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Identificar orugas y, si es posible, parasitoide (Sabah, norte de Borneo)

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Alguien en Twitter publicó ayer unas fotos de un bulto de barro que, al caer de una silla por accidente, reveló una serie de orugas: https://twitter.com/solomilne/status/956135158381334528

Subí una de las fotos a continuación. La suposición (que parece razonable, pero supongo que no es segura) es que los dejó allí un parasitoide.

¿Alguien puede identificar las orugas, confirmar si es probable que las haya dejado un parasitoide y, de ser así, identificar al posible culpable? La muestra procedía de una zona boscosa de Sabah, en el norte de Borneo; Le pedí una talla a la persona que publicó las fotos.


Estas son larvas de avispa, pero probablemente no parasitoides. Son las larvas de avispas depredadoras esfécidas o crabrónidas, las cuales construyen nidos de barro, generalmente provistos de arañas u otros artrópodos que han sido matados (y algunas especies de avispas, desmembrados) o paralizados por la avispa hembra (madre). Parece que uno o dos de ellos pueden ser pupas (más cerca de eclosionar - "eclosionar" - como adultos) en lugar de larvas. Si se mantienen con cuidado, se pueden criar hasta la edad adulta para su identificación (al menos por un experto familiarizado con la fauna de avispas aculeado o picador de esa parte del mundo).


Efecto de la transformación del hábitat de pastizales a Acacia mangium Plantación en conjunto de escarabajos peloteros en Kalimantan Oriental, Indonesia

La forestación del Mecanismo de Desarrollo Limpio a menudo implica la creación de plantaciones de árboles de crecimiento rápido en tierras no forestales. Para estimar los posibles impactos de la forestación en la biodiversidad de las especies locales, comparamos la diversidad de escarabajos peloteros recolectados utilizando trampas de caída con cebo colocadas en pastizales, plantaciones de Acacia mangiumy bosques naturales intactos en Kalimantan Oriental, Indonesia. La riqueza de especies en las plantaciones fue mayor que la de los pastizales, pero menor que la de los bosques naturales intactos. El análisis de ordenación reveló que las estructuras de los conjuntos de escarabajos en las plantaciones eran intermedias entre los bosques naturales intactos y los pastizales. Sin embargo, las especies indicadoras de los bosques naturales intactos nunca o rara vez se vieron en las plantaciones. Estos resultados sugieren que la forestación aumenta la diversidad nativa local de escarabajos peloteros, pero que las plantaciones no son colonizadas fácilmente por los indicadores de bosques naturales intactos. Por el contrario, se sugiere que la forestación disminuye la abundancia de dos especialistas en pastizales.

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Abstrak

Penyerpihan habitat semulajadi boleh memudaratkan sesuatu spesies jika ianya gagal menyeberangi sempadan bukan habitat bagi mencapai lokasi baharu yang seterusnya boleh mengurangkan fungsi habitat semulajadi hutan yang bersambungan. Habitat yang bersambung adalah penting bagi meningkatkan julat pergerakan spesies ketika perubahan iklim dan oleh itu, adalah amat penting untuk mengetahui faktor-faktor yang mungkin menghalang pergerakan mereka dalam landskap yang telah diubahsusia. Di kawasan tropika, perkembangan pesat pertanian telah menyebabkan banyak hutan hujan semulajadi menjadi habitat yang terserpih, dan ia akan menyebabkan potensi sesuatu spesies yang mempunyai kepelbagaian biologi yang tinggi dan amat bergantung terhase terhase habitat huj. Kebarangkalian untuk menyeberangi sempadan bukan habitat adalah penting dalam menentukan penyebaran spesies di kawasan landskap hutan hujan yang terserpih dan oleh itu, penyelidikan tentang pergerakan spesies di kawasan hutan hujan danak sempak di kenhag klagani modelo kelagan. dikaji. Sebanyak 1666 individu dari 65 spesies kupu-kupu telah ditandai dan sebanyak 19 peratus (100/527) adalah individu yang telah melintasi sempadan bukan habitat. Sesetengah spesies kerap melintasi sempadan bukan habitat dan pergerakan mereka adalah dari kawasan hutan hujan ke ladang kelapa sawit. Walaubagaimanapun, penyeberangan sempadan bukan habitat dari hutan ke ladang kelapa sawit bagi spesies kupu-kupu yang berjaya ditangkap semula yang telah dikesan adalah kurang daripada 50 peratus (12/28) dan ianya dikuasai tumbers mea-spesuphies kupu yangkap kawasan ladang kelapa sawit. Secara amnya, ladang kelapa sawit boleh bertindak sebagai penyekat kepada pergerakan sesuatu spesies yang bergantung penuh terhadap habitat hutan hujan wajar ditonjolkan.

En todo el mundo, los hábitats naturales están siendo fragmentados por las actividades humanas con consecuencias perjudiciales para la biodiversidad (Canale et al. 2012, Melo et al. 2013, Almeida-Gomes et al. 2016). La conectividad del hábitat es importante para la persistencia de la población (Hanski 1999), y se predice que las especies cambiarán sus rangos en respuesta al cambio climático (Chen et al. 2011), por lo que es importante comprender la permeabilidad de los paisajes fragmentados (Hodgson et al. 2011) y para mantener la conectividad del paisaje (Martensen et al. 2008). La pérdida de conectividad es de particular preocupación en las regiones tropicales (Wade et al. 2003) porque las selvas tropicales son puntos calientes de biodiversidad, pero ya han experimentado una deforestación extensa (Gibbs et al. 2010). Por ejemplo, en partes del sudeste asiático, la fragmentación de los bosques de tierras bajas se debe principalmente a la expansión de las plantaciones de palma aceitera a gran escala (Elaeis guineensis Jacq.) (Gaveau et al. 2014), lo que puede conducir al aislamiento de poblaciones de especies dependientes del bosque en las áreas restantes de bosque dentro de estos paisajes (Scriven et al. 2015 ).

La capacidad de las especies para moverse entre parches de hábitat depende de la capacidad de dispersión de las especies, un proceso complejo que integra los costos físicos del movimiento a través del hábitat preferido (Bonte et al. 2012), la respuesta de las especies a los límites del hábitat (Kallioniemi et al. 2014) y la permeabilidad de la matriz (Perfecto & Vandermeer 2002). Para que las especies de bosques tropicales se dispersen con éxito a través de hábitats fragmentados, necesitan cruzar bordes de bosque y no bosque, que con frecuencia los especialistas forestales evitan (p.ej., Laurance 2004, Watson et al. 2004). Por lo tanto, un componente importante de la dispersión involucra el comportamiento de las especies al llegar al borde del bosque, y las respuestas a los límites del hábitat afectan las tasas de emigración desde un hábitat adecuado (Ries y Debinski 2001). Cruce de límites por individuos (p.ej., mariposas) pueden ser parte de una caminata o movimiento aleatorio (p.ej., ver Schultz et al. 2012), aunque también es probable que el cruce pueda representar una decisión activa de un individuo de dejar áreas de hábitat adecuado, por lo que la probabilidad de cruzar un borde puede ser un indicador de la capacidad de dispersión. Sin embargo, dejar áreas de hábitat adecuado no siempre indica una dispersión a mayor distancia (ver revisión de Stevens et al. 2010), pero el cruce de fronteras es un requisito previo para las personas que se mueven a través de paisajes muy fragmentados.

Mientras que algunas especies de bosques tropicales evitan los bordes del bosque (Hansbauer et al. 2008), hay poca información sobre la variación en el cruce de límites entre especies. En las regiones templadas, se ha demostrado que las especies reconocen los límites entre hábitats adecuados e inadecuados y pueden controlar activamente su tasa de cruce de límites (Conradt & Roper 2006) y modificar su comportamiento de movimiento en respuesta a los límites (p.ej., aves: Rodríguez et al. 2001, mariposas: Schultz & Crone 2001, grillos arbustivos: Berggren et al. 2002, y salamandras: Rittenhouse & Semlitsch 2006). Varios estudios de mariposas en zonas templadas también han informado diferencias específicas de especies en la capacidad de cruzar los límites (p.ej., Haddad 1999, Ries y Debinski 2001, Kallioniemi et al. 2014), y las diferencias entre especies en sus niveles generales de actividad también pueden afectar las tasas de cruce de fronteras (Mair et al. 2015). Por lo tanto, la evidencia actual implica que las especies tropicales pueden variar en su sensibilidad a los límites del hábitat y, por lo tanto, a los efectos de la fragmentación de la selva tropical, pero faltan datos que cuantifiquen el movimiento de especies a través de las fronteras de la selva tropical y cómo los rasgos ecológicos influyen en el comportamiento de cruce de bordes.

Se predice que el movimiento de individuos a través de un límite de hábitat seguirá la productividad (Rand et al. 2006) y fuente-sumidero de población (Pulliam 1998, Tscharntke et al. 2005) gradientes. En ambos tropicales (p.ej., Lucey & Hill 2012) y templado (p.ej., González et al. 2015), hay evidencia de desbordamiento de hábitats naturales a sistemas gestionados, aunque el desbordamiento también puede ocurrir en la dirección opuesta (Barcelos et al. 2015). Estudiar el movimiento neto de individuos a través de los límites de la selva tropical y la agricultura es importante para comprender la diversidad de especies y el funcionamiento del ecosistema, por ejemplo, si las plagas forestales se trasladan a las plantaciones y reducen el rendimiento de los cultivos o si los depredadores que habitan los cultivos se trasladan a los bosques y reducen la biodiversidad (Rand et al. 2006 ).

La conversión de la selva tropical a la agricultura de palma aceitera reduce la biodiversidad tropical (Fitzherbert et al. 2008) y las extensiones restantes de selva tropical se aíslan dentro de los paisajes agrícolas (Scriven et al. 2015). Para desarrollar una gestión de conservación eficaz, existe una necesidad imperiosa de determinar la permeabilidad de los límites de las plantaciones de palma aceitera a las especies que dependen de los bosques (es decir., especies que dependen del hábitat forestal para reproducirse). Si las especies forestales no pueden cruzar los límites del bosque, las plantaciones constituirán barreras para el movimiento de individuos entre parcelas de bosque, lo que reducirá la conectividad del hábitat para estas especies. Investigamos el movimiento de especies en los límites de los bosques y las plantaciones de palma aceitera y probamos la hipótesis de que el flujo neto de individuos es del bosque a las plantaciones, y que las plantaciones son barreras para el movimiento de muchas especies que dependen del bosque, por lo tanto, predijimos menos movimientos generales de especies. del bosque a las plantaciones en comparación con los movimientos dentro del bosque. Además, predijimos que las plantaciones serán una barrera menor para las especies cuyas plantas hospedantes larvarias se encuentran dentro de la plantación, y también examinamos si otros rasgos de las especies (longitud del ala delantera, especificidad de la planta hospedante larvaria y tamaño del rango geográfico) afectaron el cruce de límites. Seleccionamos estos rasgos para estudiarlos porque previamente se ha demostrado que afectan la sensibilidad de las especies de mariposas tropicales a la fragmentación del bosque (Benedick et al. 2006). El taxón de nuestro estudio fueron las mariposas ninfálidas, que son diversas (Benedick et al. 2006), relativamente móvil (Marchant et al. 2015), y muchas especies dependen de los bosques de dosel cerrado (Hill et al. 2001). También se ha demostrado que las distribuciones de mariposas se correlacionan bien con los patrones observados en otros taxones (Schulze et al. 2004, Thomas 2005, Gardner et al. 2008), por lo que las mariposas se consideran indicadores ecológicos sensibles de los cambios ambientales (Cleary 2004).


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Métodos

Materiales

The greatest part of the material examined for this study is preserved in the collection of the Natural History Museum, London (BMNH), with significant studied material also in the Biosystematics Laboratory, Kyushu University, Fukuoka (BLKU). During this work, more than 8500 museum specimens were examined, and approximately 200 genitalia dissections prepared. In addition, research was undertaken on the extensive type material of these butterflies held in the BMNH collections to ensure that, as far as possible, the species group names applied are typified correctly and appropriate to employ.

Other material examined is located in the Entomological Laboratory, Faculty of Agriculture, Kyushu University (AGKU), Muséum National d’Histoire Naturelle, Paris (MNHN), Oxford University Museum of Natural History (OUMNH) and the Bishop Museum, Honolulu (BPBM).

Genitalia preparation and terminology

For the preparation of genitalia, either the entire abdomen or posterior half of the abdomen was removed, macerated in 10% aqueous KOH, and dissected in water using a binocular microscope. Except where noted, genitalia drawings were executed using a camera lucida from the entire genitalia or single parts submerged in a Petri dish of water, without any compression by glass slide and cover slip. For better contrast, some preparations were stained with Chlorazol Black. Terminology for male genitalia is based on Shirôzu's (1960: 1–10) extensive account, except that we use the term phallus instead of the more frequent ‘aedeagus’, as endorsed by Kristensen (2003) . Terminology for female genitalia mainly follows van Son (1949) , with some additions from Kusnezov (1915) and Yamauchi & Yata (2004) .

Wing venation terminology

The Comstock–Needham wing-vein and cell nomenclature adopted in the descriptions is based on Nielsen & Common (1991) and Smith & Vane-Wright (2001) . This terminology, together with the numerical system employed by Yata (1981) and many other lepidopterists (e.g. Corbet & Pendlebury, 1992 ), is illustrated in Fig. 1.

Wing venation of Appias (Catophaga) paulina, showing both the Comstock–Needham terminology and the numerical system (small ciphers) for the long veins. The short cross-veins closing the discal are notated according to common lepidopterological practice: upper, middle and lower discocelluar veins (udc, mdc, ldc). The cells are notated using the Comstock–Needham system only. Dotted lines in the discal cells indicate ‘folds’ (probable courses of proximal parts of veins M1–M3), and in CuA2 the lost vein CuB (which supposedly appears during early development but is later resorbed). Based in part on Smith & Vane-Wright (2001: 513 , fig. 7).


Discusión

This study suggests that vertical sampling is important to obtain accurate measurements of the insect fauna in managed forest stands. The vertical distribution of insects was significantly different among the three management types studied. A greater proportion of the insect fauna was recovered close to the ground in clearcut stands than in selection and shelterwood stands. There was a greater decline in insect richness with increasing trap height in the clearcut stands than in the selection and shelterwood stands ( Table 1 Fig. 2) and traps above 5 m recovered a greater number of additional morphs in shelterwood and selection stands than in clearcut stands ( Table 2 Fig. 3). Furthermore, the individual insect morphs that showed differing height associations among the management systems and associations for the top traps in this study provide further evidence that sampling along a vertical gradient is important (Tables 3 and 4).

The detected variability in the vertical distribution of insects may reflect trap placement in relation to the canopy of the stands. Despite variation in canopy height the greatest abundance and diversity of insects has been found within and just above the canopy of the forest ( Sutton and Hudson 1980, Sutton 1983, Sutton et al. 1983, Kato et al. 1995). In our study, the top traps were above the canopy in clearcut stands, within the canopy in shelterwood stands, and just into the bottom edge of the canopy in selection stands. In clearcut stands, the paucity of additional morphs in the top traps and sharper decline in insect richness with increasing trap height suggests that the lower traps adequately sampled the canopy fauna. Conversely, the greater proportion of additional insect morphs collected in the top traps of shelterwood stands indicates the top traps were sampling the relatively taller shelterwood canopy. In the selection stands the top traps sampled only the bottom edge of the canopy. To compare the insect communities of forest stands with differences in stand structure vertical sampling must be done within comparable physiognomic classes of vegetation.

We thank J. Brisette, D. Debinski, F. Drummond, W. Haltemann, J. N. Jaros, and A. White for thoughtful reviews that significantly improved the manuscript. Considerable technical assistance was provided by the staff at the Penobscot Experimental Forest. Voucher and reference collections are stored at The University of Maine Insect Museum. This research was funded by USDA National Research Initiatives award no 96-35106-3725, USDA Forest Service cooperative agreement no. 23-938, and the University of Maine's Forest Ecosystem Research Project, Department of Biological Sciences, and Department of Wildlife Ecology. Maine Agriculture and forestry experiment station publication No. 2458.


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