo mostró que pag. antipodarum dominado en las comunidades de macroinvertebrados de los lagos estudiados. Los experimentos de alimentación indicaron un bajo consumo de pag. antipodarum por la mayoría de sus depredadores potenciales. El estudio de la dieta de campo mostró que las principales especies de peces no consumieron significativamente pag. antipodarum. Además, se comprobó que este caracol puede sobrevivir pasando por el tracto gastrointestinal de las especies de peces más estudiadas. En consecuencia, como el pescado local no consume P. antipodarum, una parte de la producción primaria del lago queda bloqueada en niveles tróficos inferiores. Por lo tanto, existe una preocupación legítima de que la invasión de este caracol pueda reducir el flujo directo de producción primaria hacia niveles tróficos más altos en los lagos templados.

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Ver el vídeo: Presas vs depredadores quien ganara? (Agosto 2022).