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Dans l'ensemble, qu'est-ce qui est le plus important : capturer des proies ou survivre aux prédateurs ou aux parasites ?

Dans l'ensemble, qu'est-ce qui est le plus important : capturer des proies ou survivre aux prédateurs ou aux parasites ?


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Pour les animaux dans la nature, l'intensité de la sélection a-t-elle tendance à être plus forte sur les capacités utilisées contre les parasites ou les prédateurs ou les capacités utilisées contre les proies ? Tout rapport empirique serait apprécié.

Je comprends que cela dépendrait un peu de l'espèce et de l'époque, mais je parle d'une génération typique dans la plupart des espèces.


Interactions entre le champignon entomopathogène Beauveria bassiana et l'acarien prédateur Neoseiulus barkeri et le contrôle biologique de leur proie/hôte partagé Frankliniella occidentalis

Soit B. bassiana ou N. barkeri considérablement supprimé les populations de thrips.

Application simultanée de B. bassiana et N. barkeri causé des effets non additifs.

Conidies a adhéré N. barkeri conduire à une infection des thrips exposés.

La mortalité des thrips causée par la dissémination des acariens dans les conidies a diminué en 48 h.


L'effet de l'ajout de phosphore, de l'humidité du sol et du type de plante sur l'abondance des nématodes du sol et la composition de la communauté

Les variables environnementales telles que l'humidité du sol et le phosphore (P) pourraient influencer la biodiversité aérienne et souterraine. Dans cette étude, nous avons étudié les effets multifactoriels individuels et interactifs rarement rapportés de l'humidité du sol et de l'ajout de phosphore avec le type d'espèces d'arbres aériens (interactions biologiques) sur la structure de la communauté de nématodes du sol.

Matériaux et méthodes

Nous avons établi un plan expérimental complètement randomisé avec deux types de plantes (N2-fixateur et fixateur sans azote) et différentes combinaisons de traitements de l'eau et d'ajouts de P (c. communauté de nématodes. Des échantillons de sol ont été prélevés à la fin de l'expérience et ont été analysés pour la teneur en humidité du sol (SM), le phosphore disponible (aP), l'azote nitrique (NO3 − –N), azote ammoniacal (NH4 + –N), le carbone organique dissous (COD), l'azote organique dissous (DON) et la communauté de nématodes. Les groupes trophiques suivants ont été attribués aux nématodes : bactérivores (Ba), fongivores (Fu), omnivores-prédateurs (Op) et parasites des plantes (PP). L'indice de canal (CI), l'indice d'enrichissement (EI), l'indice de maturité (MI), la richesse du genre (GR) et la dominance de Simpson (Ig) ont été adoptés pour indiquer les indices du réseau trophique des nématodes.

Résultats et discussion

L'ajout de phosphore et son interaction avec les traitements de l'eau n'ont eu aucun effet statistiquement significatif sur la communauté des nématodes du sol, mais il y a eu une diminution significative (p < 0,05) effets de l'addition de P sur la densité totale des nématodes du N2-fixation de l'arbre sous traitement optimal de l'eau. Il n'y avait pas d'effets interactifs significatifs de l'ajout de P et des traitements à l'eau sur tous les groupes trophiques, mais le type de plante, les traitements à l'eau et leurs interactions ont significativement affecté la densité de la plupart des groupes trophiques de nématodes. Les abondances totales de nématodes bactérivores, phytoparasites, omnivores et l'indice d'enrichissement étaient significativement plus élevés dans le N2-fixateurs que dans l'arbre non fixateur d'azote.

Conclusion

L'abondance des nématodes du sol et la composition de la communauté étaient plus affectées par le type de plante que par l'ajout de P et son interaction avec les traitements de l'eau. La sécheresse a exercé des effets néfastes sur la densité totale des nématodes du sol, les genres dominants et les groupes trophiques. Cette étude a démontré que le taux d'impact de la sécheresse dépend davantage du type d'arbre et que N2-arbre fixateur pourrait encore maintenir la structure du réseau trophique du sol indépendamment des changements environnementaux.


Introduction

Les parasites sont des composants omniprésents des environnements marins avec le potentiel d'affecter le comportement, les besoins énergétiques, la condition, la reproduction et la survie de leurs hôtes (Lafferty et Kuris, 2009, Moore, 2002, Mouritsen et Poulin, 2002, Sousa, 1991). Si l'hôte est une espèce clé ou dominante sur le plan écologique, de telles interactions hôte-parasite peuvent finalement influencer l'organisation et le fonctionnement des communautés côtières (Mouritsen et Haun, 2008, Mouritsen et Poulin, 2002, Mouritsen et Poulin, 2010, Wood et al. , 2007).

Le crabe de rivage, Carcinus maenas (Linné, 1758), est un prédateur épibenthique largement répandu et souvent abondant qui habite les habitats intertidaux à fond mou et dur des côtes et des estuaires européens. Il a été introduit par inadvertance sur la côte atlantique de l'Amérique du Nord au début du XIXe siècle et a depuis colonisé certaines régions du Japon, de l'Australie, de l'Argentine, de l'Afrique du Sud, de la Tasmanie et de l'ouest de l'Amérique du Nord (voir Darling et al., 2008). Dans toute son aire de répartition, le crabe de rivage est une espèce influente sur le plan écologique dans les communautés benthiques, notamment en raison de son écologie alimentaire (Grosholz et Ruiz, 1995, Grosholz et al., 2000, Reise, 1985). Le régime alimentaire du crabe de rivage se compose d'une variété d'espèces d'invertébrés ainsi que de téléostéens et de macroalgues, mais il montre souvent une préférence pour les bivalves, en particulier les espèces à carapace mince comme la moule bleue (Mytilus edulis) (Baeta et al., 2006, Lee et Seed, 1992, Mascaró et Seed, 2001, Raffaelli et al., 1989, Reid et al., 1997). Étant donné que le crabe préfère également certaines classes de taille de bivalves, cela peut avoir un impact non seulement sur l'abondance mais aussi sur la distribution des tailles des bivalves (Burch et Seed, 2000, Elner et Hughes, 1978, Mascaró et Seed, 2001).

Le crabe de rivage sert d'hôte à la balane rhizocéphale Sacculina carcini Thompson, 1836. Cypris de S. carcini se déposent sur la cuticule du crabe, pénètrent dans l'hémocèle et développent un réseau interne semblable à une racine (interna) dans tout le tissu du crabe. Lors de la maturation, une partie de l'interna rompt l'exosquelette abdominal du crabe et forme une structure en forme de sac (externa) contenant les organes reproducteurs du parasite (Høeg et Lützen, 1995). La prévalence de l'infection de S. carcini dans la population de crabes de rivage montrent une grande variation spatio-temporelle allant généralement de quelques à 20 %, et peuvent même localement atteindre 40 à 90 % (Lützen, 1984, Mathieson et al., 1998, Rasmussen, 1973, Torchin et al., 2001, Werner, 2001, Zetlmeisl et al., 2011 données non publiées).

S. carcini infecte et castre les deux sexes C. maenas et inhibe la mue (Høeg, 1995), réduit l'état général (Mouritsen et Jensen, 2006) et augmente le taux de mortalité des crabes infectés (Goddard et al., 2005). De plus, les crabes de rivage mâles deviennent généralement féminisés sur le plan comportemental et morphologique, cette dernière impliquant également une réduction de la taille des chélipèdes (Høeg, 1995, Kristensen et al., 2012, Lafferty et Kuris, 2009, Mouritsen et Jensen, 2006).

Compte tenu du rôle écologique important des crabes de rivage dans les communautés benthiques, il est crucial de comprendre si et dans quelle mesure le parasitisme modifie la biologie alimentaire du crabe, dont on ne sait rien actuellement. Ceci est encore souligné par le fait que S. carcini n'a jamais été introduit avec ses hôtes lors d'invasions de crabes de rivage hors d'Europe (Thresher et al., 2000).

Le parasitisme affecte généralement le comportement alimentaire des hôtes (Moore, 2002) et parce que l'infection par S. carcini entraîne une réduction de la taille des pinces des crabes mâles, une partie décisive de l'appareil d'alimentation, ce parasite peut potentiellement avoir un impact profond sur le comportement de recherche de nourriture de son hôte. Par conséquent, le but de la présente enquête était d'évaluer l'impact de S. carcini infections sur le taux de consommation et la sélection de la taille des proies par les crabes de rivage mâles, C. maenas, à l'aide de moules bleues, M. edulis, comme proie.


Abattage optimal et contrôle biologique dans un modèle prédateur-proie

Les espèces envahissantes causent d'énormes problèmes dans les écosystèmes du monde entier. Motivés par les chats sauvages introduits qui s'attaquent aux populations d'oiseaux et menacent de les faire disparaître sur des îles océaniques éloignées, nous formulons et analysons des problèmes de contrôle optimal. Leur nouveauté est qu'elles impliquent à la fois des contrôles scalaires et dépendant du temps. Ils représentent différentes formes de contrôle, à savoir la libération initiale des prédateurs infectés d'une part et l'abattage ainsi que le piégeage, l'infection et le retour des prédateurs d'autre part. Des combinaisons de différentes méthodes de contrôle ont été proposées pour compléter leurs forces respectives dans la réduction du nombre de prédateurs et ainsi protéger les proies menacées. Ici, nous formulons et analysons un modèle éco-épidémiologique, fournissons des résultats analytiques sur le problème de contrôle optimal et utilisons une méthode de balayage avant-arrière pour les simulations numériques. En prenant en compte différents scénarios écologiques, conditions initiales et durées de contrôle, notre modèle permet de comprendre comment les différentes méthodes interagissent et dans quels cas elles pourraient être efficaces.

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Discussion

À la suite d'invasions multiples, des compositions d'espèces nouvelles et souvent inattendues sont signalées avec de nombreux effets sur la biodiversité indigène. À l'exception du fort effet sur les espèces indigènes, les envahisseurs non indigènes peuvent également avoir un impact sur d'autres envahisseurs non indigènes. Ces interactions ne sont pas encore bien étudiées. Les crevettes tueuses coexistent et interagissent dans de nombreuses rivières européennes avec des espèces d'écrevisses envahissantes. Dans la présente étude, les exemples d'espèces comprenaient deux espèces d'écrevisses envahissantes : (1) les écrevisses signal représentant la famille des Astacidés et donc aussi des écrevisses indigènes partiellement européennes coexistant potentiellement avec les crevettes tueuses, et (2) les écrevisses marbrées représentant la famille des Cambaridae qui diffèrent des astacides, entre autres, par la plus petite taille des œufs et des juvéniles indépendants (Kozák et al. 2015). Les écrevisses, quelle que soit leur famille, se caractérisent par des soins intensifs à la couvée et des soins maternels supplémentaires, même à des stades où les juvéniles se déplacent librement, pleinement développés et indépendants (Aquiloni et Gherardi 2008 Mathews 2011 Vogt 2013).

Au cours du développement embryonnaire, les écrevisses nettoient la couvée et se déplacent par pléopodes pour préparer les meilleures conditions d'incubation. Après l'éclosion, les soins de la femelle se poursuivent pendant les stades de juvéniles dépendants – 1er stade de développement chez les astacides et 1er et 2e stades chez les cambaridés (Vogt 2013 Kozák et al. 2015). Aux stades suivants, les juvéniles deviennent indépendants, se nourrissant activement et se déplaçant à proximité de la mère, mais utilisent toujours l'abdomen de la mère comme un port sûr en cas de danger (Aquiloni et Gherardi 2008 Kubec et al. 2019). Les couvées d'œufs et les jeunes juvéniles semblent donc bien protégés, mais le sont-ils lorsqu'ils sont exposés à une forte pression de crevette tueuse ? Comme on le sait, la crevette tueuse est capable de s'attaquer aux juvéniles cambarides indépendants jusqu'au 4e ou même au 5e stade de développement avec un potentiel de réduire le recrutement de la progéniture des écrevisses (Buřič et al. 2009), mais peut-elle s'attaquer aux juvéniles d'astacides plus gros ou même s'attaquer aux espèces protégées. oeufs et juvéniles directement sur l'abdomen de la femelle? La présente étude a élaboré l'influence de la crevette tueuse sur les couvées d'œufs incubés et les juvéniles du point de vue théorique (prédation sur les œufs/juvéniles détachés sans gardiennage des femelles) ainsi que du point de vue pratique lorsque les femelles porteuses ont été confrontées au groupe de crevettes tueuses à un niveau réaliste. densité de champ plus de 20 fois inférieure aux valeurs maximales rapportées (Van Riel et al. 2006 Gallardo et al. 2012).

Nous avons constaté que la crevette tueuse peut chasser à la fois les œufs et les juvéniles des deux espèces d'écrevisses testées, bien que la plus grande taille des œufs et des juvéniles astacides ainsi que la température d'incubation plus faible des œufs et donc une activité métabolique plus faible des prédateurs puissent les protéger partiellement. Mais les œufs de cambaridés de plus petite taille et les premiers stades de développement étaient de très bonnes proies pour les crevettes tueuses et étaient consommés en grande quantité. Les taux d'attaque estimés et les temps de manipulation ont indiqué que les crevettes tueuses sont plus efficaces (ou préfèrent) capturer les juvéniles que les œufs. De plus, des temps de manipulation plus courts indiquent qu'ils peuvent consommer plus de juvéniles que d'œufs lorsque leurs densités ne sont pas limitées. Dans l'ensemble, il semble que les crevettes tueuses se nourrissent davantage de juvéniles que d'œufs, ce qui est un peu surprenant. Il se peut que la qualité nutritionnelle des œufs soit médiocre par rapport aux juvéniles, ou que les crevettes tueuses préfèrent déplacer leurs proies. Cependant, nous suggérons qu'il est plus probable que les crevettes tueuses luttent simplement pour ouvrir la coquille de l'œuf, ce qui augmente le temps de manipulation. De plus, les juvéniles d'écrevisses sont plus fréquents, de sorte que les amphipodes sont plus «expérimentés» dans leur manipulation tout au long de l'évolution, tandis que les œufs d'écrevisses sont quelque chose de rare dans l'environnement en raison de leur attachement à la mère pendant l'incubation.

La biomasse consommée par la crevette tueuse illustre son impact élevé sur les communautés d'invertébrés (Hellmann et al. 2017). Nous avons confirmé que les crevettes tueuses tuent plus de proies qu'elles ne peuvent en manger (seulement 28 % et 68 % des œufs et des juvéniles d'écrevisses marbrées tuées ont également été consommés), comme le décrivent également Dick et Platvoet (2000). Dans des conditions réelles, où les couvées d'œufs/juvéniles sont activement gardées et soignées par des femelles (Vogt 2013), ce taux pourrait différer. Nous avons décidé d'utiliser des femelles ovigères car la grande majorité du temps où les femelles portent une couvée (œufs et premiers stades de développement des juvéniles) consiste en l'incubation des œufs (Reynolds 2002). Mais la capacité limitée des crevettes tueuses à ouvrir et à manger de gros œufs d'écrevisses signal nous a conduit à utiliser des femelles avec des nouveau-nés frais, c'est-à-dire des juvéniles dans la 1 ère DS, pour voir un effet possible des crevettes tueuses sur la couvée portée. Les femelles porteuses des deux espèces ont gardé leurs couvées, ce qui a entraîné une diminution de plus de 50 % de la quantité de crevettes tueuses au cours de l'expérience. Cependant, les couvées n'étaient pas protégées efficacement car les femelles perdaient une proportion importante de leur progéniture (12 % des nouveau-nés chez les écrevisses signal et 14 % des œufs chez les écrevisses marbrées). Dans le cas des écrevisses signal, plusieurs moitiés de juvéniles ont été observées parmi les juvéniles survivants, confirmant davantage l'impact destructeur de la crevette tueuse sur la couvée. L'effet du cannibalisme des écrevisses peut être exclu ici, car les écrevisses au 1er stade de développement des écrevisses ne se nourrissent pas encore (Reynolds 2002 Kozák et al. 2009). Certaines pertes d'œufs post-manipulation ont été observées chez les écrevisses marbrées, mais elles se sont également produites dans le groupe témoin qui a été manipulé de la même manière. L'expérience a été réalisée dans un espace limité qui peut en fait limiter l'effet de la crevette tueuse en raison des possibilités restreintes d'échapper à la portée des écrevisses. Dans des conditions naturelles, nous suggérons que des pertes de couvées encore plus élevées sont probables dans les zones peuplées de crevettes tueuses en raison de l'espace illimité et de la disponibilité d'espaces d'abri pour les crevettes tueuses pour s'échapper et se cacher (par exemple au fond de plusieurs couches de particules de tailles différentes). Dans de telles conditions, les femelles d'écrevisses ont des possibilités limitées d'attraper l'intrus ou de limiter leurs quantités globales.

Les crevettes tueuses jouent également un rôle important en tant qu'espèces proies dans les écosystèmes d'eau douce européens (Gherardi 2007), et comme prévu, les deux espèces d'écrevisses que nous avons testées ont pu s'en nourrir à une intensité considérable. Cependant, la différence entre l'impact prédateur des deux espèces d'écrevisses était significative. Malgré la plus petite taille des écrevisses marbrées (environ 74 % et 45 % de la taille et du poids des écrevisses signal, respectivement), elle était capable de manger un nombre égal de crevettes tueuses. Cependant, ils ont tué presque deux fois plus de proies que les écrevisses de signal, tout comme d'autres vrais prédateurs qui tuent plus qu'il n'est possible d'en manger (Kruuk 1972 Oksanen et al. 1985 Veselý et al. 2017a, b). Ils ont également consommé près de trois fois la biomasse relative consommée par les écrevisses signal. Le temps de manipulation beaucoup plus faible des proies par les écrevisses marbrées peut aider à expliquer ces résultats. De plus, elles peuvent avoir un taux métabolique plus élevé à 20 °C en tant qu'espèce d'eau chaude que les écrevisses d'eau froide. Les écrevisses marbrées se sont également avérées plus voraces et plus lentes à atteindre la satiété que les écrevisses à joues épineuses (Linzmaier et Jeschke 2019).

Dans l'ensemble, les résultats de nos expériences ont confirmé les capacités prédatrices de la crevette tueuse et mettent en évidence son extrême audace lorsqu'elle attaque des couvées d'œufs d'écrevisses ou de juvéniles activement gardés par des femelles. Ce comportement prédateur audacieux illustre la grave menace posée par les invasions de crevettes tueuses ainsi que le comportement de recherche de nourriture intéressant de chaparder sous la « caméra de sécurité ». C'est un comportement étonnamment risqué, étant donné que les femelles d'écrevisses ont pu manger environ 50% des crevettes tueuses dans le stock expérimental. En raison de son alimentation intensive et agressive sur divers organismes aquatiques (Platvoet et al. 2009 MacNeil et al. 2013 Taylor et Dunn 2017), il n'est pas étonnant que la position trophique de la crevette tueuse soit plus similaire à celle des petits poissons benthiques (Van Riel et al. 2006) ou même aux poissons prédateurs (MacNeil et al. 2010) qu'aux autres gammaridés. En plus de ces impacts trophiques directs, ils sont également de puissants concurrents pour les ressources telles que les abris contre les prédateurs (Van Riel et al. 2007 Platvoet et al. 2009). Des densités de population élevées de crevettes tueuses peuvent amplifier ces effets (Cuthbert et al. 2019) mais peuvent également constituer une bonne source de nourriture pour d'autres organismes aquatiques comme les poissons (Gherardi 2007) ou les écrevisses comme le confirme notre étude. Dans leurs premiers stades de développement, les écrevisses marbrées sont vulnérables à la proie des crevettes tueuses, mais à l'âge adulte, les rôles sont inversés et elles chassent voracement les crevettes tueuses, tuant plus qu'elles ne peuvent manger (ne consommant que

40% des proies tuées). Malgré cette pression de prédation réciproque, ces deux envahisseurs ne sont probablement pas capables de s'éteindre l'un l'autre (par exemple en raison d'autres ressources alimentaires) mais ils peuvent probablement s'affecter négativement pendant la coexistence à long terme.

Nos résultats soutiennent la nécessité d'une enquête plus complexe sur les écosystèmes d'eau douce sur-envahis, où les communautés accumulent de nouvelles espèces envahissantes au fil du temps avec un nombre croissant de types d'interactions et de force entre elles (Collin et Johnson 2014). Dans de nombreux grands systèmes fluviaux, les espèces indigènes sont minoritaires et dans le cas des communautés benthiques, cette situation est encore pire. Le fonctionnement des écosystèmes est donc modifié car l'influence de multiples envahisseurs peut être additive voire multiple (Ricciardi et Atkinson 2004 Penk et al. 2017). Notre étude fournit des preuves supplémentaires que les nouvelles EEE ont non seulement des impacts écologiques majeurs (y compris la prédation sur les espèces indigènes, une compétition accrue pour l'habitat et les ressources, le transfert de maladies ou la dégradation de l'habitat), mais peuvent également théoriquement inhiber, remplacer ou (dans les cas extrêmes) même extirper chacune autre.


Interactions entre la Guêpe Social Digger, Cerceris rubida, et ses mouches parasites de couvée dans une agrégation de nids en Méditerranée

La conséquence fitness de nombreux comportements de la petite guêpe creuseur, Cerceris rubida (Hymenoptera : Crabronidae), la seule espèce européenne de son genre dans laquelle les femelles partagent des nids, sont encore inconnues. Ici, je présente de nouvelles données sur les modèles de nidification et les parasites des nids d'une population italienne de cette guêpe, en mettant l'accent sur les stratégies comportementales qui ont pu évoluer pour réduire le parasitisme du couvain. Les nids ont été établis principalement sur des surfaces horizontales avec une végétation rare et un sol dur, résultant en des nids agglutinés dans l'espace, l'étendue de l'agrégation des nids a augmenté sur une période de 6 ans. Les cellules de couvain de guêpe sont attaquées par la mouche miltogrammine Pterella grisea (Diptera : Sarcophagidae), qui attend le retour des guêpes sur les sites de perchage, puis les suit en vol (vol satellite), finit par atterrir à l'entrée du nid et dépose des larves sans entrer plus loin dans le tunnel. Cette technique semble être adaptative pour les mouches parasites, qui seraient rejetées des nids par les guêpes gardiennes si elles tentaient d'entrer. L'activité quotidienne des mouches correspondait étroitement à l'activité d'approvisionnement de la guêpe hôte, mais C. rubida les femelles ont pu confondre partiellement les mouches traçantes en effectuant des manœuvres d'évitement tout en retournant au nid. Les parcelles avec une densité de nids plus élevée et les nids avec plus de femelles résidentes ont subi plus d'atterrissages de mouches à l'entrée des nids (une condition préalable à la larviposition). Ces tendances ont cependant disparu sur une par base du nid et sur un par base de vol de ravitaillement de guêpes, respectivement. En deux ans, seulement 6 % des cellules de couvain ont été parasitées, une image similaire à celle observée pour les mouches miltogrammines dans les agrégations de nids d'autres Cerceris spp., et de nouvelles données sont nécessaires pour tester s'il y a un avantage de la densité ou du partage des nids contre P. grisea parasitisme.

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Introduction

Cette revue a été rédigée en préface du dossier spécial « Démêler les réseaux écologiques : relations complexité-stabilité et diversité des types d'interaction ». Le thème principal du Dossier spécial est la relation complexité-stabilité et la diversité des types d'interaction. Cinq articles d’auteurs de premier plan sont soumis « Comparing the conservatisme des interactions écologiques dans les réseaux de plantes–pollinisateurs et plantes–herbivores » par Colin Fontaine et Elisa Thébault « Interaction-type diversité hypothese and interaction Strength: the condition for the positive complex-stability effect to surgissent » par Michio Kondoh et Akihiko Mougi « Code-barres ADN à haut débit pour les études de réseaux écologiques » par Hirokazu Toju « Théorie analytique des distributions d'abondance des espèces d'un modèle de communauté aléatoire » par Kei Tokita « La relation stabilité-complexité à 40 ans : un perspective matricielle » par Stefano Allesina et Si Tang. Pour aider les lecteurs de ce Dossier spécial à comprendre la signification contemporaine de ces travaux, j'ai essayé d'écrire une brève revue de l'histoire de la recherche sur la relation complexité-stabilité jusqu'à ce que l'idée de diversité des types d'interaction apparaisse.

Dans la section suivante, « Un bref historique des études sur les relations complexité-stabilité », je présenterai un historique des études sur les relations complexité-stabilité jusqu'à ca. 2010 avant que n'apparaisse l'hypothèse d'une diversité de type d'interaction. La section est composée de 19 sous-sections et j'ai essayé d'expliquer des idées importantes, telles que les interactions indirectes et la dynamique non linéaire, la faisabilité, l'assemblage communautaire, les statistiques du réseau trophique, les modèles de structure du réseau trophique, la force d'interaction, le fonctionnement de l'écosystème, la théorie métabolique, les réseaux complexes, extinctions secondaires et réseaux mutualistes et parasites.

Dans la prochaine section « Les frontières dans les années 2010 », je présenterai les développements récents de la recherche sur la relation complexité-stabilité, en me concentrant sur la diversité des types d'interaction et des techniques théoriques et empiriques. Cette section est composée de six sous-sections sur les communautés avec plusieurs niveaux trophiques et plusieurs types d'interaction, la théorie des matrices aléatoires et l'échantillonnage et le traitement des données à haut débit. Dans cette section, les réalisations des auteurs de ce dossier spécial seront principalement présentées.

Dans la dernière section, « Coda », je conclurai cette revue.


Résultats

Toutes les simulations numériques s'installent rapidement dans des cycles stables entraînés par la dynamique temporelle de l'abondance des hôtes F t : après un maximum de quatre cycles, les valeurs pour p t et N t estimé pour F t valeurs dans la même phase ( F t = F t + ?? ) deviennent identiques, c'est-à-dire p t = p t + ?? et N t = N t + ?? . Dans la Fig. 2, nous fournissons quelques exemples de graphiques pour les scénarios où la fitness des homozygotes dans le mauvais hôte est toujours nulle ( w X,aa = 0 ) montrant la dynamique de la fréquence des allèles et de la taille de la population de parasites en tant que proportion F t de l'hôte H fluctue dans le temps. Nous reconnaissons qu'avec une faible fitness hétérozygote ( w X,xy = 0,1 ) la population de parasites est généralement dominée par un seul allèle, les transitions d'un hôte à l'autre se produisent sur de très brèves périodes, c'est-à-dire en quelques générations. Cela implique que les biologistes de terrain omettent assez souvent de signaler la coexistence de parasites spécialisés sur différents hôtes même si les deux hôtes sont disponibles à tout moment. Notez également que la dynamique de ces transitions fournit un cas d'hystérésis : La proportion d'hôte H doit tomber à de très petites valeurs avant la transition vers l'hôte C se produit, tandis que pour que la transition arrière se produise F t doit d'abord augmenter à nouveau jusqu'à des valeurs assez importantes. Cela implique en outre que la plupart du temps, l'abondance de l'allèle h ne reflète pas l'abondance relative de l'hôte H (valeurs dans le F t - p t tracé de phase sont généralement éloignés de la diagonale principale Fig. 2d.1). Ces effets sont atténués lorsque nous agrandissons les valeurs de w X,xy , c'est-à-dire que la transition de l'utilisation d'un hôte à l'utilisation de l'autre devient plus progressive. Avec des valeurs de w X,aa = 0,7, la fréquence de l'allèle h correspond plus ou moins à la fréquence réelle de l'hôte H . Nous notons en outre que les périodes de transition dans l'utilisation de l'hôte peuvent être associées à une réduction substantielle de la taille de la population du parasite, surtout si w X,xy est petit (Fig. 2c et informations complémentaires Fig. A1).

Le scénario présenté dans la Fig. 2 correspond à celui montré dans la Fig. 1a pour le cas w X,aa < 0.5 , c'est-à-dire le cas où un équilibre stable n'existe pas dans le cas statique, et avec celui de la Fig. 1b, si w X,xy > 0.5 . Dans les informations à l'appui de la figure A2, nous fournissons des résultats pour des simulations similaires, mais avec l'hypothèse que w X,xy = w X,aa . Il est à noter que dans ces dernières simulations les cycles forts de la fréquence allélique p t et l'hystérésis décrite ci-dessus sont maintenues également pour les valeurs élevées w X,xy = w X,aa = 0,7. De plus, un changement d'hôte se produit plus tard dans le cycle, plus w X,xy , alors que sur la figure 2b, nous reconnaissons la tendance inverse.

Dans la figure 3, nous résumons les effets de la fitness des hétérozygotes w X,xy , taux de croissance net du parasite R , nombre proportionnel d'immigrants parasites ( je/K de genre hum et cc) et la longueur ?? d'un cycle complet à travers l'abondance d'hôtes F pour la fraction de générations où la coexistence serait détectée à un seuil de 0,025 . La coexistence est affectée par toutes les variables étudiées avec une réponse unimodale intéressante aux changements de la fécondité nette R : Pour les valeurs de R < 2.5 , la fraction de générations avec une coexistence détectable diminue avec l'augmentation R mais au-delà de cette valeur, la fraction de générations avec coexistence signalée augmenterait progressivement à nouveau. Immigration massive d'homozygotes, c'est-à-dire c. 5 % de la taille maximale de la population adulte (rangée inférieure des panneaux de la figure 3) augmentent également considérablement la proportion de générations où les deux allèles seraient présents dans la population (notez que la proportion est mesurée à la fin du cycle de vie larvaire, c'est-à-dire après sélection mais avant immigration). Enfin, avec des cycles d'hôte plus rapides, une plus grande proportion de générations tombera dans la plage de coexistence. Dans l'ensemble, les conditions préalables pour trouver la coexistence (avec la définition libérale appliquée ici) sont une aptitude élevée des hétérozygotes en combinaison avec des taux de croissance parasitaires très faibles ou rapides et une immigration parasitaire substantielle (voir discussion).

Dans le scénario alternatif avec w X,xy = w X,aa , nous trouvons un modèle plus complexe notant que ce scénario correspond à celui montré dans la Fig. 1c avec une zone II sur toute la gamme d'abondance d'hôtes (équilibre instable). Surtout avec une faible immigration, nous trouvons des domaines vastes et séparés dans l'espace des paramètres où la coexistence d'espèces serait rarement détectée (Informations complémentaires Fig. A3). Un domaine (faible fitness hétérozygote) est en principe similaire à celui obtenu dans les simulations précédentes mais un second avec des valeurs intermédiaires pour la fitness w X,xy = w X,aa et des valeurs assez importantes de R émerge parce qu'une transition d'hôte ne se produit pas du tout perceptible par le fait que p t valeurs (initialisées avec p0 = 0,99 ) ne tombent jamais à des valeurs inférieures à 0,9 (résultats non affichés). Enfin, comme w X,xy = w X,aa approche la valeur de 1, toutes les valeurs de fitness deviennent similaires et, avec une immigration symétrique comme supposé ici, une coexistence stable émerge avec p t valeurs proches de 0,5.


Consommation de l'escargot de boue envahissant de Nouvelle-Zélande (Potamopyrgus antipodarum) par les prédateurs benthivores dans les lacs tempérés : une étude de cas en Lituanie

Les espèces introduites interagissent à la fois directement et indirectement avec les espèces indigènes. Du point de vue de la gestion des pêches, il est particulièrement intéressant de voir comment l'escargot de boue envahissant de Nouvelle-Zélande, Potamopyrgus antipodarum, peut altérer le régime alimentaire des poissons et des écrevisses. Si l'escargot est assez résistant à la prédation, il ne peut pas être facilement inclus dans le régime alimentaire des prédateurs. Nous examinons les interactions directes entre les P. antipodarum et les prédateurs benthivores locaux aux lacs tempérés par le biais d'expériences en laboratoire et d'enquêtes sur le terrain. Une enquête de terrain a montré que P. antipodarum dominante dans les communautés de macroinvertébrés des lacs étudiés. Les expériences d'alimentation ont indiqué une faible consommation de P. antipodarum par la plupart de ses prédateurs potentiels. Une enquête sur le régime alimentaire sur le terrain a montré que les principales espèces de poissons ne consommaient pas de manière significative P. antipodarum. De plus, il a été établi que cet escargot peut survivre en passant par le tractus gastro-intestinal de la plupart des espèces de poissons étudiées. Par conséquent, comme les poissons locaux ne consomment pas P. antipodarum, une partie de la production primaire du lac se retrouve bloquée dans les niveaux trophiques inférieurs. Par conséquent, il est légitime de craindre que l'invasion de cet escargot puisse réduire le flux direct de production primaire vers les niveaux trophiques supérieurs dans les lacs tempérés.

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Commentaires:

  1. Vigrel

    Oh! Malheureusement!

  2. Balgair

    J'ai trouvé la réponse à votre question dans google.com

  3. Macsen

    excuse me, the phrase is deleted

  4. Demarcus

    Et il n'y a rien pour trouver la faute, mais j'aime tellement critiquer ...

  5. Vojora

    Je suis d'accord, cette drôle d'annonce



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