Diversidad de especies
ResumenAntecedentesAlgunas de las fluctuaciones temporales más marcadas en la abundancia de especies están vinculadas a las estaciones. En teoría, los conjuntos multiespecíficos pueden persistir si las especies utilizan recursos compartidos en diferentes momentos, minimizando así la competencia interespecífica. Sin embargo, hay pocas pruebas empíricas que respalden estas predicciones y, hasta donde sabemos, la variación estacional nunca se ha explorado en el contexto de la coexistencia mediada por las fluctuaciones.ResultadosUsando un conjunto de peces estuarinos excepcionalmente bien documentado, muestreado mensualmente durante más de 30 años, mostramos que los cambios temporales en la abundancia de las especies sustentan la coexistencia de las mismas. Las especies se dividen en distintos grupos estacionales, dentro de los cuales el uso espacial de los recursos es más heterogéneo de lo que cabría esperar por azar en aquellos momentos en los que la competencia por el alimento es más intensa. Estos resultados revelan que los cambios espacio-temporales en la composición de la comunidad minimizan las interacciones competitivas y ayudan a estabilizar la abundancia total.
Estadísticas de abundancia
La ecología de comunidades es el estudio de un conjunto de especies que coexisten en un momento y lugar determinados. Uno de los objetivos principales de la ecología de comunidades es entender cómo se organizan las comunidades identificando, describiendo y explicando los patrones generales que subyacen a la estructura de las comunidades. Un ejemplo de este tipo de patrones es que algunas especies nunca aparecen juntas en el mismo lugar. Este patrón puede explicarse de varias maneras: una especie puede excluir a la otra por competencia o, alternativamente, simplemente prefieren hábitats diferentes.
Aunque puede ser relativamente fácil explicar los patrones cuando sólo hay un puñado de especies implicadas, ha resultado difícil proporcionar reglas generales sobre comunidades enteras en las que coexisten e interactúan muchas especies. Estas reglas generales serían muy útiles, ya que nos permitirían comprender mejor el funcionamiento de las comunidades y predecir cómo responderían a los cambios ambientales, por ejemplo, el calentamiento global o los esfuerzos de restauración. Aunque hay pocas reglas que sean universalmente ciertas en la ecología de comunidades (Lawton 1999), existen patrones regulares y predecibles. En la mayoría de los conjuntos naturales, unas pocas especies constituyen la mayoría de los individuos (Figura 1; Preston 1948). Este patrón de distribución de la abundancia de las especies va acompañado, a mayor escala, de la tendencia de las especies más extendidas a aparecer en mayores densidades en comparación con las especies de distribución geográfica restringida. Esta relación se denomina relación distribución-abundancia.
Índice de abundancia relativa
La riqueza de especies y la abundancia relativa son los dos factores que se tienen en cuenta para medir la diversidad de especies. La riqueza de especies se refiere al número de especies en un área. La abundancia de especies se refiere al número de individuos por especie. La abundancia relativa de especies es la frecuencia de una especie en relación con las demás especies en un lugar determinado.
Por ejemplo, en la imagen siguiente, podemos ver que estas dos comunidades están compuestas por las mismas especies y son idénticas en cuanto a la riqueza de especies. Tienen cuatro especies de árboles diferentes. Sin embargo, difieren en cuanto a la abundancia relativa de especies:
La comunidad 2 está compuesta principalmente por la especie A. La especie A tiene una abundancia relativa de especies elevada en comparación con las especies B, C y D. Si observamos la comunidad 1, cada una de las cuatro especies contribuye al 25% de la población. La abundancia relativa de cada especie está más repartida que en la Comunidad 1.
Abundancia relativa
Desde el inicio de la producción de cultivos, las malas hierbas han representado una grave limitación para la agricultura mundial, ya que cuando no se controlan pueden causar más del 80% de pérdida de rendimiento (Cousens y Mortimer, 1995). La práctica agrícola ha demostrado que los principios básicos de la gestión integrada utilizados para el control de los insectos también deberían adoptarse para el control de las malas hierbas (Labrada, 2003). En contraposición a las tácticas de gestión de plagas, el establecimiento de programas de gestión integrada de malas hierbas centrados en diversas especies de malas hierbas con diferentes atributos de historia vital puede ser especialmente complicado. Por ello, se considera necesario establecer sistemas estables que necesiten una conciencia ecológica más allá del ámbito de las especies individuales (Mortensen et al., 2000).
Cada práctica agrícola tiene un mayor o menor potencial para influir en la abundancia y diversidad de especies de malas hierbas en un campo de cultivo. Se ha informado de los efectos tanto positivos como negativos de la reducción de la intensidad de laboreo sobre la diversidad de malas hierbas. En general, los sistemas de labranza de conservación suelen aumentar la abundancia de malas hierbas (Travlos y Economou, 2010; Melander et al., 2013), mientras que las tendencias relativas a la diversidad de malas hierbas son menos claras y suelen depender de la base (a largo o medio plazo) de las evaluaciones pertinentes (Hernández Plaza et al., 2011; Bilalis et al., 2012b; Santín-Montanyá et al., 2013). En muchos casos, las especies anuales de hoja ancha tienden a ser más abundantes en los sistemas de labranza convencional frecuentemente perturbados (Streit et al., 2003), mientras que las malas hierbas perennes se ven favorecidas por la ausencia de perturbación (Buhler, 1995). Sin embargo, en campos de hortalizas en California, el laboreo reducido aumentó la densidad de malas hierbas como la latifoliada anual Capsella bursa-pastoris en los 15 cm superiores del suelo en comparación con el laboreo convencional (Fennimore y Jackson, 2003).
