Luận án Tiến sĩ Sinh học: Nghiên cứu đa dạng của họ bọ cánh cứng ăn lá (Chrysomelidae) và mối quan hệ của chúng với thực vật trong điều kiện môi trường của vườn quốc gia Núi Chúa, tỉnh Ninh Thuận, Việt Nam bằng phương pháp sinh học phân tử

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

NGUYỄN THỊ ĐỊNH

NGHIÊN CỨU ĐA DẠNG CỦA HỌ BỌ CÁNH CỨNG ĂN LÁ

(CHRYSOMELIDAE) VÀ MỐI QUAN HỆ CỦA CHÚNG VỚI

THỰC VẬT TRONG ĐIỀU KIỆN MÔI TRƯỜNG CỦA VƯỜN

QUỐC GIA NÚI CHÚA, TỈNH NINH THUẬN, VIỆT NAM

BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC PHÂN TỬ

LUẬN ÁN TIẾN SĨ SINH HỌC

HÀ NỘI -2018

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

NGUYỄN THỊ ĐỊNH

NGHIÊN CỨU ĐA DẠNG CỦA HỌ BỌ CÁNH CỨNG ĂN LÁ

(CHRYSOMELIDAE) VÀ MỐI QUAN HỆ CỦA CHÚNG VỚI

THỰC VẬT TRONG ĐIỀU KIỆN MÔI TRƯỜNG CỦA VƯỜN

QUỐC GIA NÚI CHÚA, TỈNH NINH THUẬN, VIỆT NAM

BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC PHÂN TỬ

Chuyên ngành: Sinh thái học

Mã số: 9 42 01 20

LUẬN ÁN TIẾN SĨ SINH HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

1. PGS.TS. NGUYỄN VĂN SINH

2. TS. JESÚS GÓMEZ-ZURITA

HÀ NỘI - 2018

i

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi. Các số liệu trình

bày trong luận án là trung thực. Một số kết quả nghiên cứu đã được tôi công bố riêng

hoặc đồng tác giả, phần còn lại chưa được ai công bố trong bất kỳ công trình nào khác.

Tôi xin cam đoan rằng mọi sự giúp đỡ cho việc thực hiện luận án đã được cám

ơn, các thông tin trích dẫn trong luận án này đều được chỉ rõ nguồn gốc.

Hà Nội, ngày tháng năm 2018

Tác giả luận án

Nguyễn Thị Định

ii

LỜI CẢM ƠN

Trong quá trình thực hiện đề tài “Nghiên cứu đa dạng của họ Bọ cánh cứng ăn lá

(Chrysomelidae) và mối quan hệ của chúng với thực vật trong điều kiện môi trường

của Vườn quốc gia Núi Chúa, tỉnh Ninh Thuận, Việt Nam bằng phương pháp sinh học

phân tử”, Tôi đã nhận được rất nhiều sự giúp đỡ, tạo điều kiện của Ban lãnh đạo, các

nhà khoa học, cán bộ, chuyên viên của Viện Sinh thái và Tài nguyên sinh vật (IEBR),

Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam; Ban lãnh đạo Viện Nghiên cứu de

Biologia Evolutiva (IBE) ở Tây Ban Nha; Ban Giám hiệu Học viện Khoa học và Công

nghệ. Tôi xin bày tỏ lòng cảm ơn chân thành về sự giúp đỡ đó.

Tôi xin chân thành cảm ơn chương trình hợp tác khoa học giữa Viện Hàn Lâm

Khoa học và Công Nghệ Việt Nam và Hội đồng nghiên cứu Quốc Gia Tây Ban Nha,

giai đoạn 2011-2014 đã tài trợ học bổng và kinh phí cho tôi trong quá trình học tập ở

Tây Ban Nha.

Tôi xin chân thành cảm ơn tới Tổng cục Lâm nghiệp Việt Nam đã cho phép tôi

được làm việc trong VQG Núi Chúa.

Tôi xin chân thành cảm ơn tới Ban Quản lý VQG Núi Chúa đã giúp đỡ, tạo điều

kiện cho tôi trong quá trình thu mẫu ở VQG Núi Chúa.

Tôi xin chân thành cảm ơn các cán bộ nghiên cứu trong phòng Sinh thái môi

trường đất (IEBR), Annabela Cardoso và các bạn bè sinh viên trong phòng thí nghiệm

Đa dạng và Tiến hóa côn trùng ăn lá (IBE) đã tạo điều kiện và giúp đỡ tôi trong quá

trình thực hiện luận án.

Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới PGS.TS. Nguyễn Văn Sinh (Viện Sinh

thái và Tài nguyên sinh vật), Tiến sĩ Jesús Gómez-Zurita (de Biologia Evolutiva, Tây

Ban Nha) – những người thầy trực tiếp hướng dẫn và chỉ bảo cho tôi hoàn thành luận

án này.

Cuối cùng tôi chân thành cảm ơn tới chồng tôi là Trịnh Đình Cường, con gái

Trịnh Nguyễn Thu Thủy, con trai Trịnh Bình Minh và gia đình đã động viên, khích lệ,

tạo điều kiện và giúp đỡ tôi trong suốt quá trình thực hiện và hoàn thành luận án này.

NCS: Nguyễn Thị Định

iii

MỤC LỤC

LỜI CAM ĐOAN ..................................................................................................................................... i

LỜI CẢM ƠN .......................................................................................................................................... ii

MỤC LỤC .............................................................................................................................................. iii

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT ............................................................................. vi

DANH LỤC CÁC BẢNG ..................................................................................................................... viii

DANH LỤC CÁC HÌNH ........................................................................................................................ ix

MỞ ĐẦU...................................................................................................................................................1

1.1. Lý do chọn đề tài .......................................................................................................................1

1.2. Mục tiêu của đề tài ....................................................................................................................1

1.3. Nội dung nghiên cứu .................................................................................................................2

1.4. Đối tượng nghiên cứu................................................................................................................2

1.5. Phạm vi nghiên cứu ...................................................................................................................2

1.6. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài ......................................................................................2

1.6.1. Ý nghĩa khoa học....................................................................................................................2

1.6.2. Ý nghĩa thực tiễn của đề tài ...................................................................................................2

Chương 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU .......................................................................................................3

1.1. Các vấn đề liên quan đến luận án ..........................................................................................3

1.1.1. Sử dụng công cụ sinh học phân tử để đánh giá đa dạng sinh học .....................................3

1.1.1.1. Đa dạng sinh học và những vấn đề liên quan ...................................................................3

1.1.1.2. Sử dụng công cụ sinh học phân tử để tăng tốc độ đánh giá đa dạng sinh học ................6

1.1.2. Sự không đồng nhất của môi trường và ảnh hưởng của nó đến đa dạng sinh học ..........11

1.1.3. Chrysomelidae là đối tượng thích hợp để áp dụng công cụ sinh học phân tử trong đánh giá đa dạng sinh học và nghiên cứu sự phụ thuộc lẫn nhau trong hệ sinh thái. ........................12

1.1.3.1. Tình hình nghiên cứu Chrysomelidae ở Việt Nam ..........................................................14

1.1.3.2. Tình hình nghiên cứu Chrysomelidae trên thế giới ........................................................15

1.2. Khái quát về điều kiện tự nhiên – kinh tế xã hội của khu vực nghiên cứu ......................16

1.2.1. Vị trí địa lý ............................................................................................................................17

1.2.2. Địa hình ................................................................................................................................17

1.2.3. Khí hậu, thủy văn .................................................................................................................18

1.2.4. Đặc điểm sinh thái thảm thực vật ........................................................................................20

iv

1.2.5. Hệ động, thực vật .................................................................................................................21

Chương 2: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU .........................................................................................23

2.1. Phương pháp thu mẫu và phân chia sinh cảnh ở VQG Núi Chúa ...........................................23

2.1.1. Thiết kế và thu thập mẫu vật ...............................................................................................23

2.1.2. Phân chia sinh cảnh trong khu vực thu mẫu ở VQG Núi Chúa ........................................27

2.2. Phương pháp sinh học phân tử: ...............................................................................................27

2.3. Phương pháp xác định loài Chrysomelidae ........................................................................29

2.4. Phương pháp xác định thức ăn của các loài Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa ........................31

2.5. Đánh giá độ giàu loài tiềm năng của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa ................................31

2.6. Nhóm các phương pháp xác định mối liên quan của Chrysomelidae với điều kiện môi trường ................................................................................................................................................31

2.6.1. Phân tích biến động của quần xã Chrysomelidae theo không gian ...................................31

2.6.2.Phân tích sự sắp xếp hợp quy chuẩn (CCA) để tìm ra nhân tố tác động tới mối liên hệ giữa Chrysomelidae và thực vật chủ của chúng ...........................................................................31

2.6.3. Đánh giá đa dạng beta của mối tương tác giữa các loài Chrysomelidae và thực vật chủ của chúng theo độ cao (sinh cảnh) ...............................................................................................32

2.6.4. . Phân tích mô hình của mạng lưới tương tác giữa các loài Chrysomelidae và thực vật chủ của chúng .......................................................................................................................................33

Chương 3: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU ...................................................................................................34

3.1. Phân định vùng chuyển tiếp sinh thái .........................................................................................34

3.2. Đa dạng loài Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa ...........................................................35

3.2.1. Đa dạng loài Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa dựa trên đặc điểm hình thái ...35

3.2.2. Đa dạng loài Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa dựa trên dữ liệu ADN .............43

3.2.3. Tiềm năng đa dạng loài Chrysomelidae đạt được ở VQG Núi Chúa .................................49

3.2.4. Đánh giá độ giàu loài của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa ............................................50

3.3. Thực vật chủ của Chrysomelidae ................................................................................................52

3.4. Sự biến đổi của quần xã Chrysomelidae và thức ăn của chúng theo sự thay đổi độ cao ở VQG Núi Chúa ............................................................................................................................................62

3.4.1. Cấu trúc của quần xã Chrysomelidae xuyên qua không gian và độ cao ở VQG Núi Chúa .........................................................................................................................................................62

3.4.1.1. Ảnh hưởng của mô hình “mid-domain” (sự chiếm cứ giữa lãnh thổ) tới Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa ............................................................................................................................62

3.4.1.2. Sự biến động của quần xã Chrysomelidae theo không gian ...........................................64

3.4.2. Sự thay đổi của tương tác giữa Chrysomelidae và thực vật chủ theo sự thay đổi của độ cao ...................................................................................................................................................71

3.4.2.1 Sự sắp xếp phù hợp với quy chuẩn ....................................................................................71

v

3.4.2.2. Đa dạng beta của tương tác Galerucinae và thực vật chủ theo sự thay đổi độ cao ở VQG Núi Chúa ...............................................................................................................................73

3.4.3. Hoạt động bảo tồn ở VQG Núi Chúa cần chú ý đến sự mất môi trường sống của quần xã Chrysomelidae ................................................................................................................................79

KẾT LUẬN .............................................................................................................................................80

KIẾN NGHỊ ............................................................................................................................................81

DANH SÁCH TÀI LIỆU TRÍCH DẪN .................................................................................................82

DANH SÁCH CÁC CÔNG BỐ ...........................................................................................................103

PHỤ LỤC ..............................................................................................................................................104

vi

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT

ADN: Acid deoxyribonucleic

AFLP: Đa hình chiều dài đoạn cắt khuếch đại

ARN: Acid Ribonucleic

bPTP: Mô hình Poisson Tree Processes

Cây “ultrametric”: Cây quan hệ họ hàng mà tất cả chiều dài từ rễ tới đỉnh là bằng nhau

Cây ML: Cây quan hệ họ hàng có khả năng xảy ra nhất

CCA: Phân tích sự sắp xếp hợp quy chuẩn

Chi-sq: Giá trị phân phối khi bình phương

COI: Gen Cytochrome c oxidase subunit I

cpDNA: ADN lục lạp

GenBank: Ngân hàng gen

GMYC: Mô hình Generalized Mixed Yule-Coalescent

Haplotype: Dạng đơn bội

ITS: Vùng sao chép bên trong Ribosome nhân

Loài singleton: Loài chỉ thu được một cá thể

Mmid-domain: Sự chiếm cứ giữa lãnh thổ

p- distance: Khoảng cách cặp so sánh

PCR: Phản ứng khuếch đại gen

RFLP: Đa hình chiều dài đoạn cắt giới hạn

RAPD: Đa hình khuếch đại ngẫu nhiên

SC: Mô hình tiến hóa đồng hồ nghiêm ngặt (Strict clock)

SSR: Lặp lại trình tự đơn giản

ULN: Mô hình tiến hóa đồng hồ tự do thông thường (Unstrict lognomal clock)

VIF: Yếu tố làm tăng sự khác nhau

VQG: Vườn Quốc Gia

βOS: Sự không giống nhau của tương tác hình thành giữa các loài chia sẻ

βrepl: Đa dạng beta của các loài thay thế

vii

βrich: Đa dạng beta của các loài mất đi/tăng lên

βS: Sự không giống nhau trong thành phần loài của quần xã

βsim: Đa dạng beta của thành phần các loài thay thế

βsne: Đa dạng beta của thành phần các loài tạo ổ

βST: Sự không giống nhau của các tương tác do các loài thay thế

βtotal: Đa dạng beta tổng phản ánh cả loài thay thế và loài mất đi/tăng thêm

βWN: Sự không giống nhau của các tương tác trong hai sinh cảnh

GIẢI THÍCH THUẬT NGỮ

Loài thay thế: Là những loài xuất hiện ở vị trí mới và thay thế loài mất đi ở vị trí

cũ (số loài thay thế bằng số loài mất đi).

Loài tạo ổ: Là những loài là tập hợp con của những loài thu được ở vị trí có

nhiều loài hơn.

Loài mất đi: Là loài xuất hiện ở vị trí cũ nhưng lại không xuất hiện ở vị trí mới

Loài tăng thêm: Là loài xuất hiện ở vị trí mới mà vị trí khác không có.

Loài chia sẻ: Là loài giống nhau giữa các vị trí so sánh.

Loài bPTP: Là loài xác định được bằng phương pháp Mô hình Poisson Tree

Processes (bPTP).

Bộ ba mã vạch: Là một phương pháp phân loại sử dụng một đoạn gen ngắn

trong ADN của sinh vật để xác định sinh vật đó là thuộc về một loài riêng biệt.

viii

DANH LỤC CÁC BẢNG Bảng 2.1: Tọa độ các vị trí thu mẫu ở VQG Núi Chúa……………………………….25

Bảng 3.1: Đa dạng loài Chrysomelidae trong các tuyến điều tra và theo độ cao ở VQG

Núi Chúa………………………………………………………………………………43

Bảng 3.2: Kết quả phân định loài dựa trên trình tự ADN gen cox1 của Chrysomelidae ở

VQG Núi Chúa theo các thuật toán và mô hình khác nhau …………………………..44

Bảng 3.3: Sự không đồng thuận giữa loài hình thái và loài bPTP của Chrysomelidae ở

VQG Núi Chúa ………………………………………………………………………..45

Bảng 3.4: Dự đoán đa dạng loài Chryromelidae đạt được trong các tuyến thu mẫu,

trong các sinh cảnh và trong toàn bộ khu vực nghiên cứu ở VQG Núi Chúa …….......50

Bảng 3.5: Nhận dạng phân loại học của các trình tự ADN lục lạp psbA-TrnH của thực

vật chủ của các cá thể thuộc phân họ Galerucinae đạt được từ chương trình

BAGpipe........................................................................................................................54

Bảng 3.6: Số cá thể, số trình tự ADN vùng psbA-trnH và số họ thực vật chủ của các

loài thuộc phân họ Galerucinae ở khu vực nghiên cứu ………………………….........59

Bảng 3.7: So sánh cấu trúc của quần xã Chrysomelidae giữa các tuyến thu mẫu ở VQG

Núi Chúa……………………………………………………………………………....65

Bảng 3.8: Kết quả phân tích CCA của riêng từng biến số đến tương tác giữa các loài

Galerucinae và thực vật chủ ở khu vực nghiên cứu…………………………………...73

Bảng 3.9: Sự không giống nhau của quần xã Galerucinae và quần xã thực vật chủ giữa

rừng khô và rừng ẩm ở khu vực nghiên cứu…………………………………………..73

Bảng 3.10: So sánh đặc điểm cấu trúc của mạng lưới tương tác giữa các loài

Galerucinae và thực vật chủ trong hai sinh cảnh khô và ẩm ở khu vực nghiên cứu…..78

ix

DANH LỤC CÁC HÌNH

Hình 1.1: Vị trí của gen COXI trong gen ty thể………………………………………..8

Hình 1.2: Sơ đồ VQG Núi Chúa………………………………………………………19

Hình 2.1: Thu mẫu ở khu vực nghiên cứu…………………………………………….24

Hình 2.2: Sơ đồ thu mẫu Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa ………………………….26

Hình 3.1: Mô hình phân bố nhiệt trung bình/năm theo độ cao ở khu vực Núi Chúa….34

Hình 3.2: Mô hình phân bố loài giống nhau và loài đơn nhất dọc theo độ cao ở khu vực

nghiên cứu …………………………………………………………………………….35

Hình 3. 3: Xác định loài dựa trên cây mtADN của Chrysomelidae (loài từ 001 đến 069)

ở VQG Núi Chúa………………………………………………………………………47

Hình 3.4: Xác định loài dựa trên mtADN của Chrysomelidae (các loài từ 070-155) ở

VQG Núi Chúa………………………………………………………………………...49

Hình 3.5: Sự sắp xếp phân loại học của trình tự ADN thức ăn của Galerucinae (loài số

87) theo chương trình BAGpipe……………………………………………………….53

Hình 3.6: Tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ của chúng ở khu vực nghiên cứu

…………………………………………………………………………………………60

Hình 3.7: Mạng lưới tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ ở khu vực nghiên cứu

…………………………………………………………………………………............62

Hình 3.8: Sự thay đổi đa dạng loài alpha của Chrysomelidae dọc theo độ cao ở VQG

Núi Chúa ……………………………………………………………….......................64

Hình 3.9: So sánh đa dạng beta của Chrysomelidae theo không gian ở VQG Núi Chúa

........................................................................................................................................69

Hình 3.10: Phân tích sự sắp xếp hợp quy chuẩn của các biến số tới tương tác giữa các

loài Galerucinae và thực vật chủ ở trong khu vực nghiên cứu………………………...72

Hình 3.11a: Mạng lưới tương tác giữa các loài Galerucinae và thực vật chủ trong hai

sinh cảnh ở VQG Núi Chúa …………………………………………………………..76

Hình 3.11b: Đồ thị tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ trong hai sinh cảnh ở

VQG Núi Chúa…………………………………………………………………...........77

1

MỞ ĐẦU

1.1. Lý do chọn đề tài

Các quần xã sinh vật không phải là các đơn vị độc lập, mà là những mảnh ghép

của bức tranh môi trường tự nhiên, và có sự phụ thuộc lẫn nhau. Trong đó, quần xã thực

vật có liên quan chặt chẽ đến tính chất vật lý của môi trường như nhiệt độ, độ ẩm, bức

xạ mặt trời…Các nhân tố vật lý này thay đổi theo độ cao, sẽ kéo theo sự thay đổi trong

cấu trúc của quần xã thực vật. Về phần mình, thực vật là thức ăn của nhiều loại côn

trùng, có vai trò quyết định trong sự đa dạng cũng như sự phân bố của chúng. Nghiên

cứu về phản ứng của côn trùng ăn thực vật với sự thay đổi của quần xã thực vật theo độ

cao sẽ giúp chúng ta hiểu biết rõ hơn về mối quan hệ phụ thuộc lẫn nhau trong hệ sinh

thái.

Bọ cánh cứng ăn lá (Chrysomelidae) là một họ lớn nhất trong bộ cánh cứng

(Coleoptera). Thức ăn của Chrysomelidae là thực vật, vì vậy chúng có liên kết chặt chẽ

với thực vật trong toàn bộ đời sống và việc thu bắt mẫu của chúng tương đối đơn giản.

Do đó, Chrysomelidae là nhóm côn trùng phù hợp làm đối tượng cho việc nghiên cứu sự

phụ thuộc của các quần xã sinh vật trong hệ sinh thái.

Vườn Quốc Gia (VQG) Núi Chúa bao gồm diện tích rừng bán khô hạn độc đáo

nhất Việt Nam và quần xã thực vật ở đây có sự thay đổi rõ rệt theo độ cao từ rừng khô

trên đất thấp, qua rừng chuyển tiếp (rừng bán ẩm) tới rừng ẩm thường xanh trên núi cao.

Vì vậy, VQG Núi Chúa là địa điểm lý tưởng để thực hiện nghiên cứu của luận án

Vì tất cả các lý do trên tôi chọn đề tài “Nghiên cứu đa dạng của họ bọ cánh

cứng ăn lá (Chrysomelidae) và mối quan hệ của chúng với thực vật trong điều kiện

môi trường của vườn quốc gia Núi Chúa, tỉnh Ninh Thuận, Việt Nam bằng phương

pháp sinh học phân tử”

1.2. Mục tiêu của đề tài

Đánh giá sự đa dạng loài và sự biến động theo không gian của họ

Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa.

Xác định thức ăn của các loài họ Chrysomelidae và đánh giá sự thay đổi thức ăn

của chúng theo không gian.

2

1.3. Nội dung nghiên cứu

Sử dụng bộ ba mã vạch ADN để đánh giá sự đa dạng loài của họ Chrysomelidae

ở VQG Núi Chúa.

Sử dụng bộ ba mã vạch ADN để xác định thức ăn của các loài họ

Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa.

Xác định sự biến đổi thành phần của họ Chrysomelidae và thức ăn của chúng

theo không gian ở VQG Núi Chúa.

1.4. Đối tượng nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu là các loài trong họ Chrysomelidae thuộc bộ cánh cứng

(Coleoptera) và thức ăn của chúng.

1.5. Phạm vi nghiên cứu

Đề tài đánh giá đa dạng loài và tương tác loài của Chrysomelidae theo không

gian thay đổi từ rừng khô trên đất thấp tới rừng ẩm ở độ cao trên 300 m so với mức

nước biển, trong khu vực khoảng 10 km2 của Vườn Quốc Gia Núi Chúa, nằm trên địa

bàn 02 huyện Ninh Hải và Thuận Bắc, tỉnh Ninh Thuận, phía Nam Việt Nam.

1.6. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài

1.6.1. Ý nghĩa khoa học

Đây là nghiên cứu đầu tiên về quần xã Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa. Kết

quả của nghiên cứu cho phép đánh giá sự đa dạng quần xã Chrysomelidae ở VQG Núi

Chúa, khám phá một số loài mới cho khoa học và ghi nhận thực vật chủ của một số

nhóm loài của họ Chrysomelidae.

1.6.2. Ý nghĩa thực tiễn của đề tài

Kết quả của luận án cung cấp thông tin để hiểu rõ hơn về cấu

trúc của đa dạng sinh học và nguy cơ làm mất đa dạng sinh học ở vùng nhiệt đới, từ

đó có thể rút ra những nhận thức có liên quan đến bảo tồn.

3

Chương 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU 1.1. Các vấn đề liên quan đến luận án

1.1.1. Sử dụng công cụ sinh học phân tử để đánh giá đa dạng sinh học

1.1.1.1. Đa dạng sinh học và những vấn đề liên quan

Định nghĩa đa dạng sinh học: Theo Luật Đa dạng sinh học (2008) thì “Đa dạng

sinh học là sự phong phú về gen, loài sinh vật và hệ sinh thái trong tự nhiên”. Ba cấp

độ này làm việc cùng nhau để tạo ra sự phức tạp của sự sống trên Trái đất [1].

Sự đa dạng di truyền ở cấp độ cơ bản nhất của nó được thể hiện bởi sự khác biệt

trong trình tự của các nucleotide (adenine: A, cytosine: C, guanine: G, thymine: T…)

hình thành nên ADN trong các tế bào của sinh vật. ADN được chứa trong các nhiễm

sắc thể có mặt trong tế bào; một số nhiễm sắc thể được chứa trong các bào quan của tế

bào (ví dụ, các nhiễm sắc thể của ty thể và lục lạp). Mỗi một gen là một đoạn của ADN

nằm trên nhiễm sắc thể và quy định một đặc tính cụ thể của một sinh vật.

Whittaker (1972) đưa ra 3 khái niệm đa dạng trong sinh thái học: đa dạng alpha,

đa dạng bê ta và đa dạng gamma. Đa dạng alpha đánh giá đa dạng cho tập hợp mẫu từ

một quần xã nhất định. Đa dạng beta đánh giá sự thay thế loài hay sự thay đổi thành

phần sinh vật khi chuyển từ quần xã này sang quần xã khác. Đa dạng gamma đánh giá

sự phong phú loài của một loạt sinh cảnh (một cảnh quan, một khu vực địa lý hoặc một

hòn đảo), nó là hệ quả của đa dạng alpha của các quần xã thành phần và của đa dạng

beta giữa chúng [2].

Mora et al. (2011) dự đoán có khoảng 8,7 triệu (± 1,3 triệu) loài có nhân trên

toàn cầu; trong đó có khoảng 2,2 triệu (± 0,18 triệu) là sống dưới biển. Họ cho rằng

khoảng 86% các loài đang tồn tại trên trái đất và 91% các loài trong đại dương vẫn

đang chờ đợi mô tả [3]. Đến nay, tổng số loài mô tả được chấp nhận trên thế giới được

ước tính là gần 1.900.000 loài và có khoảng 18.000 loài mới được miêu tả mỗi năm

(năm 2007) (Chapman 2009) [4]. Nhiều loài đã tuyệt chủng trong lịch sử địa chất của

trái đất. Lý do chính cho những sự tuyệt chủng là sự thay đổi môi trường hoặc sự cạnh

tranh sinh học. Tỷ lệ tuyệt chủng gây ra bởi con người lớn hơn tỷ lệ tuyệt chủng tự

nhiên của chúng khoảng từ 1.000 đến 10.000 lần. Hiện nay, sự tác động của con người

4

gây ra sự tuyệt chủng của các loài sinh vật trên trái đất là một trong những vấn đề môi

trường lớn nhất đối với nhân loại (Pidwirny, 2015) [5].

Đánh giá đa dạng sinh học: Trong ba cấp độ đa dạng sinh học, cấp độ đa dạng

loài gần như được áp dụng chủ yếu trong nghiên cứu sinh thái và bảo tồn sinh học, mặc

dù các mức độ đa dạng của bậc phân loại cao hơn (chi, họ, bộ) hoặc mô hình đa dạng

tiến hóa đôi khi cũng được coi là đặc biệt hữu ích trong nghiên cứu cổ sinh vật học

(Foote 1997; Roy et al. 1996; Raup và Sepkoski 1984) [6, 7, 8]. Do đó, các nhà sinh

vật học thường đánh giá đa dạng sinh học thông qua đánh giá độ giàu loài. Có hai

phương pháp chính để đánh giá độ giàu loài: (1) phương pháp đánh giá mang tính định

tính bao gồm đa dạng loài alpha là tổng số loài trong một quần xã có trong một hệ sinh

thái cụ thể. Tính đa dạng beta mô tả mức độ dao động thành phần loài khi các yếu tố

môi trường thay đổi. Tính đa dạng gamma áp dụng cho những khu vực rộng lớn hơn về

mặt địa lý. Trong thực tế, ba chỉ số đa dạng này thường liên quan chặt chẽ với nhau. (2)

Phương pháp đánh giá mang tính định lượng bao gồm đánh giá số lượng cá thể hay

sinh khối của một loài, hay mật độ loài, đó là số lượng mỗi loài trong khu vực hay đơn

vị thu mẫu, ví dụ như số lượng các loài trên một mét vuông (Magurran 2013) [9] và các

chỉ số sinh thái. Độ giàu loài (số lượng các loài trong một khu nghiên cứu) đại diện cho

một thước đo duy nhất nhưng quan trọng, nó có giá trị như sự phổ biến chung của đa

dạng sự sống nhưng nó phải được tích hợp với các số liệu khác để nắm bắt đầy đủ các

mặt của đa dạng sinh học. Chỉ số sinh thái sử dụng số liệu định lượng để đo lường các

khía cạnh của đa dạng sinh học, điều kiện sinh thái, sự có lợi, hoặc sự điều khiển các

thay đổi, nhưng không có chỉ số sinh thái đơn lẻ để nắm bắt tất cả các mặt của đa dạng

sinh học. Lý tưởng nhất, để đánh giá các điều kiện và xu hướng của đa dạng sinh học

trên toàn cầu hoặc phần nhỏ hơn là đo lường sự phong phú của tất cả các sinh vật theo

không gian và thời gian, sử dụng phân loại (chẳng hạn như số lượng các loài), đặc

điểm chức năng (ví dụ cây cố định nitơ như đậu so với cây không cố định nitơ), và sự

tương tác giữa các loài có ảnh hưởng đến động lực và chức năng của chúng (ví dụ ăn

thịt, ký sinh, cạnh tranh, giúp thụ phấn, và ảnh hưởng của những tương tác này đến hệ

sinh thái như thế nào). Thậm chí quan trọng hơn sẽ là đánh giá sự dịch chuyển của đa

5

dạng sinh học trong không gian hoặc thời gian. Hiện nay, chúng ta không thể làm được

điều này với độ chính xác cao bởi vì các số liệu còn thiếu.

Khủng hoảng đa dạng sinh học: là sự mất đi của gen, các loài và các hệ sinh

thái. Mooney (2010) cho thấy ví dụ về các tổn thất to lớn về sự mất đa dạng sinh học ở

tất cả các cấp của sinh vật từ gen, các loài đến hệ sinh thái và toàn bộ cảnh quan [10].

Từ thế kỷ 17, có ít nhất 717 loài động vật và 87 loài thực vật đã mất đi. Ngày nay, hơn

17.000 loài thực vật và động vật có nguy cơ cùng số phận (Danh sách đỏ IUCN). Vos

et al. (2015) ước tính rằng sự mất đi trong tự nhiên có thể gần với tỷ lệ 0,1 loài trên

một triệu loài trên một năm và do đó tỷ lệ tuyệt chủng hiện nay là cao hơn 1000 lần so

với tỷ lệ tự nhiên và trong tương lai có thể sẽ cao hơn 10.000 lần [11]. Levin (2002)

cho thấy rằng trung bình cứ 20 phút có một loài trên trái đất bị mất đi. Sinh thái học

ước tính rằng một nửa của tất cả các loài chim đang sống và động vật có vú sẽ biến mất

trong vòng 200 hoặc 300 năm [12]. Nhân tố chính cho sự thay đổi đa dạng sinh học

trong tương lai bao gồm sự thay đổi trong sử dụng đất, biến đổi khí hậu, lắng đọng Ni

tơ, trao đổi sinh học và hấp thụ khí CO2 (Sala et al., 1997) [13].

Hậu quả của sự tuyệt chủng có thể phá vỡ quá trình sinh thái quan trọng như thụ

phấn và phát tán hạt giống, dẫn đến sự mất mắt xích trong lưới và chuỗi thức ăn dẫn

đến sự sụp đổ của hệ sinh thái và làm cho tăng tỷ lệ tuyệt chủng tổng thể (Sodhi et al.

2009) [14]. Sau khi hiện tượng tuyệt chủng bùng phát này kết thúc, số lượng loài cũng

có thể trở lại như mức trước nhưng chắc chắn sẽ có ít hơn nhóm phân loại bậc cao hơn

so với hiện tại. Một sự thay đổi quy mô như vậy trong hệ sinh vật của trái đất sẽ làm

nghèo đa dạng sinh học trên hành tinh trong nhiều triệu năm tới (Levin 2002) [12].

Trở ngại phân loại trong nghiên cứu đa dạng sinh học: Phân loại thường được

nhắc đến là sự mô tả lý thuyết và thực hành, đặt tên và sắp xếp có hệ thống các sinh vật

sống. Công việc này là cần thiết cho sự hiểu biết cơ bản về đa dạng sinh học và bảo

tồn. Việc thiếu tên khoa học và những khó khăn trong việc xác định loài trong nghiên

cứu sinh thái là "trở ngại phân loại" (New, 1984) [15]. Điều này đang có ảnh hưởng rất

lớn cho khoa học bảo tồn. Nhiều loài sẽ bị tuyệt chủng trước khi chúng được mô tả và

chúng ta vẫn tiếp tục không biết chính xác có bao nhiêu loài trên hành tinh của chúng

6

ta. Các "trở ngại phân loại" đã dẫn tới sự hiểu biết không đầy đủ về phần lớn đa dạng

sinh học toàn cầu.

Như vậy, với sự đa dạng loài rất cao trên hành tinh của chúng ta, có rất nhiều

loài đang chờ được mô tả trong khi có nhiều trở ngại trong việc định danh loài, nhiều

loài có nguy cơ bị tuyệt chủng trước khi được mô tả. Điều này dẫn đến chúng ta sẽ

đánh giá đa dạng sinh học không được chính xác và các nhà khoa học đã tìm ra công

cụ hữu dụng giúp đánh giá đa dạng sinh học nhanh và chính xác, đó là công cụ sinh

học phân tử.

1.1.1.2. Sử dụng công cụ sinh học phân tử để tăng tốc độ đánh giá đa dạng sinh học

Sử dụng công cụ sinh học phân tử để đánh giá đa dạng loài

Như đã đề cập ở trên, có ba cấp độ đa dạng sinh học: Đa dạng loài, đa dạng di

truyền và đa dạng hệ sinh thái. Sinh học phân tử là một lĩnh vực của sinh học liên quan

đến quá trình phiên mã gen cho sản phẩm acid Ribonucleic (ARN), sự dịch mã của

ARN thành protein và vai trò của những protein thể hiện trong chức năng tế bào

(https://www.news-medical.net/life-sciences/Molecular-Biology-Techniques.aspx#).

Mục đích chính của những kỹ thuật sinh học phân tử là có được trình tự ADN

của gen mục tiêu. Những bước chính là: (1) tách triết ADN mục tiêu, (2) khuếch đại

đoạn ADN mục tiêu (PCR) và (3) giải trình tự ADN: là việc xác định thứ tự của các

nucleotide A, G, C và T có trong một phân đoạn của ADN mục tiêu. Hiện nay, kỹ

thuật giải trình tự nhuộm màu là phương pháp chuẩn trong phân tích trình tự ADN.

Đến nay, kỹ thuật giải trình tự thế hệ tiếp theo (NGS) đã được áp dụng trong một loạt

các trường hợp, bao gồm cả trình tự cả hệ gen, các trình tự mục tiêu, phát hiện vị trí

ràng buộc của các yếu tố phiên mã và sự biểu hiện sao chép đa hình của ARN không

mã hóa. Tùy thuộc vào mục tiêu của nhà khoa học nhưng mục đích cuối cùng là nhận

được trình tự của ADN để so sánh giữa chúng với nhau.

Mã vạch ADN dựa trên gen ty thể (thường xuyên nhất gen Cytochrome oxidase

subunit I: COI) đã nổi lên như một công cụ hữu ích để xác định các loài động vật. Mã

vạch ADN được sử dụng như một công cụ hiệu quả cho cả việc xác định các loài đã

biết và phát hiện ra những loài mới (Hebert et al. 2003, 2010, Savolainen et al. 2005)

[16, 17, 18]. Ban đầu, mã vạch ADN đã được đề xuất cho giới động vật vào năm 2003,

7

khi Hebert và các đồng nghiệp đã thử nghiệm một mã vạch gen đơn để xác định loài và

đặt ra thuật ngữ "mã vạch ADN" (Hebert et al. 2003) [16]. Kể từ thời điểm đó trình tự

gen COI đã được sử dụng như là tác nhân định danh trong phần lớn các ngành động vật

bao gồm động vật có xương sống (Hebert et al. 2004, Ward et al. 2005, Kerr et al.

2007, Smith et al. 2005, Nijman và Aliabadian 2010) [19, 20, 21, 22, 23] và động vật

không xương (Hajibabaei et al. 2006, Bucklin et al. 2011, Hausmann et al. 2011) [24,

25, 26]. Trong những năm gần đây, các tiện ích thiết thực của mã vạch ADN chứng tỏ

là một công cụ hấp dẫn để giúp giải quyết sự mơ hồ trong phân loại (Hebert et al. 2004,

2010) [17, 19], đánh giá đa dạng sinh học (Plaisance et al. 2009, Naro-Maciel et al.

2009, Grant et al. 2011) [27, 28, 29], và trong nghiên cứu sinh học bảo tồn (Neigel et

al. 2007, Rubinoff 2006, Dalton và Kotze 2011) [30, 31, 32]. Mã vạch ADN có thể

cung cấp thêm cơ sở dữ liệu giúp phân loại loài được chính xác hơn (Thompson et al.

2012) [33]. Thứ hai, mã vạch ADN có thể giúp xác định loài trong những trường hợp

việc định loại chỉ được thực hiện tới mức chi hoặc họ. Thứ ba, dữ liệu di truyền thu

thập cho mã vạch ADN thường bao gồm các biến đổi trong một loài, chúng cho phép

phân tích theo hướng mức độ thấp của quần thể bao gồm cả việc phát hiện các cấu trúc

di truyền, và trong một số trường hợp là theo dõi biến động quần thể (Nagy et al. 2013)

[34]. Mã vạch ADN cũng có thể được áp dụng như là công cụ để giải quyết các câu hỏi

cơ bản về sinh thái, tiến hóa và sinh học bảo tồn (Kress et al. 2014) [35].

Mã vạch ADN là một hoặc vài chuỗi gen tương đối ngắn lấy từ một phần của bộ

gen tiêu chuẩn và được sử dụng để xác định loài. Một gen được sử dụng làm gen mã

vạch ADN phải thỏa mãn ba tiêu chuẩn: (1) Có sự khác nhau và sự biến đổi gen có ý

nghĩa ở cấp độ loài; (2) có vị trí sườn (flanking) bảo tồn để phát triển mồi PCR chung

áp dụng cho số lượng phân loại học lớn; (3) có độ dài tương đối ngắn để dễ dàng tách

chiết và khuếch đại ADN (Kress và Erickson 2008) [36]. Một trình tự ADN ngắn của

600 cặp bazơ trong gen mã hóa ty thể COI đã được chấp nhận như là chuẩn, mã vạch

ADN cấp độ loài thiết thực cho nhiều nhóm động vật (Hebert et al. 2003) [16].

8

Hình 1.1: Vị trí của gen COXI trong gen ty thể (nguồn

www.slideshare.net/GullFatima/dna-barcoding-in-animals-71007134)

Mã vạch ADN trên nhiễm sắc thể hiện nay thường được sử dụng nhiều nhất cho

thực vật. Hai vùng ADN được định nghĩa là 'mã vạch lõi' gồm rbcLa và matK đã được

chuẩn hóa như mã vạch ADN cho thực vật trên cạn (CBOL Plant Working Group

2009). Ngoài các mã vạch lõi, hai khu vực khác, trnH-psbA và nrITS đã được đề xuất

như mã vạch ADN bổ sung cho thực vật (Hollingsworth et al. 2011, Li et al. 2011) [37,

38]. Lý do cho việc áp dụng hai vùng này (rbcLa và matK) là mức độ cao của khả năng

thu được các trình tự có chất lượng cao và mức độ cho phép phân biệt loài (Burgess et

al. 2011) [39]. Gere et al. (2013) kết hợp trnH-psbA với mã vạch ADN nhân đã cải

thiện đáng kể phân biệt loài trong họ Bàng (Combretaceae) ở miền nam châu Phi, kết

quả của họ cũng cho thấy sự thành công của mã vạch ADN trong phân biệt các loài có

quan hệ gần [40]. Ballardini et al. (2013) đề nghị các gen ADN ở lục lạp psbZ-trnfM

như một dấu hiệu mã vạch tiềm năng ở chi Phoenix [41]. Gen 16S rRNA, COI, và

9

cpn60 bình thường có thể được sử dụng như là dấu hiệu cho việc phát triển mã vạch

ADN của vi khuẩn (Purty và Chatterjee 2016) [42]. ITS có thể đưa ra một sự khác biệt

quan trọng trong sự hoàn thành của nó như là một mã vạch cho nấm (Dentinger et.al.,

2011) [43].

Mã vạch ADN sẽ có nhiều ứng dụng cho sự sống ở biển: nhận dạng các ấu

trùng, các loài xâm lấn, loài bí ẩn, các loài mới, sự buôn bán trái phép của loài được

bảo vệ, quản lý vật nuôi, đánh giá đa dạng sinh học, giám sát hệ sinh thái, tu chỉnh lại

các loài đã biết, suy luận của các mối quan hệ phát sinh loài, phát sinh địa lý và mô

hình hình thành loài (Radulovici, Archambault và Dufresne 2010) [44]. Smith et al.

(2005) chứng minh mã vạch ADN giúp giải quyết sự thất bại của phương pháp kiểm kê

hiện tại để nhanh chóng đáp ứng nhu cầu cấp bách đánh giá đa dạng sinh học, đặc biệt

trong việc đánh giá sự phong phú và sự thay thế khi chuyển đổi cảnh quan với đơn vị

phân loại đa dạng cao và sử dụng mã vạch ADN trong sự hợp tác với các nhà phân loại

sẽ cung cấp các bản đồ quy mô thiết yếu để đánh giá đa dạng sinh học ở quy mô mà

quyết định bảo tồn được thực hiện [22].

Đối với các mẫu trong bộ sưu tập lịch sử tự nhiên, mã vạch ADN có một vai trò

quan trọng, nó cung cấp một cách đơn giản để xác minh, một phương pháp để định

danh mẫu vật và phát hiện các mục cơ sở dữ liệu không chính xác. Ngoài ra, mã vạch

ADN cung cấp một phương pháp đơn giản ở thực địa, trong đó một miếng gạc hoặc

mẫu sinh thiết, kết hợp với dữ liệu địa phương và những hình ảnh chính xác, sẽ là đủ

để nhận dạng sơ bộ các loài (Chambers và Hebert 2016) [45]. Mã vạch ADN có thể sử

dụng như một công cụ phân tử quan trọng để đánh giá đa dạng sinh học và bảo tồn các

loài bò sát (Trivedi et al.2016) [46].

Do đó, các cơ sở dữ liệu trình tự của axit Nucleotide quốc tế (như GenBank…)

đã thông qua từ khóa nhận dạng duy nhất (Barcode) để nhận ra các chuỗi mã vạch tiêu

chuẩn theo quy định của cộng đồng khoa học (ví dụ Consortium for the Barcode of

Life (CBOL)). Sự ra đời của mã vạch ADN là một sự bổ sung tự nhiên với thời kỳ hậu

di truyền, trong đó trình tự của toàn bộ gen đã cung cấp một số lượng lớn các thông tin

trình tự từ một số lượng loài hạn chế. Mã vạch ADN có thể giúp mở rộng kiến thức của

chúng ta bằng cách khám phá nhanh chóng nhiều loài hơn và không tốn kém. Các kết

10

quả thu được từ các nghiên cứu mã vạch ADN sau đó có thể giúp chúng ta xác định

loài là những mục tiêu tốt cho phân tích di truyền chi tiết hơn (Hajibabaei et al. 2007)

[47].

Sử dụng công cụ sinh học phân tử trong nghiên cứu tương tác sinh thái

Các phương pháp phổ biến nhất xác định thức ăn của côn trùng bao gồm: 1)

quan sát trực tiếp côn trùng ăn thực vật tại thực địa; 2) thử nghiệm cho ăn (Barone

1998) [48]; 3) phân tích thành phần thức ăn trong ruột; và 4) kỹ thuật đồng vị ổn định

(Joern và Parker, 1978; Otte và Joern, 1976) [49, 50]. Tuy nhiên, việc xác định thức ăn

của các loài côn trùng bằng việc sử dụng các phương pháp này gặp nhiều khó khăn.

Quan sát hiện trường sẽ khó thực hiện nếu khu vực nghiên cứu hiểm trở, chẳng hạn

như rừng ở núi dốc và cao. Quan sát trực tiếp cũng bị giới hạn bởi khả năng của nhà

nghiên cứu để xác định chính xác các loài liên quan đến các tương tác (Hebert et al.

2004) [19]. Trong các thử nghiệm cho ăn, côn trùng thường ăn các loại thức ăn khác

với thức ăn khi chúng sống trong tự nhiên, và do đó mức độ tiêu thụ của côn trùng có

thể bị đánh giá quá cao (Barone, 1998) [48]. Đối với các phương pháp phân tích thành

phần thức ăn trong ruột và đồng vị ổn định, việc xác định thông tin về phân loại và /

hoặc sinh thái thường rất hạn chế.

Gần đây nhiều nhà khoa học đã sử dụng phương pháp khác để xác định thức ăn

của côn trùng, đó là sử dụng trình tự ADN thực vật trong ruột của côn trùng (Jurado-

Rivera et al., 2009; Navarro et al., 2010) [51, 52]. Phương pháp này tách chiết ADN từ

mô của thực vật bị tiêu hóa bởi côn trùng ăn thực vật. Một phần của ADN này sẽ được

khuếch đại và giải trình tự, sau đó các trình tự gen này được dùng để xác định tên ở các

bậc phân loại bằng cách so sánh với cơ sở dữ liệu tham khảo hiện tại như GenBank

hoặc thư viện mã vạch ADN. Kỹ thuật dựa trên ADN này cho phép chúng ta xác định

thức ăn của côn trùng ăn cỏ mà không quan sát trực tiếp. Hơn nữa, bởi vì kỹ thuật này

nhắm vào ít mục tiêu, nó làm giảm khả năng bỏ qua mối quan hệ dinh dưỡng của côn

trùng ăn thực vật. Có nhiều nghiên cứu đã áp dụng phương pháp này để xác định thực

vật chủ của những côn trùng ăn thực vật khi mà thực vật chủ của chúng hoàn toàn

không được biết như García-Robledo et al. 2013; Kishimoto-Yamada et al., 2013; Liu J

et al. 2014..[53, 54, 55].

11

Như vậy sinh học phân tử là một công cụ hữu dụng trong việc đánh giá đa dạng

sinh học, đặc biệt trong đánh giá đa dạng loài – cấp độ đa dạng được sử dụng nhiều

nhất trong nghiên cứu sinh học, và tương tác loài (sinh thái học). Nó giúp đánh giá

nhanh được đa dạng của một nhóm quần xã sinh vật trước khi chúng được mô tả dựa

vào đặc điểm hình thái, giúp giải quyết sự thất bại của phương pháp kiểm kê hiện tại để

nhanh chóng đáp ứng nhu cầu cấp bách đánh giá đa dạng sinh học. Những điều này

giúp cho dự đoán số loài trong tự nhiên nhanh và chính xác hơn.

1.1.2. Sự không đồng nhất của môi trường và ảnh hưởng của nó đến đa dạng sinh học Haller et al. (2013) cho rằng, có hai loại mô hình không gian trên hành tinh

của chúng ta: mô hình siêu quần thể, trong đó các cá thể sinh sống ở hai hoặc nhiều

mảnh rời rạc khác nhau và mô hình không gian liên tục của dải biến đổi môi trường.

Theo tác giả, sự không đồng nhất về môi trường xuất phát từ hai yếu tố: đầu tiên là sự

thay đổi của môi trường, tiếp đến là sự phân mảnh liên tục trong không gian, được mô

tả bởi biên độ và quy mô không gian của nó. Cùng với nhau, các thành phần này tạo

lên một loạt các cảnh quan với mô hình không đồng nhất. Họ kết luận rằng tính không

đồng nhất không gian, bằng cách tạo ra các chế độ lựa chọn khác nhau đã thúc đẩy sự

đa dạng, là một động lực quan trọng của sự hình thành loài [56].

Pausas và Austin (2001) xem xét lại mô hình giàu loài dọc theo dải biến đổi môi

trường bằng các nghiên cứu trước đây. Họ kết luận rằng hầu hết các nghiên cứu cho

thấy một xu hướng tăng sự phong phú loài với nhiệt độ và nguồn nước, cũng như với

sự gia tăng không đồng nhất về môi trường. Ngoài ra, hầu hết các nghiên cứu cho thấy

sự làm giàu dinh dưỡng dẫn đến giảm sự phong phú các loài. Tuy nhiên, phản ứng

khác nhau có thể quan sát được do sự tương tác giữa các tham số, bao gồm cả các yếu

tố nhiễu loạn và dao động quanh sự giới hạn nguồn tài nguyên dọc theo dải biến đổi

môi trường [57]. Jill et al. (2009) điều tra mô hình phân bố của các loài chim ở vùng

núi Tilaran của Costa Rica ở độ cao giữa 1.000 m và 1.700 m, nơi có một sự thay đổi

độ ẩm rõ nét. Đa dạng beta cao đã được tìm thấy cho thấy sự thay đổi gần như hoàn

toàn trong thành phần của quần xã sinh vật trong vài km trên sườn hướng về Thái Bình

Dương. Và sự thay đổi trong thành phần loài có liên quan với sự thay đổi về độ ẩm (và

12

liên quan tới sự bao phủ của thực vật bì sinh) ở những khoảng cách khác nhau trên

sườn Thái Bình Dương [58]. Yang et al, (2015) đã chứng minh rằng tác động của sự

không đồng nhất môi trường lên sự phong phú các loài phụ thuộc vào vị trí của quần xã

dọc theo dải biến đổi môi trường: ở hai đầu của dải biến đổi môi trường có một mối

tương quan dương giữa tính đa dạng với sự không đồng nhất của môi trường, trong khi

đó ở giữa của dải biến đổi môi trường, không tồn tại một mối quan hệ như vậy [59].

Arnan et al. (2015) nhận thấy cả biến môi trường và biến không gian đóng góp đáng kể

vào sự thay đổi tính đa dạng ở các bậc phân loại, phát sinh loài và chức năng ở cả quy

mô alpha và beta; trong đó cấu trúc không gian có ảnh hưởng rộng hơn [60].

Phân mảnh môi trường sống thường được định nghĩa như một quá trình ở quy

mô cảnh quan bao gồm cả môi trường sống bị mất đi và môi trường sống bị chia cắt.

Nghiên cứu thực nghiệm ngày nay cho thấy mất môi trường sống có ảnh hưởng xấu

rộng và liên tục tới đa dạng sinh học. Còn bản thân phân mảnh môi trường sống có ảnh

hưởng ít hơn tới đa dạng sinh học (Fahrig 2003) [61].

Có nhiều nghiên cứu về sự thay đổi loài theo độ cao, nhưng hầu hết các

nghiên cứu được thực hiện trong khu vực Nam và Trung Mỹ. Các nghiên cứu này tập

trung vào nhóm chân khớp giàu loài, cụ thể là côn trùng (24,5%), hầu hết là những

nghiên cứu về cánh cứng và bướm (Brehm G & Fiedluk, 2004; Novotny et al. 2005,

Escobar et al. 2006, García-López et al. 2012..) [62, 63, 64, 65], chỉ có một vài nghiên

cứu về Chrysomelidae dọc theo độ cao (Sánchez-Reyes et al. 2016, Bouzan et al. 2015)

[66, 67]. Hầu hết các nghiên cứu đều cho kết quả rằng đa dạng loài thay đổi với độ cao.

1.1.3. Chrysomelidae là đối tượng thích hợp để áp dụng công cụ sinh học phân tử

trong đánh giá đa dạng sinh học và nghiên cứu sự phụ thuộc lẫn nhau trong hệ sinh

thái.

Trong lĩnh vực sinh học người ta dựa vào các sinh vật chỉ thị để đánh giá chất

lượng của môi trường (Noss 1990, Caro và O'Doherty 1999) [68, 69]. Nhóm sinh vật

được sử dụng như sinh vật chỉ thị môi trường đòi hỏi phải có sự đa dạng loài cao và có

sự đa dạng tương tác sinh thái. Thông qua đánh giá đa dạng sinh học của nhóm sinh vật

này (bao gồm đánh giá đa dạng loài và tương tác loài) sẽ giúp chúng ta mô tả được sự

phụ thuộc lẫn nhau của các quần xã sinh vật trong hệ sinh thái. Về đặc điểm này, đối

13

với các hệ sinh thái cạn, các loài côn trùng ăn cỏ là một nhóm thích hợp để tiến hành

cuộc điều tra quy mô lớn về đa dạng sinh học và tương tác sinh thái (Stork and Habel

2014) [70]. Trong đó Chrysomelidae là đối tượng thích hợp nhất trong bộ cánh cứng

Coleoptera khi đánh giá đa dạng sinh học và chứng minh sự phụ thuộc lẫn nhau trong

hệ sinh thái. Bởi vì, chúng đại diện cho một số lượng loài lớn, dễ thấy và

rất đa dạng trong hoạt động ăn thực vật trong hệ sinh thái nhiệt đới và ôn đới.

Chrysomelidae là họ đa dạng nhất trong bộ cánh cứng với hơn 37.000 loài được mô tả,

hầu hết các mô tả này là của các loài ở vùng Trung và Nam Mỹ (Bouchard et al. 2009)

[71]. Nghiên cứu ở quy mô nhỏ trong rừng nhiệt đới cho thấy Chrysomelidae có tính

đa dạng cao, ví dụ: Thormann et al. (2016) sử dụng mã vạch ADN khám phá 266 loài

Chrysomelidae trong núi rừng của Vườn Quốc gia Podocarpus và khu dự trữ Reserva

Biologica San Francisco liền kề ở phía nam Ecuador [72]; 157 loài Chrysomelidae

được khám phá trong rừng rụng lá nhiệt đới ở Peregrina Canyon của bang Tamaulipas

ở đông bắc Mexico (Sancher- Reyes et al., 2014) [73]; 60 loài thuộc phân họ Alticinae

được ghi nhận ở Antalya và 57 loài thuộc phân họ Alticinae được ghi nhận ở Isparta

của Thổ Nhĩ Kỳ (Aslan, 2010; Aslan và Ayvaz, 2009) [74, 75]; 253 loài

Chrysomelidae được ghi nhận trong 0,8 ha rừng nhiệt đới ở Panama (Charles và

Bassett, 2005) [76] hoặc 1.073 loài trên toàn bộ lãnh thổ của Malaysia (Mohamedsaid

2004) [77]... Thêm vào đó, chúng cho thấy một sự đa dạng đáng chú ý của việc ăn thực

vật (từ lá đến gốc) cũng như mức độ chuyên môn hóa khác nhau, từ loài ăn một loại

thức ăn đến loài ăn nhiều loại thức ăn khác nhau, và khả năng phát tán (từ loài không

thể bay xa đến có thể bay xa). Sự đa dạng phân loại và thức ăn của chúng có thể gây

kinh ngạc trong bất kỳ môi trường nhiệt đới cụ thể nào (Erwin 1982; Wagner 1999;

Novotny và Miller 2014) [78, 79, 80], chúng có mối quan hệ sinh thái chặt chẽ với thực

vật ở tất cả các giai đoạn của chu kỳ sống và có tỷ lệ đặc hữu cao, cả hai yếu tố đó cho

thấy chúng có mối quan hệ chặt chẽ với môi trường. Do vậy chúng là đối tượng thích

hợp trong nghiên cứu các phương diện của đa dạng sinh học: nghiên cứu đa dạng loài

và tương tác sinh thái (Price 2002) [81].

14

1.1.3.1. Tình hình nghiên cứu Chrysomelidae ở Việt Nam

Từ năm 1975 đến năm 2008, côn trùng cánh cứng ăn lá (Chrysomelidae) ở Việt

Nam đã được tập trung nghiên cứu nhiều về đa dạng loài và đặc điểm phân bố. Đặc

biệt khu hệ Chrysomelidae ở khu vực phía Bắc Việt Nam (Tam Đảo, Hòa Bình, Hà

Nam, Ninh Bình..), khu vực ba tỉnh miền trung (Quảng Bình, Quảng Trị và Thừa Thiên

Huế) và một số tỉnh Tây Nguyên đã được nghiên cứu kỹ (Đặng Thị Đáp và Medvedev,

1982, 1983, 1989 [82, 83, 84] và Trần Thiếu Dư và cs 2005, 2006, 2007, 2008 [85-89].

Và các kết quả nghiên cứu này cho thấy Chrysomelidae có sự đa dạng loài cao và một

số nhóm (Monolepties) có sự phân bố theo vùng miền (chúng được ghi nhận nhiều ở

các tỉnh miền trung và Tây Nguyên, trong khi chúng ít xuất hiện ở các tỉnh phía Bắc)

Phân loại học của Chrysomelidae ở Việt Nam được một số tác giả trong nước

quan tâm như Đặng Thị Đáp và Trần Thiếu Dư (2005) [90, 91, 92] và nhiều tác giả

nước ngoài quan tâm nghiên cứu và công bố như Medvedev (1985, 1987, 1988, 1992,

2001, 2004, 2009, 2010, 2011, 2012, 2013, 2014, 2015) [93-109], Delobel et al. (2011)

[110], Shu-Yong et al. (2010) [111], Warchalowski (2010) [112], Lopatin (2003, 2008)

[113, 114], Moseyko (2005, 2006) [115, 116], Bezdek (2005) [117] và Kimoto (1997,

1998, 2000) [118, 119, 120]. Theo ghi nhận của các tác giả này, có khoảng 700 loài

Chrysomelidae ở Việt Nam đã được mô tả và công bố trên các tạp chí khoa học, và ước

tính số loài Chrysomelidae ở Việt Nam có thể vượt 1.000 loài. Điều này cho thấy sự đa

dạng rất cao của quần xã Chrysomelidae ở Việt Nam và nhiều loài đang chờ phát hiện

và mô tả mới cho khoa học.

Những ghi nhận về thực vật chủ của các loài Chrysomelidae ở Việt Nam còn rất

hạn chế. Medvedev và Đặng Thị Đáp (1982, 1983) [82, 83] đã đưa ra danh sách thực

vật chủ của 212 loài Chrysomelidae, tuy nhiên danh sách này chưa đầy đủ và theo tác

giả phương pháp nghiên cứu của các tác giả còn nhiều hạn chế. Tác giả ghi nhận thực

vật chủ của Chrysomelidae dựa vào quan sát trực tiếp ngoài thực địa, khi bắt gặp chúng

trên thực vật nào thì kết luận thực vật đó là thức ăn của chúng. Kết luận này nhiều khi

không chính xác, bởi vì Chrysomelidae là côn trùng biết bay và chúng có thể bay xa,

nhiều loài ăn trên nhiều loại thức vật khác nhau.

15

Năm 1993. Đặng Thị Đáp đã có nghiên cứu và kết luận ban đầu về ảnh hưởng

của cảnh quan tới sự phân bố của phân họ Cassidinae. Trong họ Chryrsomelidae, hai

phân họ Galerucinae và Eumophinae có số loài hơn các phân họ khác, Cassidinae là

phân họ nhỏ, có số loài ít, do vậy nếu sử dụng phân họ Cassidinae cho nghiên cứu sinh

thái học sẽ cho kết quả thiếu chính xác. Ở Việt Nam, chưa có nghiên cứu sâu về sinh

thái học và đặc biệt nghiên cứu về ảnh hưởng của dải biến động môi trường tới quần xã

Chrysomelidae [121].

Dữ liệu về đa dạng côn trùng ở VQG Núi Chúa đã được Tạ Huy Thịnh và cộng

sự nghiên cứu trong năm 2005, tuy nhiên nhóm tác giả không nghiên cứu về quần xã

Chrysomelidae ở khu vực này [122]. Kết quả của nhóm tác giả chỉ thống kê sự đa dạng

của một số họ côn trùng ở VQG Núi Chúa (có bộ Coleoptera, nhưng không có họ

Chrysomelidae). Do vậy, kết quả nghiên cứu của luận án là kết quả nghiên cứu đầu tiên

về quần xã Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa.

Tóm lại, các nghiên cứu trước đây về Chrysomelidae ở Việt Nam chủ yếu về

phân loại học hình thái và những điều tra đa dạng loài ở một số Vườn quốc gia, chưa

có nghiên cứu về sinh thái học của quần xã Chrysomelidae trong điều kiện môi trường

cụ thể và đặc biệt chưa có ghi nhận dữ liệu về sinh học phân tử của Chrysomelidae ở

Việt Nam.

1.1.3.2. Tình hình nghiên cứu Chrysomelidae trên thế giới

Chrysomelidae là một nhóm cánh cứng lớn nhất trong bộ cánh cứng, có khoảng

37.000 loài Chrysomelidae đã được mô tả, thuộc hơn 2000 giống (Jolivet, Petitpierre,

và Hsiao (1988) [123]. Chúng được nghiên cứu khá đầy đủ về thực vật chủ (Jolivet

và Hawkeswood 1995) [124], về sinh học: nhận dạng, phát sinh loài, di truyền, sinh

thái ….(Jolivet và Cox , 1996) [125]. Các nhà khoa học ngày nay đã sử dụng sinh học

phân tử để nghiên cứu sâu hơn về phát sinh loài của Chrysomelidae (Nadein, 2015;

Matsumura et al. 2014; Montelongo và Gómez-Zurita, 2014; …) [126, 127, 128] cũng

như đánh giá đa dạng của Chrysomelidae (Thormann et al., 2016; Papadopoulou,

Cardoso và Gómez-Zurita, 2013) [72, 129] và tìm kiếm thực vật chủ của chúng

(Jurado-Rivera et al. 2009, Kishimoto-Yamada et al. 2013; De la Cadena et al. 2017; )

[51, 54, 130].

16

Cùng với xu hướng nghiên cứu trên thế giới đang áp dụng, luận án sử dụng

phương pháp sinh học phân tử để đánh giá đa dạng loài và thức ăn của Chrysomelidae

trong điều kiện môi trường ở VQG Núi Chúa: sự thay đổi môi trường ở phạm vi nhỏ

nhưng liên tục, thay đổi từ rừng khô ở độ cao thấp tới rừng ẩm ở độ cao cao hơn. Độ

cao trong nghiên cứu này chưa tới 1.000 m, trong khi các nghiên cứu trước đây đa số ở

độ cao trên 1.000 m và được nghiên cứu ở khu vực Nam và Trung Mỹ. Do đó, nghiên

cứu của đề tài là không trùng lặp với các nghiên cứu trước đây.

Như vậy, sinh vật có sự đa dạng lớn trong mọi bậc phân loại, sự thiếu hụt

nghiêm trọng các chuyên gia trong nghiên cứu phân loại học các loài, cùng với tốc độ

sự tuyệt chủng của các loài trong tự nhiên cao là trở ngại trong nghiên cứu đa dạng

sinh học, sinh thái học và sự phát sinh loài. Sinh học phân tử có thể được sử dụng như

là công cụ hỗ trợ đắc lực để giải quyết vấn đề trở ngại trong nghiên cứu đa dạng sinh

học, là công cụ giúp đánh giá nhanh đa dạng sinh học (đa dạng loài và tương tác sinh

thái của các loài). Chrysomelidae với số lượng loài lớn trên thế giới, nhiều loài chưa

được khám phá, phân bố rộng và có tương tác sinh thái loài phức tạp, chúng ít được

nghiên cứu ở trong rừng nhiệt đới nên là đối tượng thích hợp để áp dụng công cụ sinh

học phân tử trong đánh giá đa dạng của chúng (đa dạng và tương tác loài) trong sự biến

động môi trường ở Vườn Quốc Gia Núi Chúa để chứng minh sự phụ thuộc lẫn nhau

của các quần xã trong hệ sinh thái.

1.2. Khái quát về điều kiện tự nhiên – kinh tế xã hội của khu vực nghiên cứu

VQG Núi Chúa được thành lập trên cơ sở:

 Quyết định số 194/QĐ - HĐBT ngày 9 tháng 8 năm 1986 của Hội đồng Bộ

trưởng (nay là Chính phủ) về việc thành lập Khu Bảo tồn Thiên nhiên Núi Chúa.

 Công văn số 200/NN và PTNT ngày 17 tháng 1 năm 1997 của Bộ Nông nghiệp

và Phát triển Nông thôn gửi Uỷ ban nhân dân Tỉnh Ninh Thuận đồng ý với chủ trương

về quy hoạch ổn định đối với các loại rừng, đồng thời xây dựng các dự án trong đó có

rừng đặc dụng khô hạn Núi Chúa.

 Quyết định số 134/2003/QĐ - TTg ngày 7 tháng 9 năm 2003 của Thủ tướng

Chính phủ về việc thành lập VQG Núi Chúa.

17

1.2.1. Vị trí địa lý

VQG Núi Chúa thuộc huyện Ninh Hải, tỉnh Ninh Thuận, giáp với tỉnh Khánh

Hòa. Ở vị trí cực đông của Nam Trung Bộ, nơi tiếp giáp giữa vùng Đông Nam Bộ và

Nam Trung Bộ, có toạ độ từ 11°35'25" đến 11°48'38" vĩ bắc và 109°4'5" đến

109°14'15" kinh đông, diện tích: 29.865 ha trong đó phần đất liền là 22.513ha và phần

biển là 7.352 ha, vùng đệm có diện tích 7.350 ha. Giới hạn phía bắc là ranh giới giáp

tỉnh Khánh Hòa. Khu vực Núi Chúa có ba mặt giáp biển. Ngay phía bắc là phần dưới

của vịnh Cam Ranh thuộc xã Cam Lập thành phố Cam Ranh tỉnh Khánh Hòa, Phía

đông và nam là biển Đông với các xã Vĩnh Hải và Nhơn Hải thuộc huyện Ninh Hải.

Phía nam là đầm Nại, phía tây giới hạn bằng chính quốc lộ 1A.

1.2.2. Địa hình

Khu vực Núi Chúa là một khối núi khá liền nhau, nhìn từ ảnh vệ tinh thì Núi

Chúa có hình dạng như một con rùa có đầu quay về phía Nam, đuôi là phần nhô ra mũi

Xốp. Khối núi này có nhiều đỉnh ở các độ cao khác nhau, mà đỉnh cao nhất là đỉnh núi

Cô Tuy có độ cao 1.039 m.

Địa hình thấp dần từ trung tâm ra, phần phía bắc và tây có độ dốc lớn hơn phía

Nam và phía Đông. Phía Tây và Tây nam địa hình bị chia cắt do có các khối núi nhỏ

tạo thành các thung lũng sườn núi theo hướng Đông Bắc-Tây Nam; còn phía Bắc,

Đông và Đông nam địa hình ít bị chia cắt, thấp dần từ đỉnh núi ra biển

Địa hình có độ cao dưới 300 m: phân bố phía Đông và Nam và các khu vực ở

phía Bắc giáp biển, địa hình ít bị chia cắt, độ dốc dưới 200.

Địa hình có độ cao từ 300-700 m: phân bố phía Tây và Tây Nam, địa hình bị

chia cắt mạnh, hình thành các thung lũng và sườn vách dốc trên 200, cho đến 350.

Địa hình có độ cao trên 700 m: phân bố ở phần trung tâm, có nhiều đỉnh núi ở

các độ cao khác nhau, bị ngăn cắt bởi các thung lũng, có độ dốc từ 200 đến 400.

Xa hơn về phía Tây Nam là đồng bằng nhỏ Phan Rang, bao bọc xung quanh bởi

các khối núi cao. Cả khu vực Núi Chúa-Phan Rang gần như hình thành dạng địa hình

lòng chảo, ngăn cách ở phía Bắc, Tây và Nam là các khối núi có địa hình cao trên 500

m cho đến trên 1.000 m. Ở hai đầu phía Bắc và Nam bị chặn lại bởi các khối núi ăn lan

ra biển có cao độ trung bình 500-700 m.

18

1.2.3. Khí hậu, thủy văn

Khu vực VQG Núi Chúa nằm lọt hoàn toàn trong khu vực khí hậu ven biển

miền trung thuộc vùng khí hậu Nam Trung Bộ với đặc điểm là khô hạn, đặc điểm này

liên quan đến vị trí bị che khuất của vùng này bởi các núi vòng cung bao bọc phía Bắc,

Tây và Nam với hai luồng gió mùa chính. Trong vùng khí hậu khô hạn này thì khu vực

Phan Rang được coi là trung tâm khô hạn nhất nước, với lượng mưa trung bình năm

dưới 700 mm, có những năm dưới 500 mm.

Mùa mưa ở khu vực này đến muộn so với các vùng khác và kết thúc cũng sớm

hơn, bắt đầu khoảng tháng 9 - 10 và kết thúc khoảng tháng 12. Gió mùa Đông Bắc

không ảnh hưởng nhiều đến khu vực nên không cung cấp thêm lượng ẩm vào mùa gió

mùa Đông Bắc, còn gió mùa Tây Nam vào mùa mưa thì lại bị các khối địa hình cao

hơn ở vị trí bên trong hứng gần hết lượng ẩm mà gió mùa Tây Nam mang lại. Do vị trí

tiếp giáp như vậy lượng mưa tại khu vực Núi Chúa có thể đạt xấp xỉ 1000 mm hoặc

hơn so với trung tâm khô hạn Phan Rang-Mũi Dinh chỉ đạt 650-750 mm/năm.

Chế độ nhiệt của khu vực mang những nét đặc trưng của chế độ nhiệt miền

Nam, không có mùa đông lạnh, nhiệt độ trung bình năm xấp xỉ 260 C, nhiệt độ tháng

lạnh nhất không xuống thấp hơn 230 C (cho địa hình thấp, đồng bằng), nền nhiệt độ các

tháng trong năm khá ổn định theo kiểu chuyển tiếp khí hậu xích đạo – nhiệt đới. Các

yếu tố cực trị về nhiệt có thể thấy qua các trị số cực tiểu như nhiệt độ tối thấp tuyệt đối

có thể đạt 14-150 C ở đồng bằng và giảm thêm theo độ cao.

Độ ẩm không khí liên quan đến chế độ nhiệt và mưa như trên nên độ ẩm trung

bình chỉ khoảng 80%, trong các tháng mùa mưa cũng chỉ đạt khoảng 85%, trong các

tháng mùa khô độ ẩm tối thấp tuyệt đối có thể xuống dưới 20-25%.

Theo Luận chứng Khoa học của VQG Núi Chúa, tính toán các chỉ số nhiệt và

mưa hàng tháng thì khu vực này có 9 tháng khô, 4 tháng hạn và 2 tháng kiệt và được

xếp vào loại khô hạn nhất ở Việt Nam. Chỉ số khô hạn X = 9. 4. 2

Hệ thống dòng chảy – thủy văn: Với địa hình là một khối núi nhỏ độc lập như

vậy nên hệ thống thủy văn sông suối trong khu vực này có đặc trưng là dòng chảy

ngắn, nhỏ và lưu lượng thay đổi theo mùa, diện tích lưu vực cho từng dòng chảy không

lớn.

19

Nhìn chung khu vực VQG Núi Chúa không có suối lớn, chỉ có một số suối nhỏ,

ngắn đến mùa khô gần như không có nước. Các suối có dòng chảy đáng kể như suối

Nước ngọt, Suối Nước giếng, Suối Kiền Kiền, suối Đông Nha, suối Lồ ồ, suối Đá. Các

suối trên đều bắt nguồn từ trên núi cao chảy ra biển đông [131].

Hình 1.2: Sơ đồ VQG Núi Chúa (nguồn: Sinh vật rừng Việt Nam:

http://www.vncreatures.net/all_vqg/mapnc.php)

20

1.2.4. Đặc điểm sinh thái thảm thực vật Theo ghi nhận ban đầu của Phân Viện Điều Tra Quy Hoạch Rừng II, VQG Núi Chúa

có 3 dạng sinh cảnh chính là:

- Rừng thường xanh trên núi cao trung bình và thấp

- Rừng bán khô hạn

- Vùng ven bờ biển (bao gồm cả rừng khô hạn trên núi thấp ven bờ biển và khu dân

cư)

VQG Núi Chúa có 6 kiểu thảm thực vật chính là:

- Kiểu Trảng cỏ thứ sinh trên đất cát ven biển

- Kiểu Trảng cây bụi thường xanh trên đất cát ven biển

- Kiểu Rừng thưa cây lá rộng hơi khô nhiệt đới

- Kiểu Trảng cây bụi gai chịu hạn rụng lá nhiệt đới

- Kiểu Trảng cây bụi thường xanh hơi khô nhiệt đới

- Kiểu Rừng kín thường xanh hơi ẩm nhiệt đới núi thấp

Cũng theo tác giả trên, ở VQG Núi Chúa có các sinh cảnh thực vật như:

- Thực vật trên đồi cát ven biển

- Thực vật khô hạn trên vùng núi đá lộ đầu

- Thực vật truông bụi gai thưa cây rụng lá trên nền đất pha cát

- Thực vật cây lá rộng thường xanh từ khô hạn tới hơi ẩm

- Thực vật lá rộng xen lá kim hơi ẩm vùng núi

- Một số sinh cảnh hẹp như thực vật hồ nước trên núi, thực vật trên thác nước, thực

vật ven khe nước trên núi.

Khu vực VQG Núi Chúa có kiểu hệ sinh thái bán khô hạn được biết đến như là kiểu

hệ sinh thái tiêu biểu cho khu vực nhưng ngoài ra còn có kiểu hệ sinh thái khác làm

cho khu vực khác với các vùng khác, đó là hệ sinh thái rừng thường xanh với hệ thực

vật và thành phần loài khác với hệ thực vật của hệ sinh thái bán khô hạn. Hệ thực vật

trong khu vực này còn có cả thành phần loài thuộc vùng khí hậu không phải là nóng và

khô hạn tiêu biểu thường gặp, đó là các loài thực vật thuộc vùng khí hậu á nhiệt đới và

ôn đới với các loài cây lá kim đặc trưng như Kim Giao (Podocarpus spp.) và Thanh

tùng (Taxus baccata). Sự xuất hiện các loài thực vật á nhiệt đới và ôn đới này đã tạo

21

nên những nét đặc trưng riêng và tính đa dạng về sinh thái, cảnh quan và sinh học nói

chung cho cả khu vực Núi Chúa [132].

1.2.5. Hệ động, thực vật

Đã ghi nhận 350 loài san hô, trong đó có 307 loài san hô cứng tạo rạn thuộc 59

giống, 15 họ, trong đó đặc biệt có 46 loài san hô được ghi nhận là phân loại mới tại

Việt Nam. VQG Núi Chúa còn được ghi nhận là nơi có một số quần thể rùa biển đến

sinh sản gồm 03 loài là Đồi mồi (Eretmochelys imbricata), Rùa xanh (Chelonia

mydas), Đồi mồi dứa (Lepidochelys Olivacea).

Trong sáu kiểu thảm thực vật nêu trên các nhà khoa học nghiên cứu, điều tra đã

ghi nhận được 1.504 loài thực vật bậc cao có mạch trên cạn nằm trong 85 bộ, 147 họ và

596 chi thuộc 7 ngành thực vật khác nhau ở Việt Nam có 08 ngành thực vật bậc cao có

mạch hiện đang sống thì ở VQG Núi Chúa đã có đại diện của 07 ngành chiếm 87%, chỉ

thiếu ngành Cỏ tháp bút. Những loài thực vật đã được ghi nhận có những giá trị khác

nhau. Trong đó có 30 loài quý hiếm có tên trong Sách đỏ Thế giới.

Đã ghi nhận 330 loài động vật có xương sống trên cạn với 84 loài thú, 163 loài

chim và 83 loài bò sát – lưỡng cư, trong số đó có 46 loài là loài nguy cấp quý hiếm có

tên trong Sách đỏ Việt Nam, Sách đỏ thế giới và các phụ lục của Nghị định

32/2006/NĐ-CP [133]. Trong đợt điều tra khảo sát 6/2004, từ 3 tuyến điều tra đã thu

thập được 10 bộ, 95 họ Côn trùng gồm 361 loài và dạng loài. Số loài đã định tên khoa

học chiếm 53,7% trong số đó (Tạ Huy Thịnh et al., 2005) [122]. Khu hệ động vật ở

VQG Núi Chúa chưa được điều tra, nghiên cứu đầy đủ nhưng theo một số nhà khoa

học nơi đây vẫn tồn tại nhiều loài động vật quý hiếm như: Chà và chân đen (Pygathrix

nigripes), Gấu ngựa (Ursus thibetanus), Rùa da (Dermochelys coriacea), Đồi mồi

dứa (Chelonia mydas), Vích (Caretta caretta)... Nhiều loài chim quý hiếm vẫn còn

hiện diện như: Cốc biển bụng trắng (Fregata andrewsi), Gà lôi (Lophura

nythemera), Phướn đất (Carpococcyx renauldi), công (Pavo muticus)... chứng tỏ mức

độ đa dạng nơi đây vẫn còn khá cao [133].

Như vậy, VQG Núi Chúa bao gồm diện tích rừng bán khô hạn độc đáo nhất Việt

Nam và quần xã thực vật ở đây có sự thay đổi rõ rệt theo độ cao từ rừng khô trên đất

22

thấp, qua rừng chuyển tiếp (rừng bán ẩm) tới rừng ẩm thường xanh trên núi cao. Vì vậy,

VQG Núi Chúa là địa điểm lý tưởng để thực hiện nghiên cứu của luận án

23

Chương 2: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Phương pháp thu mẫu và phân chia sinh cảnh ở VQG Núi Chúa

2.1.1. Thiết kế và thu thập mẫu vật

Để xác định được các tuyến đường thu mẫu, nghiên cứu sinh đã giành 1 tuần

khảo sát khu vực nghiên cứu ở VQG Núi Chúa trong lần thu mẫu đầu tiên (5/2012),

sau đó trong các đợt thu mẫu tiếp theo, nghiên cứu sinh chọn được các tuyến đường thu

mẫu lan tỏa theo các hướng khác nhau của VQG Núi Chúa, đảm bảo thu được mẫu vật

đại diện cho toàn bộ VQG Núi Chúa.

Năm con đường rừng ở Vườn Quốc Gia Núi Chúa được chọn để tiến hành thu

mẫu trong các đợt điều tra có tên là Mái Nhà, Đá Đỏ, Ao Hồ, Núi Ông và Suối Trục

(tên các con đường theo người dân địa phương đặt). Trong mỗi đợt thu mẫu, mỗi tuyến

được thu mẫu từ độ cao ở mức nước biển (tương ứng với vùng sinh thái khô) theo độ

cao tăng dần lên đến 449m (tương ứng với vùng sinh thái chuyển tiếp và một phần của

vùng sinh thái ẩm) (Bảng 2.1, Hình 2.2),

Mỗi con đường rừng cố định được thu mẫu 10 lần: thu mẫu một lần/tháng trong

các tháng 6, tháng 7 và tháng 9 (năm 2012) và tháng 1 (năm 2013) và hai lần/tháng

trong các tháng 2 đến 4 (năm 2013). Tuyến Đá Hang chỉ được thu mẫu một lần tháng 5

năm 2012 trong lần khảo sát đầu tiên. Các mẫu vật họ Chrysomelidae được thu thập

quanh những điểm cố định dọc theo các tuyến đường rừng trong mỗi lần thu mẫu. Do

luận án nghiên cứu về sinh thái học của quần xã Chrysomelidae (sự biến đổi theo độ

cao), do vậy cần có phương pháp thu mẫu nhất quán để đảm bảo sự phân tích được

chính xác nhất. Do vậy, chúng tôi chỉ thu mẫu bằng phương pháp đập (thời gian và

chiều cao tán đập là nhất quán tại mỗi điểm thu mẫu). Cụ thể, tại mỗi điểm thu mẫu

việc thu thập mẫu vật được thực hiện trong 10 phút bằng cách đập từ thảm cỏ, cây bụi

và các cành cây thấp tới cao đến khi nào không thể với được thì dừng (khoảng 2,5 m)

(hình 2.1). Các mẫu vật thu được được lưu trữ ngay lập tức trong các lọ có chứa

ethanol tuyệt đối (96%) cho bảo quản ADN, các lọ được đánh nhãn thời gian vị trí địa

lý và tuyến đường thu mẫu.

24

Hình 2.1: Thu mẫu ở khu vực nghiên cứu

25

Bảng 2.1: Tọa độ các vị trí thu mẫu ở VQG Núi Chúa

TĐ

Vĩ độ

Kinh độ

Vĩ độ

Kinh độ

E. N. 11,6956389 109,162736 109 11 11,7021667 109,148444 233 15 11,7096528 109,141736 506 2 11,7156111 109,136944 661 13 9 11,7221667 109,136111 714 50 11,7279722 109,202944 11,7266389 82 109,20475 11,7310278 109,209889 142 11,7322222 109,211278 173 11,7352778 109,212972 200 11,7363889 109,215111 208 11,7358333 109,21625 236 11,7354444 109,217264 258 11,7349167 109,218861 260 109,2195 265

E. N. NO1 11,7334444 109,184389 122 15 7 NO2 11,7341111 109,182472 174 5 NO3 11,7345556 109,181222 204 8 NO4 11,7349583 109,180056 238 3 NO5 11,7353889 109,179111 271 9 NO6 11,7356667 109,177750 340 11,7355000 109,176889 382 11 3 NO7 NO8 11,7362778 109,175861 411 11 6 6 NO9 11,7371667 109,175958 418 2 6 NO10 11,7379861 109,175972 428 2 9 NO11 11,7385556 109,175861 441 4 7 NO12 11,7402639 109,175389 486 6 4 NO13 11,7424444 109,175250 484 4 NO14 11,7456944 109,175028 474 1 7 2 2 MN1 MN2 3 MN3 3 MN4 4 MN5 3 MN6 2 4 2

38 2 11,7279830 109,189704 11,7265833 109,185528 67 10 11,7246806 109,182014 107 10 11,7226667 109,181306 111 11,7245556 109,180417 140 4 11,7193889 109,179361 158 11,7246944 109,179403 166 12 11,7177778 109,178333 188 2 11,7226944 109,179417 162 11,7165556 109,174611 243 9 MN7 11,7251667 109,177236 180 11,7145278 109,175083 230 MN8 11,7251806 109,175125 224 15 11,7150556 109,181528 212 MN9 11,7238611 109,174472 244 14 11,7205833 109,182944 157 9 11,7165694 109,180903 211 2 MN10 11,7216528 109,174681 258 4 MN11 11,7207500 109,173917 269 11,7151944 109,179236 230 3 2 MN12 11,7192361 109,174944 284 15 11,7152222 109,176625 224 3 3 MN13 11,7182222 109,172222 324 11,7164167 109,177278 219 3 MN14 11,7196667 109,171222 358 4 4 MN15 11,7192500 109,170222 364

11,7411250 109,191597 287

TĐ DH1 DH2 DH3 DH4 DH5 AH1 AH2 AH3 AH4 AH5 AH6 AH7 AH8 AH9 AH10 11,7352222 DD1 DD2 DD3 DD4 DD5 DD6 DD1' DD2' DD3' DD4' DD5' ST1 11,7346667 109,190583 101 ST2 11,7368333 109,190222 171 11 ST3 11,7391667 109,190653 251 11 ST4 1 ST5 11,7436528 109,192681 326 21 ST6 11,7446806 109,1925 351 18 ST7 11,7461667 109,192167 378 13 ST8 11,7485000 109,192833 405 15 ST9 11,7511528 109,192319 392 18 ST10 11,7534444 109,192875 376 21

Chú thích: (TĐ) tuyến đường thu mẫu; (E) độ cao: m; (N.) số lần thu mẫu; (DH) tuyến Đá Hang; (AH) tuyến Ao

Hồ; (NO) tuyến Núi Ông; (DD) tuyến Đá Đỏ; (MN) tuyến Mái Nhà; (ST) tuyến Suối Trục

26

Hình 2.2: Sơ đồ thu mẫu Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa (a) Vị trí VQG

Núi Chúa trong bản đồ Việt Nam (b) Phác họa hình dáng VQG Núi Chúa và các

tuyến thu mẫu (c) Các vị trí thu mẫu trong các tuyến thu mẫu ở VQG Núi Chúa,

với vùng màu xám là vùng chuyển tiếp được giả định.

27

2.1.2. Phân chia sinh cảnh trong khu vực thu mẫu ở VQG Núi Chúa

Sự phân chia sinh cảnh trong khu vực nghiên cứu dựa trên kết quả nghiên cứu

trước đây về VQG Núi Chúa [132] kết hợp với việc phân tích một số tham số của quần

xã Chrysomelidae như chỉ số tương đồng (chỉ số SØrensen – Dice) bằng việc sử dụng

phương pháp cửa sổ trượt (sliding window) (Barton et al. 2013) [134]. Mẫu vật đã

được xác định loài được phân chia cho các khoảng 40 m độ cao liền kề và tính toán số

loài giống nhau giữa các khoảng độ cao liền kề đó và loài chỉ có ở trên/dưới mỗi

khoảng độ cao đó. Cơ sở của phương pháp này là vùng thu mẫu của chúng tôi sẽ bao

trùm một khu vực là môi trường sống chung của những loài ưa thích môi trường khô

nhưng có thể mở rộng phạm vi sống đến môi trường ẩm hơn và những loài ưa thích

môi trường ẩm nhưng có thể mở rộng phạm vi sống tới môi trường khô hơn. Vùng này

là vùng chuyển tiếp sinh thái và có sự đa dạng cao hơn hai vùng sinh thái khô và ẩm

(ảnh hưởng của sự chiếm cứ giữa lãnh thổ như Colwell và Lees 2000) [135].

2.2. Phương pháp sinh học phân tử:

Toàn bộ phần mềm của mỗi mẫu vật bọ cánh cứng ăn lá được dùng làm đối

tượng để tách chiết ADN tiêu chuẩn, sử dụng bộ công cụ DNeasy Blood và Tissue

(Qiagen Iberia, Madrid, Spain) để tách triết ADN theo protocol trong phòng thí

nghiệm. Toàn bộ cơ thể mẫu vật đã được sử dụng cho tách triết ADN, phần xác còn lại

của những mẫu vật này sau khi tách triết ADN được giữ lại, làm khô, gắn lại làm tiêu

bản với các thông tin thời gian, địa điểm và người thu thập mẫu vật để làm tài liệu

tham khảo cho các nghiên cứu sau này.

Để xác định loài họ Chrysomelidae, các ADN của từng cá thể được dùng làm

khuôn cho sự khuếch đại PCR của gen ty thể cytochrome c oxidase subunit 1 (cox1) có

chiều dài 830bp, sử dụng cặp mồi TL-N-3014 (Simon et al. 1994) [136] C1-J-2183

được sửa đổi (Gómez-zurita et al. 2012) [137]. Khi các mồi này kết hợp lỗi, locus

tương tự trong hai mảnh ngắn hơn không chồng nhau được khuếch đại, sử dụng mồi ở

trong phù hợp hay bổ sung ngược lại với nó (Gómez-zurita et al. 2012) [137]. Các hóa

chất sử dụng cho phản ứng PCR gen cox1 gồm: 1µl AND, 2.5µl của Buffer 10X, 1.5 µl

MgCl2 50mM, 0.25µl dNTPs 20mM, 0.5µl primers (cả hai chiều) 10µM, 0.1µl Taq

28

polymerase và 18.65µl nước tinh khiết. Điều kiện tiêu chuẩn của phản ứng PCR là 30

giây biến tính ở 94° C, 30 giây ủ ở 50° C và kéo dài 1 phút tại 72° C. Các sản phẩm

PCR được làm sạch bằng cách sử dụng ammonium acetate và isopropanol lạnh, kiểm

tra gel điện di agarose 1.5% và được giải trình tự theo cả hai chiều bằng cách sử dụng

cùng mồi PCR và bộ giải trình tự theo chu kỳ BigDye Terminator v3.1 (Applied

Biosystems, Foster City CA, USA). Các trình tự bổ sung được lắp ráp thành các chuỗi

ADN được nhân bản nằm liền kề nhau và chỉnh sửa bằng phần mềm Geneious Pro

5.3.6 (Biomatters Ltd, Auckland, New Zealand) và những trình tự không rõ ràng được

sắp xếp lại bằng tay. Các trình tự tạo ra trong nghiên cứu này đã được lưu giữ trong cơ

sở dữ liệu lưu trữ Nucleotide Châu Âu (EMBL-EBI, Hinxton) với số gia nhập

LT160095-LT160588.

Để nghiên cứu thức ăn trong ruột của Chrysomelidae, chúng tôi khuếch đại vùng

Intergenic spacer của locus cpADN PsbA-TrnH. Chúng tôi sử dụng cặp mồi Psba

(5’GTTATGCATGAACGTAATGCTC3’) và TrnH

(5’CCTAACACTTAGGTGGTACGCGC3 ’) để có được những đoạn gen dài, phản

ứng PCR sử dụng là: 1.5µl ADN, 0.1µl Taq polymerase, 0.5 µM của mỗi mồi và 1.5

mM MgCl2, 2.5µl Buffer 10X, 0.25 µl dNTP, và nước tinh khiết sao cho tổng dung tích

bằng 25µl. Điều kiện của phản ứng là: biến tính ADN ở 94o trong 30 giây, giảm nhiệt

độ từ 60o đến 43o trong 60 giây với 16 chu trình, 27 chu trình ở 42o trong 30 giây và

kéo dài trong 1 phút ở 70o. Với những đoạn gen ngắn chúng tôi sử dụng cặp mồi

PsbAinT2 (5’CTCATAACTTCCCTCTAGAYYTAGC3’) và TrnHinT1

(5’CAYCGGTTCACCTAGTTCCG3’) với điều kiện phản ứng là 20 chu trình trong 30

giây biến tính ở 94o, ủ trong 30 giây ở 60o và kéo dài ở 72o trong một phút. Sản phẩm

PCR được kiểm tra trong gel điện di agarose 1.5 %. Các sản phẩm PCR cho thấy nhiều

dải sẽ được cắt và được đánh nhãn và cất trữ trong các lọ riêng biệt, chúng được sử

dụng làm khuôn cho phản ứng PCR lại. Các sản phẩm PCR được làm sạch bằng

ammonium acetate và isopropanol. Các DNA được giải trình tự cả hai chiều sử dụng

cùng mồi PCR và bộ kit giải trình tự BigDye Terminator v3.1 Cycle Sequencing

(Applied Biosystems, Foster City CA, USA). Sử dụng phần mềm Geneious Pro 5.3.6

29

để nhóm các cặp ADN có trình tự bổ sung với nhau, chỉnh sửa chúng và sắp xếp chúng

trong một ma trận trình tự đơn.

2.3. Phương pháp xác định loài Chrysomelidae

Xác định loài Chrysomelidae theo dữ liệu sinh học phân tử

Việc xác định các loài đã sử dụng một số phương pháp dựa trên cây phát sinh

loài, hiệu quả của từng phương pháp được đánh giá bằng cách so sánh sự phù hợp của

chúng với các loài hình thái. Chúng tôi sử dụng hai phương pháp tiếp cận loài dựa trên

cây: mô hình Generalized Mixed Yule-Coalescent (GMYC) xem xét cả đơn và đa

ngưỡng (Pons et al. 2006, Fujisawa and Barraclough 2013) [138, 139], và mô hình

Poisson Tree Processes (bPTP) (Zhang j-J et al. 2013) [140]. Trước khi phân tích phát

sinh loài, tất cả dữ liệu được xếp lại thành loại đơn (không có các trình tự ADN của các

cá thể giống nhau cùng tồn tại).

Phương pháp GMYC yêu cầu cây ultrametric (là cây phát sinh loài mà các chiều

dài từ gốc tới đỉnh bằng nhau). Để có được cây “ultrametric” đầu tiên xác định mô hình

tiến hoá phù hợp nhất với biến thể quan sát thấy trong ma trận dữ liệu gen cox1 được

đánh giá dựa trên một số thông tin tiêu chuẩn được thực hiện trong jModelTest 2.1.5

(Darriba et al. 2012) [141]. Mô hình được chọn là GTR + I + G trong mọi trường hợp.

Sau đó sử dụng một vài cách để thu được cây “ultrametric”:

Cách đầu tiên là thiết lập cài đặt mô hình tiến hóa phù hợp cho ma trận gen cox1

trong RAxML 7.2.6 (Stamatakis 2006) [142] để thu được cây có khả năng xảy ra nhất

(cây ML). Các cây ML tối ưu đã thu được với bước đầu khám phá cài đặt sắp xếp lại

ban đầu tốt nhất từ bộ sưu tập của 100 cây bắt đầu ngẫu nhiên, và bước thứ hai sử dụng

những cài đặt tối ưu trong tìm kiếm suy luận phức tạp cho cây có khả năng xảy ra được

biết tốt nhất sử dụng 500 bản sao. Cây ML thu được, được tạo rễ từ giữa điểm của con

đường nhánh dài nhất giữa hai điểm đầu cuối và đã được thực hiện chuyển thành cây

ultrametric với (1) các thuật toán PATHd8, mà chuyển đổi chiều dài nhánh bằng cách

làm nhẵn tỷ lệ cục bộ để thích ứng độ lệch với đồng hồ phân tử (Britton et al. 2007)

[143]; hoặc (2) phương pháp làm nhẵn tỷ lệ tham số được thực hiện trong r8s 1.8

(Sanderson 2003) [144]. Theo đó, chúng tôi đã thu được thông số làm nhẵn tối ưu bằng

30

cách sử dụng việc kiểm tra chéo một dải các giá trị giữa 0,01 và 1000, và ấn định độ

tuổi gốc tùy ý đến 100 đơn vị thời gian.

Cách thứ 2 chúng tôi sử dụng suy luận Bayesian (BI) sử dụng BEAST 1.8.1

(Drummond 2012) [145]. BI đã được sử dụng để sản xuất cây gen, sử dụng bốn chuỗi

Markov Monte Carlo với 50 triệu thế hệ, mô hình tiến hóa GTR + I + G với các thông

số đánh giá từ mẫu vật và ưu tiên cây kết hợp thành một khối, lấy mẫu cây và các

thông số liên quan mỗi 5000 thế hệ. Cây tin cậy có nhóm tổ tiên chung là cây lớn nhất

và các thông số liên quan đạt được sau khi loại bỏ 10% đầu tiên của mẫu cây bằng cách

sử dụng TreeAnnotator 1.6.2 (Drummond et al. 2012) [145] và Tracer 1.6 (Rambaut et

al. 2014) [146].

Sau đó sử sử dụng gói "splits " (Ezard et al. 2009) [147] trong phần mềm R

3.1.1 (R . Development Core Team) [148] để xác định loài theo mô hình GMYC với cả

đơn ngưỡng và đa ngưỡng.

Phương pháp bPTP, không yêu cầu cây phân cực và xác định loài được tối ưu

hóa trên độ dài nhánh (Zhang j-J et al. 2013) [140]. BPTP chạy trực tuyến trên trang

web "bPTP server" (http://species.h-its.org) và sử dụng cùng một cây đầu vào gốc

RAxML giống như trong sử dụng mô hình GMYC.

Phương pháp nhận dạng loài dựa vào đặc điểm hình thái: Do luận án nghiên

cứu về sinh thái học quần xã và sử dụng công cụ sinh học phân tử để đánh giá đa dạng

loài của Chrysomelidae, vì vậy nghiên cứu sinh không đi sâu vào phân loại học hình

thái, mà chỉ phân chia các mẫu vật đến các dạng hình thái khác nhau. Đầu tiên, các

mẫu vật được quan sát dưới kính lúp soi nổi và phân chia sơ bộ đến mức độ phân họ

theo Paul (2009) [149] và trực tuyến qua trang web

https://sites.google.com/site/mikesinsectkeys/Home/keys-to-coleoptera/chrysomelidae,

sau đó các mẫu vật trong các phân họ được nhận dạng tới bậc phân loại thấp nhất theo

khóa định loại của Kimoto (2000, 1989, 1982, 1981) [120, 150, 151, 152]. Kết quả

được so sánh với kết quả từ phương pháp xác định loài dựa trên dữ liệu ADN. Nếu các

dạng hình thái có sự đa màu sắc sẽ tiến hành kiểm tra đặc điểm của cơ quan sinh dục.

31

2.4. Phương pháp xác định thức ăn của các loài Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa

Trình tự ADN của gen lục lạp trong thức ăn từ ruột Chrysomelidae được sử

dụng thông qua chương trình BAGpipe (Papadopoulou et al. 2015) [153] để tìm ra

trình tự ADN từ dữ liệu GenBank phù hợp nhất, với đầy đủ thông tin về phân loại học.

Từ đó thức ăn của các loài Chrysomelidae được xác định ở cấp độ họ của bậc phân loại

thực vật.

2.5. Đánh giá tiềm năng đa dạng loài của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa

Phương pháp đường cong tích lũy đã được sử dụng để khám phá tiềm năng đa

dạng loài của Chrysomelidae trong các tuyến thu mẫu và các sinh cảnh khác nhau

(Hortal et al. 2006) [154]. Đường cong tích lũy loài được xây dựng dựa trên kết quả

của các phương pháp xác định loài khác nhau. Các tính toán được thực hiện trong phần

mềm EstimateS 9.1 (Colwell 2013) [155].

2.6. Nhóm các phương pháp xác định mối liên quan của Chrysomelidae với điều

kiện môi trường

2.6.1. Phân tích biến động của quần xã Chrysomelidae theo không gian

Phần mềm EstimateS 9.1 (Colwell 2013) [155] được sử dụng để tính toán các

chỉ số Jacard và Sorensen để so sánh sự đa dạng loài giữa các tuyến đường thu mẫu

theo Chao et al. (2005) [156]. Để phân tích sự thay đổi trong thành phần cấu tạo của

quần xã, đề tài định lượng sự khác nhau trong thành phần loài giữa các vị trí so sánh.

Dữ liệu được phân chia theo các tuyến đường thu mẫu và theo sinh cảnh thu mẫu.

Trong mọi trường hợp chúng tôi mô tả thành phần không giống nhau giữa các vị trí

trên cơ sở thành phần loài thay thế (đánh giá qua βsim) và thành phần loài tạo ổ (đánh

giá qua βsne) như đề xuất bởi Baselga (2010) [157]. Đánh giá sự không giống nhau

được tính toán bằng gói “betapart” (Baselga và Orme 2012) [158] trong phần mềm R

3.1.1 (R Development Core team) [148].

2.6.2. Phân tích sự sắp xếp hợp quy chuẩn (CCA) để tìm ra nhân tố tác động tới mối

liên hệ giữa Chrysomelidae và thực vật chủ của chúng

Chúng tôi đã thực hiện sự sắp xếp hợp với quy tắc tiêu chuẩn của dữ liệu liên

kết thực vật chủ cho mỗi cá thể (ma trận phản ứng) bằng phép phân tích sự phù hợp với

quy tắc tiêu chuẩn (CCA) (Oksanen, 2011) [159], sử dụng gói “vegan”2.0-10. Sự sắp

32

xếp được thử theo 4 biến số giải thích có tên là: Sinh cảnh – phân biệt giữa các mẫu vật

thu thập được dưới và trên độ cao 300m so với mực nước biển, hay tương ứng là sinh

cảnh khô và sinh cảnh ẩm; Loài- ghi nhận bằng phương pháp ADN; Tuyến thu mẫu-

theo các tuyến đường thu mẫu và thời gian - phân chia mẫu vật thu mẫu từ tháng một

đến tháng năm (sau mùa mưa) và tháng sáu đến tháng 9 (trước mùa mưa mới). Giả

thuyết sai là không có nhân tố nào ảnh hưởng tới liên kết của cánh cứng và thực vật, và

ý nghĩa của kết quả được giải thích như ảnh hưởng tới cấu trúc của tương tác thực vật

và Chrysomelidae.

2.6.3. Đánh giá đa dạng beta của mối tương tác giữa các loài Chrysomelidae và thực vật chủ của chúng theo độ cao (sinh cảnh)

Để tính toán đa dạng beta của quần xã cánh cứng ăn lá và quần xã thực vật,

chúng tôi xây dựng ma trận với dữ liệu có/không để tính toán các chỉ số đa dạng trong

hai loại sinh cảnh (khô và ẩm), sử dụng gói “BAT” 1.3.1 (Cardoso et al. 2014;

Carvalho 2012; Podani và Schmera 2011) [160, 161, 162], các chỉ số đa dạng beta

được tính toán cho từng quần xã Chrysomelidae và thực vật chủ trong hai sinh cảnh

khô và ẩm bao gồm: βtotal là đa dạng beta tổng phản ánh cả loài thay thế và loài mất

đi/tăng thêm; βrepl là đa dạng beta của các loài thay thế; βrich là đa dạng beta của các loài

mất đi/tăng lên, βtotal = βrepl + βrich. Để đánh giá đa dạng beta của tương tác thực vật chủ

và cánh cứng ăn lá, trong mỗi một sinh cảnh chúng tôi xây dựng một ma trận tương tác

với hàng là các loài cánh cứng ăn lá và cột là các thực vật chủ. Chúng tôi đã sử dụng

ma trận có/không cho tính toán đa dạng beta của các tương tác dịch chuyển dọc độ cao

(từ sinh cảnh khô tới sinh cảnh ẩm). Chúng tôi áp dụng khung làm việc được đề xuất

bởi Poisot et al (2012) [163] cho tính toán sự không giống nhau của các tương tác trong

hai sinh cảnh (βWN), sự không giống nhau trong thành phần loài của quần xã (βS), sự

không giống nhau của tương tác hình thành giữa các loài chia sẻ (βOS) và sự không

giống nhau của các tương tác do các loài thay thế (βST) giữa hai ma trận trong sinh

cảnh khô và sinh cảnh ẩm, trong đó βWN = βOS + βST. Tất cả việc tính toán các chỉ số

được thực hiện trên gói “betalink” 2.1.0 trong phần mềm R 3.2.1 (R Development Core

Team) [148].

33

2.6.4. Phân tích mô hình của mạng lưới tương tác giữa các loài Chrysomelidae và

thực vật chủ của chúng

Có hai ma trận mạng lưới được xây dựng, một cho sinh cảnh khô và một cho

sinh cảnh ẩm. Trong mỗi ma trận, các hàng là các thực vật chủ (bậc dinh dưỡng thấp

hơn) và các cột là các loài cánh cứng ăn lá (bậc dinh dưỡng cao hơn). Tất cả các tính

toán được thực hiện trong gói “Bipartite” 2.05 (Dormann et al. 2008) [164] được viết

trong phần mềm R 3.2.2 (R Development Core Team) [148]. Chức năng visweb và

plotweb của gói đã được sử dụng để có được sự sắp xếp mạng lưới theo các kiểu lồng

nhau, theo khối và theo dải biến động (Lewinsohn et al., 2006) [165]; chức năng

networklevel để tính toán một số chỉ số để so sánh giữa hai mạng lưới trong hai sinh

cảnh. Trong mạng lưới có thể tồn tại những liên kết chưa được quan sát (Olesen et al.

2011) [166], do đó 1000 ma trận giả định được tạo ra từ ma trận quan sát được thông

qua chức năng nullmodel và tính toán các chỉ số định lượng và định tính như trong ma

trận quan sát và so sánh kết quả với ma trận quan sát được (Dormann et al 2009) [167].

34

Chương 3: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU

3.1. Phân định vùng chuyển tiếp sinh thái

Dựa theo kết quả nghiên cứu về VQG Núi Chúa [132] nhiệt độ ở khu vực VQG

Núi Chúa có sự thay đổi theo độ cao (nhiệt độ giảm theo độ cao tăng) (hình 3.1). Trong

năm tuyến đường được thu mẫu Mái Nhà, Ao Hồ, Đá Đỏ, Núi Ông và Suối Trục chỉ có

3 tuyến Mái Nhà, Núi Ông và Suối Trục (thu mẫu đạt tới độ cao gần 500m) là các

tuyến có quần xã thực vật thay đổi rõ rệt theo độ cao, ở độ cao < 300m (tương ứng

vùng sinh thái khô) và ở độ cao > 300m (tương ứng vùng sinh thái ẩm).

Hình 3.1: Mô hình phân bố nhiệt trung bình/ năm theo độ cao khu vực Núi Chúa (theo Đoàn Dương [132])

Dựa trên kết quả từ phương pháp “cửa sổ trượt”. Chúng tôi sử dụng kết quả xác

định loài dựa trên dữ liệu ADN có sự phù hợp tốt nhất với loài hình thái – phương pháp

bPTP (chúng tôi gọi tắt là loài bPTP) (sẽ được trình bày ở mục 3.2.2) để tính toán.

Phương pháp “cửa sổ trượt” đã sinh ra những giá trị ổn định tương đối (0,25 - 0,37)

cho chỉ số tương đồng của loài giống nhau trong hầu hết so sánh song song giữa độ cao

dưới 160 m và trên 320 m (hình 3.2). Chúng tôi đề xuất đoạn độ cao từ 160 m đến 320

m như là vùng dịch chuyển giữa vùng sinh thái khô (chúng tôi gọi là sinh cảnh khô) và

vùng sinh thái ẩm (chúng tôi gọi là sinh cảnh ẩm) ở khu vực thu mẫu. Ngoài ra trong

vùng rộng từ 160 m đến 320 m đã có sự dịch chuyển dần dần của thành phần quần xã

theo xu hướng khác biệt của loài. Đặc biệt, ở điểm giữa (300 m) được xem xét như là

ranh giới mạnh mẽ của vùng chuyển tiếp sinh thái và được sử dụng để phân tích xa hơn

về sự thay đổi của quần xã Chrysomelidae và thức ăn của chúng theo độ cao (hình 3.2).

35

(Chú thích: Mỗi một điểm là sự so sánh giữa các khỏng độ cao liên tiếp 40 m. Vùng màu xám ở giữa là sự tăng đa dạng các loài giống nhau. Đường đứt đoạn là sự dịch chuyển loài đơn nhất được đặt ở độ cao 300 m).

Hình 3.2: Mô hình phân bố loài giống nhau và loài đơn nhất dọc theo độ cao ở khu vực nghiên cứu

3.2. Đa dạng loài Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa

3.2.1. Đa dạng loài Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa dựa trên đặc điểm

hình thái

Chúng tôi thu được tổng số 520 mẫu vật Chrysomelidae ở khu vực nghiên cứu

của Vườn Quốc gia Núi Chúa sử dụng khóa định loại của Kimoto [120, 150, 151, 152]

chúng tôi xác định được toàn bộ số mẫu vật này thuộc về 141 dạng loài hình thái (như

trong danh sách dưới đây). Phần lớn mẫu vật được xác định đến mức độ giống, một số

mẫu vật chỉ xác định được ở mức độ phân họ, chỉ có số ít mẫu vật được xác định đến

loài. Trong các mẫu vật được xác định đến mức độ loài, có 13 loài được mô tả là mới

cho khoa học, bao gồm 11 loài trong giống Monolepta Chevrolat: M. decreta, M.

demimuta, M. densopunctata, M. dubia, M. fluctuans, M. fuscicorne, M.

interruptomarginata, M. ochracea, M. quotidiana, M. semicostata, M. thomaswagneri

và 2 loài trong giống Paleosepharia Laboissiere: P. frontis và P. nuichua. Danh sách

36

các dạng loài hình thái của Chrysomelidae thu được ở khu vực nghiên cứu của VQG

Núi Chúa gồm:

Phân họ Alticinae Spinola, 1844

Giống Hyphasis Harold, 1887

1. Hyphasis sp.1 (89)

2. Hyphasis sp.2 (90)

3. Hyphasis tonkinensis (91)

Giống Trachyaphthona Heikertinger, 1924

4. Trachyaphthona sp. (93)

Giống Hermaeophaga Foudras, 1859

5. Hermaeophaga sp.1 (95, 96)

6. Hermaeophaga sp.3 (98)

7. Hermaeophaga sp.4 (130)

Giống Manobidia Chen, 1934

8. Manobidia sp. (110)

Giống Asiophrida Medvedev, 1999

9. Asiophrida sp. (111)

Giống Podontia Dalman 1824

10. Podontia sp. (112)

11. Alticinae sp.1 (86)

12. Alticinae sp.2 (88)

13. Alticinae sp.3 (92)

14. Alticinae sp.4 (94)

15. Alticinae sp.5 (97)

16. Alticinae sp.6 (106, 107)

17. Alticinae sp.8 (108)

18. Alticinae sp.9 (109)

19. Alticinae sp.10 (122)

20. Alticinae sp.11 (123)

21. Alticinae sp.12 (124)

37

22. Alticinae sp.13 (125)

23. Alticinae sp.14 (136)

Phân họ Bruchinae Latreille, 1802

24. Bruchinae sp.1 (81)

25. Bruchinae sp.2 (82)

26. Bruchinae sp.3 (83)

Phân họ Chlamisinae Gressitt, 1946

Giống Chlamisus Rafinesque, 1815

27. Chlamisus sp.1 (1)

28. Chlamisus sp.2 (2)

Phân họ Chrysomelinae Latreille, 1802

Giống Plagiodera Dejean, 1837

29. Plagiodera sp. (84)

Giống Asiparopsis Chen, 1934

30. Asiparopsis sp. (85)

Phân họ Clytrinae Lacordaire, 1848

Giống Clytra Laicharting, 1781

31. Clytra sp. (12)

Giống Aetheomorpha Lacordaire, 1848

32. Aetheomorpha sp.1 (13)

33. Aetheomorpha sp.2 (16)

Giống Smaragdina Chevrolat , 1837

34. Smaragdina sp.1 (14)

35. Smaragdina sp.2 (18)

Giống Aspidolopha Lacordaire, 1848

36. Aspidolopha melanophthalma Lac, 1848 (15)

37. Clytrinae sp. (17)

Phân họ Criocerinae Latreille, 1804

Giống Lilioceris Reitter, 1912

38. Lilioceris sp.1 (79)

38

39. Lilioceris sp.2 (80)

Phân họ Cryptocephalinae Gyllenhal, 1813

Giống Adiscus Gistl, 1857,

40. Adiscus sp.1 (3)

41. Adiscus sp.2 (8)

Giống Cryptocephalus Muller, 1764

42. Cryptocephalus sp.1 (4)

43. Cryptocephalus sp.2 (5)

44. Cryptocephalus inhumeralis Pic, 1922 (6)

Giống Coenobius Suffrian, 1857

45. Coenobius sp.1 (7)

46. Coenobius sp.2 (9)

47. Coenobius sp.3 (10)

48. Coenobius sp.4 (11)

Phân họ Eumolpinae Hope, 1840

Giống Aulexis Baly, 1863

49. Aulexis sp.1 (33)

50. Aulexis sp.2 (34)

Giống Basilepta Baly, 1860

51. Basilepta sp.1 (45)

52. Basilepta sp.2 (57)

53. Basilepta sp.3 (59)

54. Basilepta sp.4 (60)

55. Basilepta sp.5 (65)

56. Basilepta sp.6 (66)

57. Basilepta sp.7 (67)

58. Basilepta sp.8 (68, 69)

Giống Cleoporus Lefèvre, 1884

59. Cleoporus sp. (51)

Giống Cleorina Lefèvre, 1885

39

60. Cleorina sp.1 (56)

61. Cleorina sp.2 (61)

Giống Colaspoides Castelnau, 1883,

62. Colaspoides sp.1 (25, 26)

63. Colaspoides sp.3 (27)

64. Colaspoides sp.4 (28, 29)

Giống Colasposoma Castelnau, 1833

65. Colasposoma sp.1 (44)

66. Colasposoma sp.1 (48)

67. Colasposoma sp.2 (49)

Giống Heterotrichus Chapuis, 1874

68. Heterotrichus sp.1 (46, 47)

Giống Hyperaxis Gemminger & Harold, 1874

69. Hyperaxis sp. 1 (40)

70. Hyperaxis sp.2 (41, 42)

Giống Iphimoides Jacoby, 1883

71. Iphimoides sp. (20)

Giống Nodina Motschulsky, 1853

72. Nodina sp.1 (52)

73. Nodina sp.2 (54, 55)

Giống Pagria Lefèvre, 1884

74. Pagria sp.1 (53)

75. Pagria sp.2 (62)

Giống Piomera Baly, 1863

76. Piomera sp.1 (36)

Giống Platycorynus Chevrolat, 1937

77. Platycorynus sp. 1 (19)

78. Platycorynus sp.2 (21)

79. Platycorynus sp.3 (22)

80. Platycorynus sp.4 (23, 24)

40

Giống Scelodonta Westwood, 1837

81. Scelodonta sp.1 (37, 38, 39)

82. Scelodonta sp.2 (43)

Giống Trichochrysea Baly, 1861

83. Trichochrysea sp.1 (63)

84. Trichochrysea sp.2 (64)

Giống Tricliona Lefèvre, 1885

85. Tricliona sp. (50)

Giống Xanthonia Baly, 1863

86. Xanthonia sp.1 (30, 31)

87. Eumopinae sp.1 (32)

88. Eumopinae sp.2 (35)

89. Eumopinae sp.4 (58

Phân họ Galeruciniae Latreille, 1802

Giống Cassenoides Kimoto, 1989

90. Cassenoides sp.1 (103)

91. Cassenoides sp.2 (133, 134)

Giống Desbordesius Laboissike, 1933

92. Desbordesius sp.1 (105)

93. Desbordesius sp.2 (137)

Giống Euluperus Weise, 1886

94. Euluperus sp. (99)

Giống Gallerucida Motschulsky, 1860

95. Gallerucida sp.1 (131)

96. Gallerucida sp.2 (132)

Giống Hyphaenia Baly, 1865

97. Hyphaenia sp.1 (120)

98. Hyphaenia sp.2 (121)

Giống Issikia Chūjö, 1961

99. Issikia sp. (114)

41

Giống Liroetiella Kimoto, 1989

100. Liroetiella sp. (127)

Giống Macrima Baly, 1878

101. Macrima sp. (119)

Giống Monolepta Chevrolat, 1836

102. M. dalatica (141)

103. M. decreta (152)

104. M. demimuta (155)

105. M. densopunctata (138)

106. M. dubia (150)

107. M. flustuans (146)

108. M. fuscicorne (143)

109. M. interruptomarginata (145)

110. M. ochracea (153)

111. M. quotidiana (144)

112. M. semicostata (148, 149)

113. M. thomaswagneri (142)

114. Monolepta sp.1 (147)

115. Monolepta sp.2 (151)

116. Monolepta sp.3 (154)

Giống Paleosepharia Laboissière, 1936

117. Paleosepharia nuichua (139)

118. Paleosepharia frontis (140)

Giống Pseudoides Jacoby, 1892

119. Pseudoides sp. (101)

Giống Pyrrhalta Joannis, 1865

120. Pyrrhalta sp.1 (115)

121. Pyrrhalta sp.2 (116)

122. Pyrrhalta sp.3 (129)

Giống TaumaceraThunberg, 1814

42

123. Taumacera sp. (117)

Giống Theopea Baly, 1864

124. Theopea sp. (87)

125. Galerucinae sp.1 (100)

126. Galerucinae sp.2 (102)

127. Galerucinae sp.3 (104)

128. Galerucinae sp.4 (113)

129. Galerucinae sp.6 (118)

130. Galerucinae sp.7 (126)

131. Galerucinae sp.8 (128)

132. Galerucinae sp.9 (135)

Phân họ Hispinae Gyllenhal, 1813

Giống Aspidomorpha Hope, 1840

133. Aspidomorpha sp.1 (71)

134. Aspidomorpha sp.2 (72)

135. Aspidomorpha sp.3 (73)

Giống Cassida Linnaeus, 1758

136. Cassida sp.1 (75)

137. Cassida sp.2 (76)

138. Cassida sp.3 (77)

Giống Vietocassis Medvedev & Eroshkina, 1988

139. Vietocassis sp. (78)

140. Hispinae sp.1 (70)

141. Hispinae sp.2 (74)

(Các số trong dấu ngoặc đơn là số loài bPTP sẽ được trình bày trong mục 3.2.2)

141 loài hình thái thuộc 10 phân họ (bảng 3.2), phần lớn các mẫu vật nằm trong phân

họ Eumolpinae (với 221 mẫu vật, thuộc 41 loài hình thái) và nhóm Galerucinae (146

mẫu vật và 43 loài hình thái), nhóm Alticinae có 49 mẫu vật thuộc 23 loài hình thái.

Bảy phân họ còn lại thu được rất ít mẫu vật trong đó hai phân họ Cryptocephaninae và

43

Hispinae không thu được mẫu vật trong một số tuyến điều tra. Đa dạng loài hình thái

trên một tuyến điều tra dao động từ 22 đến 58 loài, trong những tuyến điều tra ở địa

bàn thấp hơn (Ao Hồ và Đá Đỏ) có số lượng loài thấp. Đa dạng loài ở trên và dưới 300

m dao động từ 85 đến 95 loài (bảng 3.1).

Bảng 3.1: Đa dạng loài Chrysomelidae trong các tuyến điều tra và theo độ

cao ở VQG Núi Chúa

Tuyến điều tra

Phân họ

Số lượng mẫu vật

Số loài

Quần xã <300m >300m

Ao Hồ

Đá Đỏ

Alticinae Bruchinae Chlamysinae Chrysomelinae Clytrinae Criocerinae

49 7 3 2 12 2 Cryptocephalinae 14

4/4 - - 1/1 1/1 - 4/4 12/13 8/8 1/1 31/32

5/5 - - - - - 1/1 7/8 6/6 3/3 22/23

Mái Nhà 6/6 2/2 - - 3/3 - 1/1 20/22 17/17 8/8 57/59

Núi Ông 8/8 2/2 1/1 - - - 1/1 18/21 17/17 2/2 49/52

Suối Trục 6/7 - 1/1 - 4/4 2/2 5/5 19/20 19/20 2/2 58/61

Đá Hang 6/6 - - 1/1 3/3 - 1/1 18/19 9/9 1/1 39/40

17/18 3/3 - 1/1 5/5 - 7/7 26/32 28/29 8/8 95/103

12/12 - 2/2 1/1 4/4 2/2 4/4 30/33 28/29 3/3 86/90

Eumolpinae Galerucinae Hispinae Tổng số

221 146 38 494

23/25 3/3 2/2 2/2 7/7 2/2 9/9 41/51 43/45 9/9 141/1 55

Ghi chú: Loài dựa trên đặc điểm hình thái ở trên dấu “/” và loài dựa theo kết quả

bPTP ở dưới dấu “/”

3.2.2. Đa dạng loài Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa dựa trên dữ liệu ADN

Chúng tôi thu được tổng số 520 mẫu vật Chrysomelidae ở khu vực nghiên cứu

của Vườn Quốc gia Núi Chúa và toàn bộ số mẫu vật này được tách triết ADN, nhưng

chỉ có 494 mẫu vật cho trình tự ADN có chất lượng tốt được dùng cho việc xác định

loài. Trong 494 trình tự này có 150 trình tự lặp lại do vậy chỉ có 344 trình tự ADN

khác nhau được dùng để phân tích xác định loài. Các trình tự Cox1 của các mẫu vật

được dùng để xác định loài theo một số phương pháp khác nhau. Số lượng loài được

đánh giá dao động từ 155 loài (theo phương pháp bPTP dựa trên cây ML) đến 186 loài

(theo phương pháp GMYC với đa ngưỡng trên cây ML sử dụng r8s). Ngoại trừ kết quả

xác định loài theo phương pháp GMYC với đa ngưỡng (từ PATHd8 và từ BEAST 1.8)

cho kết quả khác biệt lớn với loài hình thái, tất cả các kết quả còn lại cho thấy sự phù

hợp cao với loài hình thái (xấp xỉ 90 %) và có sự đồng thuận với nhau cao. Chỉ 8 loài

theo phương pháp bPTP cho thấy sự chia tách xa hơn với một hay hầu hết phương

pháp đơn ngưỡng khác, và 2 được kết hợp trong một đơn vị (khi so sánh với loài hình

44

thái). Trong các kết quả xác định loài dựa trên ADN, kết quả bằng phương pháp bPTP

là phù hợp tốt nhất với loài hình thái. Xem xét những loài được xác định theo phương

pháp bPTP không phù hợp với loài hình thái cho thấy, có 13 loài hình thái bị phân chia

thành 2 loài bPTP và 1 loài hình thái bị phân chia thành 3 loài bPTP (bảng 3.3). Kết

quả của đề tài có độ tin cậy cao bởi vì các phương pháp được sử dụng là độc lập với

nhau.

Một phần lớn các loài suy ra từ bộ dữ liệu đơn 344 trình tự ADN cox1 (dạng

haplotype) chỉ có 1 trình tự ADN: 60% theo phương pháp xác định loài bPTP và từ

58,6 - 64,6% theo phương pháp GMYC. Khi xác định loài cho toàn bộ 494 trình tự

ADN cox1, số lượng loài chỉ thu được một cá thể chiếm 49,7% (loài theo phương pháp

bPTP).

Mười bốn loài hình thái được phân tách xa hơn bởi phương pháp bPTP và các

phương pháp khác, ngoại lệ là các loài số 046 và 047 chúng được giữ lại như là dạng

đơn trong hầu hết các kết quả xác định bằng phương pháp GMYC. Và 14 loài này đại

đa số trong cùng tuyến thu mẫu (9/14 loài) và cùng sinh cảnh (11/14 loài) (bảng 3.3).

Sự hình thành loài thông thường được tách ra từ một mẫu haplotype trong nhóm cùng

tổ tiên có khoảng cách p trung bình 0,096 ± 0,080. Bảng 3.3 cho thấy các nhóm loài

bPTP 028-029, 037-039, 041-042, 095-096 và 139-140 có khoảng cách gen > 0,096.

Bảng 3.2: Kết quả phân định loài dựa trên trình tự ADN gen cox1 của

Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa theo các thuật toán và mô hình khác nhau

Cây

Ngưỡng

Số loài

Số bó

Sự tuyến tính

Xác xuất trong GMYC

Số loài đồng thuận với loài hình thái

Số loài kết hợp lại so với loài hình thái

Đơn Đa Đơn Đa Đơn Đa

ML R8s BI ML

Pd8 SC ULN Đơn -

Đa bPTP

178 [175-181] 186 [183-186] 160 [155-163] 161 [152-166] 162 [157-166] 165 [153-165] 164 [158-166] 173 [170-174] 155

63 [62-65] 62 [61-62] 65 [64-66] 76 [73-76] 67 [65-67] 94 [91-96] 66 [66-68] 67 [66-67] -

500,063 505,887 522,670 527,336 2480,504 2491,387 2463,070 2466,495 -

122 119 124 39 124 39 122 119 126

Số loài chia tách so với loài hình thái 18 21 16 20 16 21 18 21 14

0 0 0 81 0 80 0 0 0

45

Bảng 3.3: Sự không đồng thuận giữa loài hình thái và loài bPTP của

Loài bPTP

Số cá thể Số vị trí thu được

Cùng sinh cảnh

Khoảng cách ADN và sai số

Đặc điểm hình thái khác nhau

có có có có

Cùng tuyến thu mẫu có không có có

023-024 025-026 028-029 030-031

(1-5) (1-2) (1-23) (1-18)

5 3 18 17

0.058±0.005 0.043±0.006 0.125±0.005 0.046±0.004

có có không có có có không có không

có Có không có có có không không không

037-039 041-042 046-047 054-055 068-069 095-096 106-107 133-134 139-140

(2-2-2) (1-13) (1-1) (1-6) (7-5) (1-3) (2-1) (2-1) (1-2)

19 12 2 7 12 4 3 3 3

0.304±0.007 0.228±0.006 0.019±0.005 0.059±0.004 0.070±0.006 0.107±0.007 0.031±0.006 0.071±0.008 0.109±0.011

13

148-149

(5-10)

Có

có

0.067±0.005

Màu sắc không không Kích thước và lớp lông không không không không không không không Màu sắc ở trên đầu Bộ phận sinh dục của con đực không

Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa (Loài bPTP như trong hình 3.3 và hình 3.4)

46

47

(Chú thích: Số ở đỉnh là số cá thể dạng haplotype và phù hợp với số loài tiêu bản của

mẫu vật. Khi một vài mẫu vật có trình tự ADN giống nhau, số lượng tổng của các cá

thể được đưa ra. Số ở điểm nút miêu tả sự hỗ trợ của thuật toán bootstrap. Những ô

màu đen được đánh số là các đơn vị loài được xác định theo bPTP và những ô màu

trắng là các loài hình thái cho thấy sự không đồng thuận với loài bPTP.)

Hình 3.3: Xác định loài dựa trên cây mtADN của Chrysomelidae (loài từ 001 đến

069) ở VQG Núi Chúa. Bao gồm các phân họ Cryptocephalinae và Eumolpinae

(nhóm chị em được chỉ ra ở hình 3.3).

48

49

(Chú thích: Số ở đỉnh là số cá thể dạng haplotype và phù hợp với số loài tiêu bản của

mẫu vật. Khi một vài mẫu vật có trình tự ADN giống nhau, số lượng tổng của các cá

thể được đưa ra. Số ở điểm nút miêu tả sự hỗ trợ của thuật toán bootstrap. Những ô

màu đen được đánh số là các đơn vị loài được xác định theo bPTP và những ô màu

trắng là các loài hình thái cho thấy sự không đồng thuận với loài bPTP.)

Hình 3.4: Xác định loài dựa trên mtADN của Chrysomelidae (các loài từ 070-155)

ở VQG Núi Chúa. Bao gồm các phân họ Hispinae, Criocerinae, Bruchinae,

Chrysomelinae, Galerucinae và Alticinae (nhóm chị em được chỉ ra ở hình 3.2).

3.2.3. Tiềm năng đa dạng loài Chrysomelidae đạt được ở VQG Núi Chúa

Bảng 3.4 cho thấy sự khác nhau của sự đánh giá không tham số của độ giàu loài

dựa trên mẫu vật thu được và sự phân chia mẫu vật theo các tuyến thu mẫu và vị trí thu

mẫu ở khu vực nghiên cứu. Các tuyến thu mẫu Ao Hồ và Suối Trục xuất hiện như là

những tuyến đường đã thu mẫu tốt hơn các tuyến còn lại vì kết quả đánh giá của độ

giàu loài thông thường gấp đôi sự đa dạng đã thu được. Tuyến Đá Đỏ, Mái Nhà và Núi

Ông có số lượng mẫu vật thu được ít hơn và độ giàu loài được đánh giá nhiều hơn 2 lần

(loại trừ Jack 1) và lên đến 4,3 lần (đánh giá Chao 2 cho tuyến Mái Nhà), cao hơn rất

nhiều so với số lượng loài đã thu được. Tuyến đường Đá Hang thu mẫu đạt tới độ cao

cao hơn các tuyến còn lại, có sự đa dạng loài cao nhưng do tuyến đường này chỉ được

thu mẫu một lần trong khi các tuyến đường khác có số lần thu mẫu nhiều hơn, do vậy

kết quả đánh giá độ giàu loài của tuyến đường này sẽ là thiếu chính xác.

Khi phân chia dữ liệu theo độ cao, kết quả đánh giá sự đa dạng cho thấy cả phần

sinh cảnh khô (<300 m) và sinh cảnh ẩm (>300 m) mẫu vật thu được bằng khoảng 50-

75% đa dạng được dự đoán của chúng, mặc dù thu mẫu ở độ cao trên 300 m đạt được

hiệu quả thấp. Xét trên tổng thể cả khu vực thu mẫu, số lượng mẫu thu được của chúng

tôi vượt trên 60% sự đa dạng dự đoán có thể đạt được trong khu vực nghiên cứu.

50

Bảng 3.4: Dự đoán đa dạng loài Chryromelidae đạt được trong các tuyến thu

mẫu, trong các sinh cảnh và trong toàn bộ khu vực nghiên cứu ở VQG Núi Chúa

(loài dùng cho đánh giá là loài bPTP)

N

ICE

Chao2

Jack1

Jack2

Tuyến thu mẫu

51,47±14,94 96,6±63,16b

Số loài dự đoán tạo đường cong (S) 48,7±10,09 51,2±11,72 99,9±16,98 120,4±17,61 102,1±15,64 101,8±14,37 147,4±15,18 121,5±13,99 197,3±16,31 226,3±17,08 225,3±18,43

27a 23 40 57a 52 58a 94 74 133a 155 151a

72 76,48 329,83 173,20±73,69 170,85 213,9±86,49b 146,52 142,8±46,47b 150,84 120,2±28,48b 201,59 156,2±22,29 220,64 129,0±20,92 260,18 250,8±22,44 301,09 234,46±22,58 280,94 241,8±27,62b

56,73 45,0±4,44 52,61 39,4±3,63 90,45 69,60±5,60 126,77 95,3±7,9 112,53 86,4±6,33 116,47 93,1±6,63 141,2±14,44 167,15 110,07±13,87 126,16 227,80 195,4±13,30 230,00±12,24 268,13 271,91 227,8±12,40

AH DD DH MN NO ST <300mc >300mc Tổngc Tổngd Tổnge Giải thích: a Một số ít mẫu vật và loài không thế được chia tới vị trí thu mẫu cụ thể.

b Tính toán với đánh giá cổ điển (Colwell 2013) [152].

c Tổng số mẫu không bao gồm mẫu vật thu được từ tuyến Đá Hang.

d Tổng số mẫu vật phân chia bới tuyến thu mẫu.

e Tổng số mẫu vật phân chia bới vị trí thu mẫu.

ICE, Chao2, Jack1, Jack2: Các phương pháp đánh giá độ giàu loài tiềm năng.

3.2.4. Đánh giá độ giàu loài của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa

Nghiên cứu về nhóm côn trùng có sự đa dạng cao luôn luôn cho thấy sự thay đổi

trong cấu trúc quần xã trong hệ sinh thái (Gotelli et al. 2010) [168]. Do có số lượng

loài cao cho nên sẽ là khó khăn để thu được toàn bộ mẫu vật, những nhóm này thông

thường thiếu sự cập nhật, sự tu chỉnh lại danh lục loài, nhiều loài vẫn còn chưa được

nhận dạng và đợi mô tả và khó khăn để các chuyên gia đưa ra sự phân loại loài (ít nhất

là tên của loài). Vì vậy, nhiều nghiên cứu đặc điểm các quần xã côn trùng nhiệt đới

thường sử dụng các đặc điểm hình thái của con cái để đánh giá đa dạng loài (Basset et

al. 2000) [169]. Ngày nay, sự khó khăn này có thể được giải quyết bằng phương pháp

xác định loài dựa trên ADN. Hơn nữa, phương pháp này là đặc biệt phù hợp cho

51

nghiên cứu quần thể. Ở phạm vị nghiên cứu nhỏ, việc xác định các loài sử dụng

phương pháp dựa trên ADN mang lại kết quả rất chính xác (Bergsten et al. 2012)

[170]. Các mẫu vật thu được ở phạm vi nhỏ so với khu vực nghiên cứu thường đại diện

cho một phần trong tổng số biến thể di truyền của loài và có sự khác biệt di truyền với

những loài gần gũi nhất cùng khu vực phân bố (Bergsten et al. 2012; Meyer và Paulay

2005) [170, 171]. Ưu điểm của các phương pháp xác định loài dựa trên ADN cho

nghiên cứu sinh thái quần xã là khả năng đánh giá được sự đa dạng tiềm năng (Hebert

et al. 2004) [19], mà nếu không được chú ý sẽ đánh giá sai về đa dạng (Vodă et al.

2014) [172].

Trong nghiên cứu này, chúng tôi đã kết hợp giữa phương pháp nhận dạng loài

dựa vào đặc điểm hình thái với các phương pháp xác định loài dựa trên ADN, kết quả

cho thấy có 155 loài theo phương pháp bPTP phù hợp cao nhất với 141 loài hình thái

thu được ở VQG Núi Chúa. Kết quả của chúng tôi là trong phạm vi của các kết quả

trong các nghiên cứu tương tự về quần xã Chrysomelidae ở Việt Nam trước đây ở

VQG Tam Đảo, khu Bảo tồn Thiên Nhiên Đăkrong (Quảng Trị) và khu vực Trung Bộ

(Trần Thiếu Dư và cộng sự 2005, 2006, 2007, 2008) [85-89] và trong vùng nhiệt đới,

thậm trí trong các nghiên cứu sử dụng nhiều kỹ thuật thu mẫu thay đổi có hệ thống hơn

(Thormann et al. 2016; Charles và Basset 2005; Flowers và Hanson 2003; Sánchez-

Reyes et al. 2014; ) [72, 76, 173, 174]. Với 155 loài Chrysomelidae thu được và kết

quả đánh giá sự giàu loài tiềm năng từ 225-300 loài trong khu vực thu mẫu, và xét đến

ảnh hưởng của quy mô và tính chất nhỏ của khu vực nghiên cứu (Rahbek 2005) [175],

chúng tôi nhận thấy rằng đa dạng alpha địa phương ở Núi Chúa là rất cao. Kết quả

nghiên cứu của chúng tôi có thể so sánh với kết quả thu được trong phạm vi và hệ

thống khác. Ví dụ số loài cánh cứng ăn lá ở phạm vị nhỏ trong rừng nhiệt đới là 200

loài trong 11,6 km chiều dài của tuyến đường thu mẫu với phạm vi độ cao 760 m ở

Peregrina Canyon Tamaulipas, Mexico; (Sánchez – Reyes et al. 2014) [174]; trên 400

loài được đánh giá ở khoảng độ cao giữa 1.000 m và 3.000 m trên mực nước biển ở

rừng núi của Ecuador trong khu vực khoảng 140 km2 (Thormann et al. 2016) [72]; hay

510 loài cánh cứng ăn lá của tán lá từ 10-40 m độ cao trong rừng khô và rừng ẩm

thường xanh ở Panama trên diện tích 55 km2 (Ødegaard 2006) [176].

52

Kết quả đánh giá tiềm năng đa dạng loài Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa cho

thấy rằng trong trường hợp phân loại học dựa trên ADN không phù hợp cao với các

loài hình thái chúng tôi cũng có sự thu mẫu thành công đạt 51,5% của tổng sự đa dạng

tiềm năng của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa, và trên 68% trong hầu hết trường hợp

xác định loài dựa trên ADN phù hợp cao với các loài hình thái.

3.3. Thực vật chủ của Chrysomelidae

Trong quần xã Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa, do kinh phí hạn hẹp

cho nên chỉ các mẫu vật trong phân họ Galerucinae được khuếch đại vùng gen cpADN

PsbA-TrnH. Tất cả ADN của 146 mẫu vật trong phân họ Galerucinae được khuếch đại

vùng gen cpADN PsbA-TrnH, tuy nhiên chỉ có 84 trong số 146 mẫu vật khuếch đại

thành công, 84 mẫu vật này thuộc 32 loài. Trong đó, có 12 mẫu vật thu được 2 trình tự

gen PsbA-TrnH, do đó tổng số thu được 96 trình tự gen PsbA-TrnH, và được sắp xếp

trong 35 họ thực vật (bảng 3.6). Các mẫu vật không khuếch đại ADN vùng PsbA-TrnH

thành công là do chất lượng ADN thấp (do lỗi kỹ thuật trong bảo quản mẫu vật của lần

thu mẫu đầu tiên). Từ 96 trình tự ADN của vùng gen PsbA-TrnH thu được, chúng tôi

có được thông tin phân loại thực vật chủ của Galerucinae thông qua chương trình

BAGpipe. Thông qua chương trình này chúng tôi có được dữ liệu ADN của vùng gen

PsbA-TrnH của các họ thực vật đã được gửi tới genbank, sau đó chương trình sẽ tự

động so sánh sự tương tự nhau giữa trình tự ADN thức ăn của Chrysomelidae với trình

tự ADN từ genbank và cuối cùng sẽ cho ra bảng kết quả được tóm tắt lại như bảng 3.5.

53

Ngoài nhóm

Trong nhóm

Hình 3.5: Sự sắp xếp phân loại học của trình tự ADN thức ăn của Galerucinae

(loài số 87) theo chương trình BAGpipe

54

Bảng 3.5. Nhận dạng phân loại học của các trình tự ADN lục lạp psbA-TrnH của thực vật chủ của các cá thể

thuộc phân họ Galerucinae đạt được từ chương trình BAGpipe

Chú thích: Bốn phương pháp suy luận được kiểm tra bao gồm: sự phù hợp tốt nhất với các trình tự thu được từ

genBank (với khoảng cách p được đưa ra tương ứng), và phân loại học chung chung của các trình tự từ genBank với sự

giống nhau ở 96% với các trình tự ADN lục lạp psbA-TrnH, và các giá trị hỗ trợ bên ngoài nhóm và bên trong nhóm.

(Nhóm bên trong và nhóm bên ngoài minh họa như trong hình 3.5)

Loài

Sự phù hợp tốt nhất với các trình tự thu được từ genBank (khoảng cách p) (3)

Taxon của ADN từ genbank giống 0.96 (4)

Sự ủng hộ bên ngoài (5)

Tên của taxon bên ngoài (6)

Tên của taxon bên trong (8)

Sự ủng hộ bên trong (7)

Họ thực vật (9)

Mẫu vật (1)

Morus indica (0,05084)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

2949

(2) Theopea sp. (87)

Morus indica (0,04609)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

3010

Morus alba (0,05333)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

3179

Morus indica (0,04609)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

3280

Morus indica (0,04609)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

3283

Morus indica (0,04609)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

3225

Morus alba (0,04504)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

3273

Morus indica (0,04609)

-

1

Moraceae

Milicia

0,92

MORACEAE (MOR)

3276

Rosales

ULMACEAE (ULM)

3191

Holoptelea integrifolia (0) Hydrocotyle umbellata (0,00323)

Hydrocotyle

-

asterids

1

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

3275

Hydrocotyle umbellata (0)

Hydrocotyle

-

asterids

1

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

3276

1

Mangifera indica (0)

Mangifera indica

0,93

Anacardiaceae

ANACARDIACEAE (ANA)

3284

Polyalthia suberosa (0,00597)

Annonaceae

0,98

Annonaceae

0,86

ANNONACEAE (ANN)

3301

Polyalthia suberosa (0,00597)

Annonaceae

0,98

Annonaceae

0,86

Mangifera indica Polyalthia suberosa Polyalthia suberosa

ANNONACEAE (ANN)

3301

55

(2)

(1)

(3)

(4)

(5)

(6)

(7)

(8)

(9)

Coffea mauritiana (0,01639)

Rubiaceae

-

Rubiaceae

Rubiaceae

RUBIACEAE (RUB)

1

3345

Morinda citrifolia (0,03343)

0,71 Morindeae

Morinda citrifolia RUBIACEAE (RUB)

1

3351

Theopea sp. (87)

Morinda citrifolia (0,03492)

0,71 Morindeae

Morinda citrifolia Morinda citrifolia

1

3351

Fabaceae

0,88

Morinda citrifolia RUBIACEAE (RUB) Albizia corniculata

FABACEAE (FAB)

Fabaceae

-

3284

Detarieae

Detarieae

FABACEAE (FAB)

-

-

-

3376

Galerucinae sp.1 (100)

Sapotaceae

Sapotaceae

SAPOTACEAE (SAP)

Albizia corniculata (0,01114) Macrolobium angustifolium (0,04143) Chrysophyllum cuneifolium (0,00452)

Sapotaceae

1

0,9

2986

Xantolis siamensis (0,00535)

Sapotaceae

0,98

Sapotaceae

SAPOTACEAE (SAP)

0,83

3049

Elaeagnus gonyanthes (0)

0,92

Elaeagnus

ELAEAGNACEAE (ELA)

0,97

3250

Bursera simaruba (0,00455)

0,99

Burseraceae

0,85

BURSERACEAE (BUR)

3324

Elaeagnus unclassified Burseraceae unclassified Burseraceae

0,99

Burseraceae

0,85

Sapotaceae Elaeagnus gonyanthes unclassified Burseraceae unclassified Burseraceae

BURSERACEAE (BUR)

3324

Galerucinae sp.2 (102)

-

Bursera simaruba (0,00455) Psychotria berteroana (0,08648)

-

-

Rubioideae

Rubioideae

RUBIACEAE (RUB)

2892

Cassenoides sp.1 (103)

Eurya ryukyuensis (0)

Pentaphylacaceae 0,98

Pentaphylacaceae

0,7

Eurya

PENTAPHYLACACEAE (PEN)

2957

Galerucinae sp. 3 (104)

1

Rytidostylis gracilis (0,00966)

0,91

CUCURBITACEAE (CUC)

3347

Pyrrhalta sp.2 (116)

Sicyoeae Strychnos nux vomica

1

Cucurbitaceae Strychnos nux vomica

1

LOGANIACEAE (LOG)

3017

-

1

Pentapetalae

Strychnos nux vomica (0) Handroanthus impetiginosus (0,06037)

0,81

Sicyoeae Strychnos nux vomica Stereospermum colais

BIGNONIACEAE (BIG)

3017

Meiogyne bidwillii (0,01706)

Annonaceae

0,93

Annonaceae

0,98

ANNONACEAE (ANN)

3163

Polyalthia suberosa (0,00597)

Annonaceae

0,98

Annonaceae

0,86

Annonaceae Polyalthia suberosa

ANNONACEAE (ANN)

3295

-

Celtis paniculata (0,04273)

Celtis

1

CANNABACEAE (CAN)

3177

- Secamone elliptica

Secamone elliptica (0,00623)

0,94

Apocynaceae

1

APOCYNACEAE (APO)

3290

Taumacera sp (117)

1

Celtis Secamone elliptica Garcinia multiflora

Garcinia conrauana (0,05389)

-

Clusiaceae

0,95

CLUSIACEAE (CLU)

2890

Galerucinae sp.6 (118)

-

-

Croton

Croton megalobotrys (0,01492) Croton

Croton

EUPHORBIACEAE (EUP)

2948

56

(1)

(3)

(4)

(5)

(6)

(8)

(9)

(7)

(2)

Croton megalobotrys (0,01481) Croton

-

Croton

Croton

EUPHORBIACEAE (EUP)

3189

-

Hyphaenia sp.2 (121)

Meiogyne bidwillii (0,01497)

Annonaceae

0,93

Annonaceae

Annonaceae

ANNONACEAE (ANN)

3157

0,98

Galerucinae sp.6 (126)

Clematis grossa (0,00338)

Anemoneae

0,94

Anemoneae

Anemoneae

RANUNCULACEAE (RAN)

3235

0,89

Syzygium cumini (0,00928)

Syzygium

0,91

Syzygium

Syzygium

MYRTACEAE (MYR)

3244

0,82

Pyrrhalta sp.3 (129)

Ficus

1

Ficus

Ficus tinctoria

MORACEAE (MOR)

2989

0,79

Ficus tinctoria (0,01319) Psydrax lamprophylla (0,01639)

Ixoroideae

0,74

Ixoroideae

Ixoroideae

RUBIACEAE (RUB)

2989

1

Fabaceae

Derris reticulata (0,01152)

Fabaceae

0,83

Derris reticulata

FABACEAE (FAB)

-

3170

asterids

Hydrocotyle

-

ARALIACEAE (ARA)

3198

1

Gallerucida sp.1 (131)

Hydrocotyle umbellata (0) Tetrastigma jinghongense (0,00759)

0,92

Vitaceae

0,79

VITACEAE (VIT)

Hydrocotyle Tetrastigma tonkinense

3165

Gallerucida sp.2 (132)

Vitaceae Ailanthus triphysa

Ailanthus triphysa (0,04)

0,75

Ailanthus

0,77

Ailanthus triphysa SIMAROUBACEAE (SIM)

3178

Cassenoides sp.2 (133)

Ilex

-

Ilex

-

Ilex

AQUIFOLIACEAE (AQU)

2907

Cassenoides sp.2 (134)

Ilex zygophylla (0,01461) Lithocarpus litseifolius (0,01113)

Fagaceae

0,8

Fagaceae

Lithocarpus

FAGACEAE (FAG)

2872

0,75

Galerucinae sp.9 (135)

Maesa

Maesa perlaria (0,00692)

-

asterids

Ericales

PRIMULACEAE (PRI)

2993

0,81

Maesa

-

asterids

Ericales

PRIMULACEAE (PRI)

3185

0,81

-

Maesa perlaria (0,00694) Antidesma vogelianum (0,06170)

-

Antidesma

Antidesma

PHYLLANTHACEAE (PHY)

3018

-

Pterygota alata (0,00824)

1

Malvaceae

MALVACEAE (MAL)

3160

0,92

Malvaceae Averrhoa carambola

Averrhoa carambola (0)

-

Oxalidaceae

Pterygota alata Averrhoa carambola

OXALIDACEAE (OXA)

3378

0,98

Monolepta densopunctata (138)

Annonaceae

0,93

Annonaceae

Annonaceae

ANNONACEAE (ANN)

3378

0,98

1

Celastraceae

Celastraceae

0,74

Glyptopetalum

CELASTRACEAE (CEL)

2850

Paleosepharia frontis (140)

Meiogyne bidwillii (0,01718) Glyptopetalum rhytidophyllum (0,02597) Hydrocotyle umbellata (0,00323)

-

Hydrocotyle

asterids

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

3199

1

Hydrocotyle umbellata (0,00323)

-

Hydrocotyle

asterids

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

3199

1

Monolepta dalatica (141)

Eurya ryukyuensis (0)

Pentaphylacaceae 0,98

Pentaphylacaceae

0,7

Eurya

PENTAPHYLACACEAE (PEN)

2959

57

(1)

(3)

(4)

(5)

(6)

(7)

(8)

(9)

(2)

3188

Croton

EUPHORBIACEAE (EUP)

-

-

Croton megalobotrys (0,01923) Croton Acronychia pedunculata (0,00804)

Acronychia

Acronychia

0,98

Croton Acronychia pedunculata

RUTACEAE (RUT)

1

3192

Myrsine seguinii (0,01207)

Primulaceae

Pentapetalae

PRIMULACEAE (PRI)

-

1

3195

Annonaceae

0,9

Annonaceae

0,81

ANNONACEAE (ANN)

3379

MYRTACEAE (MYR)

Monolepta thomaswagneri (142)

Myrtaceae

-

Myrtaceae

1

2974

Pentapetalae unclassified Annonaceae Rhodomyrtus tomentosa Rhodomyrtus tomentosa

MYRTACEAE (MYR)

Anno- holosericea (0) Rhodomyrtus tomentosa (0,00651) Rhodomyrtus tomentosa (0,00651)

Myrtaceae

-

Myrtaceae

1

3320

Dacryodes edulis (0,02919)

Dacryodes edulis

Anacardiaceae

Anacardiaceae

ANACARDIACEAE (ANA)

-

1

3061

Castanea pumila (0,00808)

Fagaceae

0,8

Fagaceae

FAGACEAE (FAG)

-

3073

Dodonaea viscosa

SAPINDACEAE (SAP)

Fagaceae Dodonaea viscosa

Dodo-ea viscosa (0)

1

Sapindaceae

1

3166

Pentapetalae

PRIMULACEAE (PRI)

Myrsine seguinii (0,01207)

Primulaceae

-

Pentapetalae

1

3194

Bridelia

PHYLLANTHACEAE (PHY)

Bridelia

1

Bridelieae

1

3274

Malvoideae

Monolepta fuscicorne (143) Monolepta quotidiana (144)

Malvaceae

0,78

Malvaceae

MALVACEAE (MAL)

-

2947

Malvoideae

Bridelia leichhardtii (0) Talipariti macrophyllum (0,01286) Talipariti macrophyllum (0,01333)

Malvaceae

Malvaceae

MALVACEAE (MAL)

-

0,78

2950

Buxus balearica (0,02352)

Buxus

Buxus

BUXACEAE (BUX)

1

Buxus

0,87

2862

asterids

ARALIACEAE (ARA)

-

asterids

-

3050

Monolepta interruptomarginata (145) Monolepta flustuans (146)

Hydrocotyle

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

-

asterids

1

3202

Schefflera hypoleuca (0,01146) Araliaceae Hydrocotyle umbellata (0,00323) Hydrocotyle umbellata (0,00323)

Hydrocotyle

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

-

asterids

1

3202

Celtis sinensis (0,00925)

Celtis

0,94

Celtis

CANNABACEAE (CAN)

1

Celtis

2982

Monolepta semicostata (148)

Hydrocotyle umbellata (0)

Hydrocotyle

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

-

asterids

1

3277

1

Buxus

Buxus balearica (0,02325)

Buxus

0,87

Buxus

BUXACEAE (BUX)

3354

Eurya muricata (0,00238)

Pentaphylacaceae 0,98

Pentaphylacaceae

0,7

Eurya

PENTAPHYLACACEAE (PEN)

2958

Monolepta semicostata (149)

Symplocos urceolaris (0,01658)

Symplocos

0,99

Ericales

1

Symplocos

SYMPLOCACEAE (SYM)

3042

58

(1)

(3)

(5)

(6)

(7)

(9)

(4)

(2)

Urera corallina (0,00396)

Urticaceae

1

URTICACEAE (URT)

unclassified Urticaceae

(8) unclassified Urticaceae

-

3042

Castanea pumila (0,00840)

Fagaceae

Fagaceae

0,8

Fagaceae

FAGACEAE (FAG)

-

3120

Monolepta semicostata (149)

Myrsine seguinii (0,01207)

Primulaceae

Pentapetalae

Pentapetalae

PRIMULACEAE (PRI)

1

-

3196

Dacryodes edulis (0,02919)

Dacryodes edulis

Anacardiaceae

ANACARDIACEAE (ANA)

1

-

3291

Anacardiaceae unclassified Annonaceae

Anno- holosericea (0)

Annonaceae

0,9

Annonaceae

0,81

ANNONACEAE (ANN)

3350

Hydrocotyle umbellata (0)

Hydrocotyle

Hydrocotyle

ARALIACEAE (ARA)

asterids

1

-

3285

asterids

ARALIACEAE (ARA)

Hydrocotyle

1

-

3363

Hydrocotyle Harpephyllum caffrum

Hydrocotyle umbellata (0) Harpephyllum caffrum (0,04360)

-

Anacardiaceae

ANACARDIACEAE (ANA)

1

-

3219

Croton megalobotrys (0,01470) Croton

Croton

Croton

EUPHORBIACEAE (EUP)

-

-

2953

Syzygium cumini (0,01149)

Syzygium

0,91

Syzygium

0,82

Syzygium

MYRTACEAE (MYR)

3261

Salacia chinensis (0,00540)

Celastraceae

0,82

Celastraceae

Salacia chinensis

CELASTRACEAE (CEL)

1

2938

Vernicia fordii (0,03095)

Vernicia fordii

Euphorbiaceae

Vernicia

EUPHORBIACEAE (EUP)

1

1

3187

Monolepta dubia (150) Monolepta sp. (151 Monolepta decreta (152) Monolepta ochracea (153) Monolepta deminuta (155)

Teramnus uncinatus (0)

Phaseoleae

FABACEAE (FAB)

3367

Brassavola cucullata (0)

Orchidaceae

0,75

Laeliinae

Brassavola cucullata

ORCHIDACEAE (ORC)

1

3369

Bridelia micrantha (0,04674)

Bridelieae

Savia sessiliflora

PHYLLANTHACEAE (PHY)

1

1

3369

- Morinda citrifolia

1

Morinda citrifolia (0,03067)

0,71 Morindeae

Morinda citrifolia RUBIACEAE (RUB)

3370

X

X 3084

Cayaponia jenmanii (0,03703)

Cucurbitaceae

0,91

Cucurbitaceae

0,88

Cucurbitaceae

CUCURBITACEAE (CUC)

59

Bảng 3.6. Số cá thể, số trình tự ADN vùng psbA-trnH và số họ thực vật chủ

của các loài thuộc phân họ Galerucinae ở khu vực nghiên cứu

Số cá thể Số trình tự ADN Số họ thực vật chủ

7 3 1 1 1 5 1 1 1 2 4 1 1 1 1 3 2 2 5 5 1 1 2 1

10

3 8

Loài Theopea sp. (87) Galerucinae sp.1 (100) Galerucinae sp.2 (102) Cassenoides sp.1 (103) Galerucinae sp.3 (104) Pyrrhalta sp.2 (116) Taumacera sp. (117) Galerucinae sp.6 (118) Hyphaenia sp.2 (121) Galerucinae sp.7 (126) Pyrrhalta sp.3 (129) Gallerucida sp.1 (131) Gallerucida sp.2 (132) Cassenoides sp.2 (133) Cassenoides sp.2 (134) Galerucinae sp.9 (135) Monolepta densopunctata (138) Paleosepharia frontis (140) M. dalatica (141) M. thomaswagneri (142) M. fuscicorne (143) M. quotidian (144) M. interruptomarginata (145) M. flustuans (146) M. semicostata (148) M. semicostata (149) M. dubia (150) Monolepta sp.(151) M. decreta (152) M. ochracea (153) M. deminuta (155) Galerucinae sp.3

15 4 1 1 1 5 1 2 1 2 3 1 1 1 1 4 1 2 5 6 1 2 2 1 3 8 1 1 1 1 4 1 84 cá thể 19 5 1 1 1 6 1 2 1 2 4 1 1 1 1 4 2 3 5 6 1 2 2 2 3 9 1 1 1 1 5 1 96 trình tự DNA Tổng số 32 loài 1 1 1 1 5 1 35 họ thực vật chủ

Theo bảng 3.6, số thực vật chủ của các loài trong phân họ Galerucinae dao động

từ 1-10 họ phụ thuộc vào số lượng cá thể của từng loài (thường những loài có số lượng

cá thể lớn thì liên kết với nhiều họ thực vật chủ hơn và ngược lại). Kết quả này cho

60

thấy rằng có 13 loài trong phân họ Galerucinae là những loài polyphagous (loài ăn tạp).

Loài M. semicostata (gồm hai loài xác định theo phương pháp bPTP là loài 148 và loài

149) ăn trên nhiều thực vật chủ nhất (10 họ thực vật chủ), loài số 87 ăn trên 7 họ thực

vật chủ, có 4 loài ăn trên 5 họ thực vật chủ (loài 116, loài M. dalatica, M.

thomaswagneri và loài M. deminuta), loài 129 ăn trên 4 họ thực vật chủ, có 2 loài ăn

trên 3 họ thực vật chủ (loài 100 và loài 135), có 4 loài ăn trên 2 họ thực vật chủ (loài

126, loài M. densopunctata, P. frontis và M. interruptomarginata), 18 loài còn lại được

ghi nhận chỉ ăn trên một họ thực vật chủ, những loài này chỉ có một cá thể trên loài.

Các họ thực vật chủ của phân họ Galerucinae chủ yếu thuộc thực vật hạt kín.

Hình 3.6: Tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ của chúng ở khu vực

nghiên cứu (bên dưới là các họ thực vật chủ, bên trên là các loài Galerucinae theo

phương pháp xác định loài bPTP)

61

Hình 3.7: Mạng lưới tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ ở khu vực

nghiên cứu

Tổng số có 74 liên kết hình thành giữa 32 loài Galerucinae và 35 họ thực vật

chủ, như vậy trung bình có 1,1 liên kết/loài. Quan sát hình 3.6 và hình 3.7, chúng tôi

thấy tương tác giữa các loài Chrysomelidae và thực vật chủ của chúng thu được ở VQG

Núi Chúa là phức tạp, được xây dựng từ 7 mạng lưới nhỏ (các loài trong các mạng lưới

nhỏ khác nhau thì không tương tác với nhau): 4 mạng lưới chỉ có 1 liên kết, 1 mạng

lưới có 2 liên kết, 1 mạng lưới có 3 liên kết, và 65 liên kết trong mạng lưới còn lại.

62

Sử dụng bộ ba mã vạch ADN chúng tôi có được 35 họ thực vật chủ của 32 loài

Galerucinae thu được ở khu vực nghiên cứu. Kết quả cho thấy các họ thực vật chủ của

Galerucinae thuộc ngành thực vật hạt kín, phù hợp với kết quả của một số nghiên cứu

trước đây (Barone 1998, Kishimoto-Yamadat et al. 2013; Ødegaard 2000, Novotny et

al. 2002; Aslan và Alkan 2015, Eben và Monteros, 2015) [48, 54, 177, 178, 179, 180].

Có 14 loài Chrysomelidae ăn trên 2 họ thực vật chủ và 18 loài Chrysomelidae chỉ ăn

trên 1 loài thực vật chủ. Điều này cho thấy nhiều loài Galerucinae ở khu vực nghiên

cứu thiên về ăn chuyên biệt trên một họ thực vật chủ, điều này phù hợp với kết quả của

những nghiên cứu trước đây về thực vật chủ của côn trùng vùng nhiệt đới (Erwin 1982;

Novotny và Basset 2005; Lewinsohn và Roslin 2008) [78, 181, 182] sự ăn tạp của

nhiều loài Galerucinae là tương tự như trong kết quả nghiên cứu của Kishimoto-

Yamadat et al. (2013) [54].

3.4. Sự biến đổi của quần xã Chrysomelidae và thức ăn của chúng theo sự thay đổi độ cao ở VQG Núi Chúa 3.4.1. Cấu trúc của quần xã Chrysomelidae xuyên qua không gian và độ cao ở VQG Núi Chúa 3.4.1.1. Ảnh hưởng của mô hình “mid-domain” (sự chiếm cứ giữa lãnh thổ) tới

Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa

Trong phương pháp của chúng tôi, xác định độ rộng của vùng chuyển tiếp là

vùng ở giữa độ cao 280 m và 320 m, ở vùng này cho thấy sự giảm đa dạng loài rõ rệt.

Đa dạng loài cao nhất đạt được ở hai đỉnh, một đỉnh đạt được ở độ cao thấp (< 280 m)

và một đỉnh ở độ cao cao hơn (> 320 m), và điều này cho thấy đường cong hình chữ U

(Hình 3.8). Kết quả này có thể là do ảnh hưởng của chiến lược thu mẫu (chỉ có 2 điểm

trong các tuyến thu mẫu của chúng tôi là bao phủ khoảng cách 40 m này).

Trong phạm vi nghiên cứu của chúng tôi, sự giảm nhẹ độ giàu loài đã quan sát

được ở độ cao hơn > 500 m. Những mẫu vật từ Đá Hang, tuyến thu mẫu có độ cao lớn

hơn 700 m, cho thấy số loài đơn nhất thu được nhiều ở độ cao cao hơn (14 trong 19

loài tìm thấy ở độ cao trên 500 m) nhưng còn quá sớm để kết luận sự thay đổi của độ

giàu loài liên quan đến sự thay đổi độ cao bởi vì tuyến đường này chỉ được thu mẫu

một lần.

63

Trong các nghiên cứu trước đây, có hai mô hình chính được tìm thấy trong

nghiên cứu ảnh hưởng của độ cao tới độ giàu loài. Một là đa dạng loài giảm với độ cao

hay đa dạng loài đạt đỉnh ở độ cao của điểm giữa khu vực cư trú của sinh vật (Rahbek

2005) [175]. Kết quả của chúng tôi gợi ý cho mô hình sau ít biết đến hơn đó là ảnh

hưởng của mô hình “mid-domain” (sự chiếm cứ giữa lãnh thổ) (Dunn et al.2007) [183].

Theo mô hình này, sự giàu loài giảm đều đều theo độ cao ở phạm vi tuyến đường ngắn

trong khi độ giàu loài có dạng hình nón đối với tuyến đường dài hơn (Rahbek 2005,

Dunn et al. 2007) [175, 183]. Nhiều chân khớp ở phạm vi không gian nhỏ hơn hiếm

khi phù hợp với những dự đoán của mô hình “mid-domain” (Dunn et al. 2007) [183].

Tuy nhiên không có nhiều tài liệu nghiên cứu ảnh hưởng của mô hình “mid-domain” ở

phạm vi nhỏ. Chỉ có một vài dữ liệu cho thấy có sự ảnh hưởng của độ cao tới quần xã

sinh vật (Kotze và SamWays 2001) [184]. Nghiên cứu của chúng tôi đang hướng vào

độ cao trong tuyến đường ngắn, với sự thay đổi nhỏ của quần xã thực vật. Kết quả của

chúng tôi cho thấy ảnh hưởng của mô hình “mid-domain” là nhỏ và chúng tôi giải thích

kết quả này là do các loài thích nghi khác nhau ở vùng chuyển tiếp (Jankowski et al.

2009) [185]. Và sự phá rừng ở vùng đất thấp, hay sự khôi phục rừng không đầy đủ đã

dẫn tới sự thay đổi độ giàu loài và thành phần quần xã. Sự xáo trộn môi trường có thể

gây ảnh hưởng làm giảm độ giàu loài như mô tả cho bướm sâu đo trong núi

Kilimanjaro (Axmacher et al. 2004, Christensen và Heilmann – Clausen 2009) [186,

187]. Ngoài ra, sự ít phù hợpvới mô hình “mid-domain” của dữ liệu của chúng tôi có

thể do hiệu quả thu mẫu không bằng nhau trong chiến lược thu mẫu của chúng tôi.

64

(Chú thích: các tuyến thu mẫu Ao Hồ, Đá Đỏ, Mái Nhà, Núi Ông và Suối Trục)

được xem xét ở các đoạn độ cao liên tục khác nhau. Đa dạng rơi ở giữa độ cao (đường

liền mảnh) như là sự phù hợp thông qua sự khác nhau nhỏ của phân tích và nó cho thấy

như sự làm phẳng của đường cong phù hợp (đường liền đậm))

Hình 3.8: Sự thay đổi đa dạng loài alpha của Chrysomelidae dọc theo độ

cao ở VQG Núi Chúa

3.4.1.2. Sự biến động của quần xã Chrysomelidae theo không gian

Chúng tôi phân tích cấu trúc quần xã Chrysomelidae theo tuyến đường thu mẫu

và theo độ cao. Tỷ lệ loài giống nhau giữa các cặp tuyến đường thu mẫu trong khoảng

từ 6,3% đến 46,0% (với chỉ số Sørensen cổ điển) và từ 3,2% đến 29,8% (với chỉ số

Jaccard), và giá trị đạt thấp nhất khi so sánh giữa tuyến Đá Hang và các tuyến đường

khác (Bảng 3.7). Dựa trên kết quả này và những kết quả trước đây cho thấy Đá Hang

như nằm ngoài chiến lược thu mẫu, và chúng tôi không sử dụng kết quả của Đá Hang

cho phân tích sự biến động của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa. Sau khi loại bỏ số

loài thu được trong tuyến Đá Hang còn lại 129 loài bPTP trong tổng số 155 loài bPTP

được dùng cho phân tích cấu trúc của Chrysomelidae theo không gian ở khu vực

nghiên cứu.

65

Bảng 3.7. So sánh cấu trúc của quần xã Chrysomelidae giữa các tuyến thu mẫu ở

VQG Núi Chúa

( Chú thích: đánh giá sử dụng chỉ số Sørensen cổ điển (bên dưới đường chéo) và chỉ số

Jaccard (bên trên đường chéo)).

Ao Hồ Đá Đỏ Đá Hang Mái Nhà Núi Ông Suối Trục

- 0.170 0.074 0.197 0.183 0.192 Ao Hồ

0.290 - 0.032 0.171 0.136 0.135 Đá Đỏ

0.138 0.063 - 0.112 0.108 0.147 Đá Hang

0.329 0.292 0.202 - 0.233 0.224 Mái Nhà

0.309 0.240 0.195 0.378 - 0.298 Núi Ông

0.366 0.238 0.257 0.460 - Suối Trục 0.322

Từ bảng 3 cho thấy, Hai tuyến Núi Ông và Suối Trục được thu mẫu ở độ cao

cao hơn và có vị trí không gian gần nhau, đã cho thấy số loài giống nhau cao nhất. Sự

khác nhau của các loài trong các tuyến thu mẫu chủ yếu được gây ra bởi các loài thay

thế (turnover) trong hầu hết các trường hợp, ngoại trừ trường hợp của Núi Ông và Suối

Trục có sự đóng góp 10% của các loài tạo ổ (nestedness) (Hình 3.9a). Khi so sánh cấu

trúc quần xã theo sinh cảnh (độ cao) trong mỗi tuyến đường thu mẫu cho thấy các quần

xã từ sinh cảnh khô hơn của mỗi tuyến đường thu mẫu (ở độ cao dưới 300 m) có sự

giống nhau nhiều hơn (sự khác nhau xấp xỉ 28-34%), tạo thành cụm với nhau (Hình

3.9b). So sánh cấu trúc quần xã Chrysomelidae trong các sinh cảnh khô (độ cao < 300

m) giữa các tuyến đường thu mẫu với nhau cho thấy cấu trúc quần xã Chrysomelidae

trong tuyến Ao Hồ và Mái Nhà là giống nhau cao và tuyến Suối Trục khác xa với các

tuyến còn lại (Hình 3.9c). Trong các sinh cảnh ẩm (độ cao > 300 m), cấu trúc quần xã

Chrysomelidae trong tuyến Núi Ông và Suối Trục là giống nhau cao và khác xa với

tuyến Mái Nhà (Hình 3.9d). Sử dụng kết quả phân định vùng chuyển tiếp như trên để

66

phân chia quần xã bọ cánh cứng ăn lá trong số mẫu thu được, quần xã trong vùng

chuyển tiếp cho thấy sự giống nhau toàn thể cao nhất so với sinh cảnh ẩm (Hình 3.9e).

Như vậy quần xã Chrysomelidae phân bố không đồng đều trong không gian.

Chúng tôi chỉ sử dụng 129 loài Chrysomelidae đại diện cho sự lấy mẫu xuyên tâm từ

vịnh Vĩnh Hy (loại trừ mẫu vật thu được từ tuyến Đá Hang). Tỷ lệ của các loài

Chrysomelidae giống nhau giữa các tuyến thu mẫu và loại rừng được thu mẫu ở Núi

Chúa là thấp (Bảng 3.7), do đó cho giá trị không giống nhau cao, điển hình trên 0,6 và

sự chiếm ưu thế của thành phần các loài thay thế (tỷ lệ 0,68 - 0,77) xuyên qua phạm vi

không gian nhỏ của khu vực nghiên cứu ở VQG Núi Chúa (Hình 3.9). Đa dạng beta có

đóng góp lớn tới đa dạng của toàn quần xã. Mẫu vật thu được trong sinh cảnh khô theo

hướng tạo thành cụm với nhau. Chúng tôi nhận thấy số loài ở vùng đất thấp (< 300 m)

cao hơn số loài ở độ cao cao hơn (> 300 m) theo thứ tự 89 loài và 74 loài. Số loài chỉ

thu được một cá thể ở hai độ cao là tương tự (38,2% và 35,1%, theo thứ tự < 300 m và

> 300 m). Kết quả này cho thấy rằng, loài hiếm gặp và sự thu mẫu là khá cân bằng

nhau trong các sinh cảnh. Kết quả của chúng tôi cũng cho thấy, ở độ cao > 300 m có độ

giàu loài cao hơn so với quần xã cánh cứng ở độ cao < 300 m, và đa dạng beta cao ở độ

cao > 300 m phần lớn do thành phần các loài thay thế (Hình 3.9c và d).

Chúng tôi đánh giá đa dạng beta của Chrysomelidae trong các tuyến đường và

sinh cảnh thu mẫu của 60% đa dạng loài dự đoán đạt được ở Núi Chúa. Số liệu này có

thể ảnh hưởng tới kết quả đánh giá đa dạng beta và khó để dự đoán tác nhân nào ảnh

hưởng đến kết quả của chúng tôi. Có thể đa dạng beta được đánh giá quá cao bởi vì

trong tất cả các điểm thu mẫu của chúng tôi không có điểm nào thu được chính xác số

loài như dự đoán, cũng có thể bị đánh giá thấp bởi vì sự hạn chế trong thu mẫu những

loài hiếm ở mỗi vị trí. Sự đánh giá sẽ là chính xác hơn nếu chúng tôi thu được số loài

gần với dự đoán hơn. Số lượng mẫu vật có thể ảnh hưởng quan trọng tới đánh giá đa

dạng beta. Số lượng mẫu vật nhỏ so với tổng khu vực được thu mẫu có thể làm tăng sự

khác nhau bởi tính biến đổi trong sự xuất hiện loài. Ngược lại, số lượng mẫu vật lớn có

thể có ảnh hưởng ngược lại bởi vì các loài đã di chuyển tới môi trường tối ưu của

chúng. Trong trường hợp nghiên cứu của chúng tôi, số lượng mẫu vật nhỏ, ảnh hưởng

67

này có thể làm tăng đa dạng beta của mẫu vật ở phạm vi nhỏ (Barton el al. 2013; da

Silva và Hernandez 2014) [134, 188]. Dù thế nào, sự xem xét trong khu vực nghiên

cứu của chúng tôi còn cục bộ, và chúng tôi thu mẫu nhiều lần và khoảng cách giữa các

điểm thu mẫu trong các tuyến đường là ngắn và thực vật khác nhau ít, điều này dường

như không giống với xu hướng là số lượng mẫu vật tác động nghiêm trọng tới kết quả

của chúng tôi. Ngoài ra, sự nghiên cứu trong một vài tuyến đường ở phạm vị nhỏ cung

cấp một tiêu chuẩn lý tưởng để đánh giá ảnh hưởng của số lượng mẫu vật trong phạm

vi nhỏ bằng khảo sát các nhóm loài giống nhau. Đa dạng beta có thể là độc lập với

khoảng cách hay ít nhất không cao hơn nhiều ở khoảng cách ngắn nhất. Xem xét sự

khác nhau giữa cấu trúc quần xã Chrysomelidae trong các tuyến thu mẫu, sự khác nhau

tổng thể cao nhất đã đạt được không chỉ sau khi ảnh hưởng kết hợp của sự chia tách

không gian mà còn của sự đa dạng sinh thái. Sự phân bố khác nhau của quần xã

Chrysomelidae theo không gian đề nghị rằng sự đa dạng không những phụ thuộc mạnh

mẽ vào các nhân tố phân loại học, sinh thái học và nhân tố lịch sử, mà còn vào sự phân

chia của phạm vị độ cao, nhưng hiện tại chúng tôi không thể loại bỏ những sai lệch

trong chiến lược thu mẫu (Rahbek, 2005; Oliver, 2015 và Tello et al., 2015) [175, 189,

190].

68

Sự khác nhau tổng thể

Sự khác nhau của các loài thay thế

Sự khác nhau của các loài tạo ổ

69

Hình 3.9: So sánh đa dạng beta của Chrysomelidae theo không gian ở VQG Núi

Chúa (a) giữa các tuyến thu mẫu (b) giữa các sinh cảnh trong các tuyến đường

thu mẫu (c) giữa các sinh cảnh khô trong các tuyến thu mẫu (d) giữa các sinh

cảnh ẩm trong các tuyến thu mẫu (e) giữa 3 sinh cảnh (dry: sinh cảnh khô,

ecotone: vùng chuyển tiếp và moist: sinh cảnh ẩm) trong toàn bộ khu vực nghiên

cứu.

Nguyên nhân sự phân bố không đồng đều của quần xã Chrysomelidae theo không gian.

Làm sáng tỏ nguyên nhân của sự phân bố không đều này là một trong những

mục tiêu quan trọng nhất trong sinh thái học quần xã, và đặc biệt là cho mục tiêu bảo

tồn. Sự xem xét trong phạm vi nghiên cứu nhỏ của chúng tôi, liên quan đến sự thay đổi

độ cao, sự khác nhau được biểu hiện bằng sự khác nhau trong cấu trúc quần xã và hầu

hết bởi các loài thay thế có thể là do sự chuyên môn hóa của các loài, thêm vào đó là sự

liên quan giữa sự chuyên biệt vật chủ và đa dạng beta khi so sánh các vị trí dọc theo sự

dịch chuyển sinh thái. Nhân tố tạo ổ (nestedness) của đa dạng beta có thể phản ánh sự

thay đổi quần xã liên quan rõ ràng đến sự mất loài do sự phá hoại môi trường sống (nếu

chúng ta quan sát sự đa dạng từ môi trường ở độ cao cao hơn tới vùng đất thấp được

canh tác) hay các loài tăng thêm trong môi trường chuyển tiếp. Nghiên cứu của chúng

tôi thiếu dữ liệu về những nhân tố khác – sinh vật và vô sinh và các yếu tố chưa biết, đã

cản trở kiểm tra những giả thuyết trên.

Độ cao là nhân tố đại diện cho một vài nhân tố liên quan đến sự thay đổi môi

trường, nhưng nhân tố nào hay sự kết hợp của một vài nhân tố là điều kiện cho sự hợp

lại của quần xã vẫn còn được tranh luận (Rahbek 2005) [175]. Trong những nhân tố

tiềm năng, nhiệt độ được coi như một nhân tố ảnh hưởng chính đến sinh vật (Körner

2007) [191]. Nhiệt độ, và các nhân tố khác có ảnh hưởng khác nhau lên sự nhóm họp

của quần xã, nhân tố này ảnh hưởng trực tiếp lên sức chịu đựng vật lý của sinh vật hay

gián tiếp ảnh hưởng lên các sinh vật (McCain 2007; Sundqvist et al. 2013) [192, 193].

Nhiệt độ ảnh hưởng trực tiếp đến quá trình quang hợp, quá trình đường phân và sự

cung cấp chất dinh dưỡng từ đất, từ đó chọn lọc các loài thực vật có các đặc điểm và

chức năng phù hợp với nó, do đó nhiệt độ điều khiển quần xã thực vật (Sundqvist et al.

70

2013) [193]. Nhiệt độ kết hợp với độ ẩm (mặc dù độ ẩm không được xem như thực thể

độ cao, Körner 2007) [191] và được công nhận như là yếu tố điều khiển mạnh mẽ cấu

trúc quần xã động vật. Trong trường hợp của côn trùng ăn thực vật, các loài khác nhau

và độ chuyên môn hóa khác nhau, thì quần xã thực vật được sử dụng làm thức ăn là

điều kiện tất yếu cho sự phân bố của chúng.

Theo chúng tôi chắc chắn đây là sự kết hợp trực tiếp và gián tiếp của sự thay đổi

môi trường (độ cao) với cấu trúc của quần xã thực vật dọc theo sự dịch chuyển kiểu

rừng, và sự thay đổi của cấu trúc quần xã thực vật này là yếu tố điều chỉnh sự đa dạng

của cánh cứng ăn lá ở phạm vi nhỏ ở VQG Núi Chúa. Sự đa dạng này được giải thích

thông thường bởi sự thay thế các loài thực vật, do đó thực vật chủ có khả năng xuất

hiện như là điều kiện nhân tố chính của sự phân bố của động vật ăn chúng (Brehm et

al. 2003; Novotny và Weibler 2005) [194, 195]. Mặc dù vậy, chúng tôi vẫn xem nhân

tố này là ít quan trọng trong vai trò điều khiển cấu trúc của quần xã, hay là một giả

thuyết để kiểm tra trong hệ thống này. Sự giới hạn trong thức ăn có thể là đúng cho các

loài riêng lẻ và đó là những loài chuyên biệt cao. Tuy nhiên, các quần xã

Chrysomelidae cho thấy tính chuyên biệt khác nhau, nhiều loài ăn nhiều loài thực vật

khác nhau. Do đó, khi sự thay thế loài được thực hiện ở mức độ quần xã, nhân tố điều

kiện không phải là thực vật chủ mà là các yếu tố xác định môi trường của quần xã thực

vật. Hơn nữa, trong khi sự giàu có loài có thể cho thấy sự biến đổi vùng mạnh mẽ trong

rừng nhiệt đới, sự chuyên biệt của côn trùng ăn thực vật dường như có liên quan với

bậc phân loại học thực vật cao hơn, do đó thực vật chủ ảnh hưởng ít tới sự phân tán của

chúng (Novotny và Weiblen 2005) [195].

Tóm lại, xem xét ở phạm vi địa lý nhỏ và sự thay đổi sinh thái dần dần trong

khu vực nghiên cứu của chúng tôi, chúng tôi giải thích đa dạng beta cao là do điều kiện

môi trường tiểu khí hậu (tác động trực tiếp lên chức năng sinh lý của côn trùng và gián

tiếp lên quần xã thực vật).

71

3.4.2. Sự thay đổi của tương tác giữa Chrysomelidae và thực vật chủ theo sự thay

đổi của độ cao

3.4.2.1 Sự sắp xếp phù hợp với quy chuẩn

Phân tích sự phù hợp với quy chuẩn (CCA) sử dụng bốn biến số giải thích (Sinh

cảnh – phân biệt giữa các mẫu vật thu thập được dưới và trên độ cao 300 m so với mực

nước biển, hay tương ứng là sinh cảnh khô và sinh cảnh ẩm; Loài- ghi nhận bằng

phương pháp ADN; Tuyến thu mẫu- theo các tuyến đường thu mẫu và thời gian - phân

chia mẫu vật thu mẫu từ tháng một đến tháng năm (sau mưa gió mùa) và tháng sáu đến

tháng 9 (trước mùa mưa mới) và thực vật chủ ở mức độ họ. Kết quả phân tích CCA đã

đạt được giá trị VIF (Yếu tố làm tăng sự khác nhau) là thấp (1,06-1,58), đề nghị cho sự

độc lập của các biến số bởi vì giá trị VIF bằng 1 đề nghị cho sự biến đổi độc lập hoàn

toàn và giá trị lớn hơn 10 hoặc 20 đề nghị cho sự phụ thuộc nhau của các biến số và

một mô hình có ý nghĩa cao (FCCA=1,452, Chi-sq=2,095, d.f.=4; P=0,001) cho ra sự tác

động của 4 biến số này tới tương tác giữa cánh cứng ăn lá và thực vật chủ là thấp

(6,93%), nó được đóng góp khá đồng nhất qua 4 trục hợp với quy chuẩn

(VARCCA1=0,322, VARCCA2=0,256, VARCCA3=0,245 và VARCCA4=0,177), trong đó

trục đầu tiên là có ý nghĩa cao (FCCA1=1,872, Chi-sq=0,676, d.f.=1; P=0,001), và trục

thứ 2 và thứ 3 có ý nghĩa vừa phải (FCCA2=1,487, Chi-sq=0,537, d.f.=1, P=0,030;

FCCA3=1,421, Chi-sq=0,513, d.f.=1, P=0,029) (hình 3.10). Khi kiểm tra sự phù hợp độc

lập của từng biến số chúng tôi có kết quả như trong bảng 3.8.

72

Thời gian

Tuyến thu mẫu

Sinh cảnh

Loài

Hình 3.10: Phân tích sự sắp xếp hợp quy chuẩn của các biến số tới tương tác giữa

các loài Galerucinae và thực vật chủ ở trong khu vực nghiên cứu.

73

Bảng 3.8: Kết quả phân tích CCA của riêng từng biến số đến tương tác giữa các

loài Galerucinae và thực vật chủ ở khu vực nghiên cứu.

Stt

Biến số

Tỷ lệ của

df

Chisquare

F

P

sự hạn

chế (%)

1,668

1

Loài

1

0,5044

1,3737

0,036

1,945

2

Sinh cảnh

1

0,5883

1,6067

0,001

3

Tuyến thu mẫu

1,952

1

0,5902

1,6122

0,004

4

Thời gian

1,729

1

0,5229

1,4249

0,045

Bảng 3.8 cho thấy cả 4 biến số cùng ảnh hưởng tới tương tác giữa cánh cứng ăn

lá và thực vật chủ (p = 0,01- 0,045 < 0,05) trong đó hai biến số sinh cảnh và tuyến thu

mẫu có ảnh hưởng lớn hơn hai biến số còn lại vì có giá trị chisquare và F lớn hơn hai

biến số còn lại (0,05883, 0,05902 và 1,6067 và 1,6122, theo thứ tự sinh cảnh và tuyến

thu mẫu)

3.4.2.2. Đa dạng beta của tương tác Galerucinae và thực vật chủ theo sự thay đổi độ cao ở VQG Núi Chúa

Đa dạng beta của cả quần xã Galerucinae và quần xã thực vật chủ trong khu vực

nghiên cứu là cao (> 0.7) (bảng 3.9). Trong đó, đa dạng beta tổng và đa dạng beta của

các loài mất đi/tăng lên của quần xã Galerucinae là nhỏ hơn quần xã thực vật chủ, tuy

nhiên đa dạng beta của sự thay thế thì ngược lại.

Bảng 3.9: Sự không giống nhau của quần xã Galerucinae và quần xã thực vật chủ

giữa rừng khô và rừng ẩm ở khu vực nghiên cứu

Chỉ số Quần xã Quần xã thực vật Tương tác giữa

Galerucinae chủ Galerucinae và xã thực

vật chủ

0.72 0.77 0.96 βtotal

0.69 0.57 0.85 Βrepl

0.03 0.2 0.11 Βrich

74

Kết quả tính toán đa dạng beta của tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ

bằng gói “betalink” trong R cho kết quả sự khác nhau của mạng lưới trong hai sinh

cảnh là cao ΒWN = 0, 92, trong đó 83,7% là do bởi các loài chia sẻ (βOS = 0,77) và

16,3% là do bởi các loài thay thế (βST = 0,15) và sự khác nhau của hỗn hợp loài của

mạng lưới là cao (βS = 0, 57). Đa dạng beta cao là do sự khác nhau trong cấu trúc của

mạng lưới trong hai sinh cảnh. Điều này sẽ trở nên rõ ràng hơn khi mô hình mạng lưới

trong hai sinh cảnh được phân tích trong mục sau.

Thực vật là quan trọng trong xác định ranh giới sinh cảnh xuyên qua không gian

(Danz et al., 2011) [196]. Kết quả của chúng tôi cho thấy ảnh hưởng khẳng định của

sinh cảnh và các tuyến thu mẫu đến liên kết giữa Galerucinae và thực vật chủ. Trong

nghiên cứu của Menke et al (2012) [197] đã chỉ ra rằng thay đổi của đất rừng canh tác

đã ảnh hưởng đến cấu trúc của mạng lưới thực vật và động vật ăn quả. Đa dạng beta

cao của quần xã cánh cứng ăn lá và quần xã thực vật chủ là nguyên nhân dẫn đến sự

khác nhau cao của tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ. Đa dạng beta cao của

các tương tác chủ yếu được đóng góp bởi các loài chia sẻ giữa hai mạng lưới trong sinh

cảnh khô và sinh cảnh ẩm (βO S= 0,77) trong khi các loài thay thể đóng góp ít hơn (βST

= 0,15). Mặc dù đa dạng beta của Galerucinae và thực vật chủ là cao, hay các loài

chung thấp (9/32 loài cho Galerucinae và 8/34 họ thực vật chủ), tuy nhiên 9 loài chung

này là loài ăn tạp, chúng có phổ thức ăn rộng, chúng hình thành 43 tương tác với thực

vật chủ (chiếm 59% tổng tương tác trong mạng lưới). Những tương tác này đóng góp

chính cho sự khác nhau cao của các tương tác giữa hai sinh cảnh. Giá trị đa dạng beta

của quần xã thực vật chủ là cao hơn quần xã Galerucinae. Kết quả của chúng tôi là

tương tự với kết quả của Novotny (2009) [198] khi nghiên cứu tương tác giữa động vật

ăn thực vật và thực vật. Đa dạng beta của động vật ăn thực vật phụ thuộc vào sự

chuyên biệt thực vật chủ của chúng. Sự dịch chuyển của các loài thực vật chủ trong

không gian, thời gian và xuyên qua các môi trường khác nhau là nguyên nhân của sự

thay đổi trong thành phần của quần xã động vật ăn thực vật. Novotny et al. (2006)

[199] đã phát hiện rằng trong rừng mưa nguyên sinh đa dạng beta của động vật ăn thực

vật thấp do sự chuyên biệt thực vật chủ thấp và sự phân tán cao. Hui Zhu et al. (2015)

75

đã chỉ ra rằng khi không có mặt gia súc, sự giàu loài của côn trùng liên quan với sự

giàu loài của thực vật [200].

3.4.2.3. Cấu trúc của mạng lưới tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ theo

sinh cảnh (độ cao)

So sánh cấu trúc của mạng lưới trong hai sinh cảnh khô và ẩm, sinh cảnh khô

có 45 tương tác được xây dựng bởi 21 loài Galerucinae và 25 họ thực vật chủ, sinh

cảnh ẩm có 38 tương tác được xây dựng bởi 20 loài Galerucinae và 18 họ thực vật chủ.

Sự khác nhau này được thể hiện rõ qua sơ đồ phác họa mạng lưới và đồ thị tương tác

trong hình 3.11a, b và các đặc điểm cấu trúc của mạng lưới được liệt kê trong bảng

3.10.

Một số đặc điểm cấu trúc trong mạng lưới tương tác được liệt kê trong Bảng

3.10, trong đó: Chỉ số connectance là tỷ lệ liên kết thực (bằng số loài Galerucinae nhân

với số loài thực vật chủ) chia cho số lượng các tế bào trong mạng lưới; Số lượng

compartments là các mạng lưới nhỏ cấu trúc nên mạng lưới tổng thể và chúng không

kết nối với nhau; Tính đối xứng của mạng lưới là sự cân bằng giữa số lượng của cả 2

mức độ dinh dưỡng, giá trị >0 cho thấy số loài ở mức độ dinh dưỡng cao cao hơn số

loài ở mức độ dinh dưỡng thấp và ngược lại; Hệ số bó: Là hệ số bó trung bình của các

thành viên của nó, đơn giản là số lượng liên kết quan sát được chia cho số lượng liên

kết tiềm năng.

76

A

B

Hình 3.11a: Mạng lưới tương tác giữa các loài Galerucinae và thực vật chủ trong

hai sinh cảnh ở VQG Núi Chúa (A) là trong sinh cảnh khô; (B) trong sinh cảnh

ẩm

77

C

D

Hình 3.11b: Đồ thị tương tác giữa Galerucinae và thực vật chủ trong hai sinh

cảnh ở VQG Núi Chúa (C) sinh cảnh khô và (D) sinh cảnh ẩm

78

Bảng 3.10: So sánh đặc điểm cấu trúc của mạng lưới tương tác giữa các loài

Galerucinae và thực vật chủ trong hai sinh cảnh khô và ẩm ở khu vực nghiên cứu

Đặc điểm so sánh Sinh cảnh khô Sinh cảnh ẩm

Số loài Galerucinae 21 20

Số họ thực vật chủ 25 18

Tổng số loài trong mạng lưới 46 38

Số tương tác trong mạng lưới 45 32

Số liên kết trên một loài 0.98 0.84

Chỉ số connectance 0.086 0.089

Số lượng của compartments 6 7

Tính đối xứng của mạng lưới -0.087 0.52

Hệ số bó 0.04 0.055

Đa dạng shannon 3.8 3.465

Từ bảng 3.10 ta thấy, số loài Galerucinae, họ thực vật chủ và số tương tác giữa

Galerucinae và các họ thực vật chủ ở sinh cảnh khô là cao hơn sinh cảnh ẩm (tương

ứng 45 và 32) nhưng số mạng lưới nhỏ cấu tạo nên toàn bộ mạng lưới ở sinh cảnh ẩm

lại nhiều hơn sinh cảnh khô (tương ứng 7 và 6). Trong sinh cảnh khô, 5 trong số 6 tiểu

mạng lưới chỉ có 1 tương tác, các tương tác còn lại tạo thành tiểu mạng lưới cùng nhau

(40 tương tác), trong khi ở sinh cảnh ẩm có 4/7 tiểu mạng có 1 tương tác, 1/7 tiểu mạng

lưới có 3 tương tác, 1/7 có tiểu mạng lưới có 4 tương tác, 1/7 tiểu mạng lưới có 21

tương tác. Tính đối xứng của mạng lưới ở sinh cảnh khô < 0 còn ở sinh cảnh ẩm lại >0.

Điều này cho thấy, tương tác giữa các loài Galerucinae và các họ thực vật chủ ở sinh

và cảnh khô là phức tạp hơn trong sinh cảnh ẩm, và sinh cảnh khô có nhiều loài

Galerucinae thiên về ăn tạp (ăn nhiều vật chủ) hơn so với các loài Galerucinae ở trong

sinh cảnh ẩm, hay nói cách khác các loài Galerucinae trong sinh cảnh ẩm thiên về sự

chuyên biệt thức ăn hơn. Điều này có thể được giải thích, do trong sinh cảnh khô với

điều kiện thức ăn nghèo nàn các loài Galerucinae muốn tồn tại được phải ăn đa dạng

79

các loại thực vật khác nhau, còn trong sinh cảnh ẩm với điều kiện thức ăn dồi dào các

thực vật chủ cung cấp đủ lượng thức ăn cho các loài cánh cứng. Điều này cho thấy sự

thích nghi của Galerucinae trong các điều kiện sống khác nhau. Số lượng tiểu mạng

lưới trong hai mạng lưới trong hai sinh cảnh ở khu vực nghiên cứu là cao hơn trong kết

quả nghiên cứu của một vài nghiên cứu trước đây, mặc dù số loài trong mạng lưới là

nhỏ hơn (Krause et al., 2003; Prado và Lewinshon, 2004) [201, 202]. Giá trị kết nối

trong hai mạng lưới trong hai sinh cảnh ở khu vực nghiên cứu là thấp hơn trong một

vài nghiên cứu trước đây (Eben và Monteros, 2015; Meskens et al., 2011) [180, 203]

nhưng kết quả của nghiên cứu lại phù hợp với kết quả trong nghiên cứu của Dunne et

al (2002) [204, 205].

3.4.3. Hoạt động bảo tồn ở VQG Núi Chúa cần chú ý đến sự mất môi trường sống của quần xã Chrysomelidae

Động cơ đầu tiên của chúng tôi để nghiên cứu tính đa dạng cánh cứng ăn lá và

sự thay thế tiềm năng trong diễn thế sinh thái từ rừng khô đất thấp đến rừng ẩm hơn ở

Núi Chúa là sự cấp thiết làm tăng sự hiểu biết về đa dạng sinh học của VQG Núi Chúa.

Trong vùng nhiệt đới, nhóm côn trùng đa dạng cao như Chrysomelidae có thể đóng

góp lớn vào sự khác biệt to lớn cho sinh thái quần xã. Kết quả từ nghiên cứu của chúng

tôi với sự liên quan rõ ràng cho bảo tồn là đa dạng Chrysomeliar ở Núi Chúa rất cao,

và đặc biệt sự sự thay thế loài cao trong các tuyến thu mẫu ở độ cao khác nhau và sự

khác nhau của quần xã Chrysomelidae có liên quan đến quần xã thực vật. Sự hiểu biết

về đa dạng beta liên quan với phạm vi không gian là quan trọng để hiểu những rủi ro

tuyệt chủng và để có những thể chế bảo tồn hiệu quả. Do vậy, những biện pháp bảo vệ

ở VQG Núi Chúa cần tính đến sự không đồng nhất cao của tính đa dạng này. Đặc biệt

với tình trạng chặt phá rừng ở vùng đất thấp ở Núi Chúa là tăng nhanh trong những

năm gần đây sẽ làm mất đi môi trường sống của quần xã Chrysomelidae gây ra sự sụt

giảm đa dạng của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa.

80

KẾT LUẬN

1. Đa dạng loài Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa

Chúng tôi khám phá 155 loài Chrysomelidae theo phương pháp xác định loài

dựa vào dữ liệu ADN (gen cox1) tương ứng với 141 dạng loài hình thái ở khu vực

nghiên cứu trong VQG Núi Chúa. Mô tả 13 loài mới cho khoa học, bao gồm 11 loài

M. fluctuans, M. fuscicorne, M. interruptomarginata, M. ochracea, M. quotidiana, M.

semicostata, M. thomaswagneri và 2 loài trong giống Paleosepharia Laboissiere: P. frontis và

P. nuichua. Tiềm năng đa dạng loài của Chrysomelidae ở VQG Núi Chúa được đánh

trong giống Monolepta Chevrolat: M. decreta, M. demimuta, M. densopunctata, M. dubia,

giá cao hơn từ 1,5 -2,0 lần đa dạng thu được.

2. Thực vật chủ của Chrysomelidae

Bằng phương pháp sinh học phân tử, chúng tôi ghi nhận được 35 họ thực vật

thuộc ngành thực vật hạt kín là thức ăn của 32 loài Chrysomelidae thuộc phân họ

Galerucinae thu được ở VQG Núi Chúa. Trong 32 loài ghi nhận được thực vật chủ có

18 loài chỉ ăn trên một họ thực vật (loài chuyên biệt) và 14 loài ăn trên nhiều hơn hai

họ thực vật (loài ăn tạp).

3. Sự biến đổi của quần xã Chrysomelidae và thức ăn của chúng theo sự thay đổi

độ cao ở VQG Núi Chúa

Đa dạng loài Chrysomelidae là tương tự trong hai loại sinh cảnh (độ cao <

300 m và >300 m), đa dạng alpha thay đổi dọc theo độ cao và cho thấy sự đa dạng tăng

trong vùng chuyển tiếp (khoảng độ cao từ 160 m - 320 m). Đa dạng beta của

Chrysomelidae là cao giữa các tuyến thu mẫu và giữa các sinh cảnh.

Sinh cảnh và tuyến đường thu mẫu có ảnh hưởng tới liên kết giữa các loài

Chrysomelidae và các họ thực vật chủ. Đa dạng beta của quần xã Chrysomelidae và

thực vật chủ giữa hai sinh cảnh là cao (> 0,7), dẫn đến đa dạng beta của tương tác giữa

chúng cao (0,96). Mạng lưới trong sinh cảnh ẩm có nhiều tiểu mạng lưới hơn sinh cảnh

khô và các loài Chrysomelidae trong sinh cảnh ẩm là thiên về chuyên biệt thức ăn hơn

trong sinh cảnh khô.

81

KIẾN NGHỊ

Đề tài sử dụng phương pháp sinh học phân tử để xác định loài cánh cứng ăn lá

thu được ở khu vực nghiên cứu, chưa nghiên cứu sâu về phân loại học hình thái. Chúng

tôi mới chỉ tập trung phân loại một phân họ Galeruciae trong các mẫu vật thu được ở

khu vực nghiên cứu nhưng đã mô tả được 13 loài mới cho khoa học. Do vậy trong các

mẫu vật Chrysomelidae thu được ở khu vực nghiên cứu chắc chắn có nhiều loài là mới

cho khu hệ Chrysomelidae ở Việt Nam cũng như mới cho khoa học. Do vậy cần có

nghiên cứu về phân loại cho khu hệ Chrysomelidae ở khu vực nghiên cứu cũng như

trong toàn lãnh thổ Việt Nam.

Do giới hạn về kinh phí nghiên cứu, chúng tôi chỉ áp dụng phương pháp sinh

học phân tử để khám phá ra thực vật chủ của các loài trong phân họ Galerucinae và kết

quả cho thấy có sự thích nghi về thức ăn của các loài Chrysomelidae với điều kiện

sống, tuy nhiên để kết quả chuẩn xác hơn cần nghiên cứu cho tất cả các mẫu vật

Chrysomelidae thu được trong khu vực nghiên cứu cũng như thể mở rộng trong các

khu vực nghiên cứu khác.

82

DANH SÁCH TÀI LIỆU TRÍCH DẪN

1. Quốc hội nước Cộng hoà xã hội chủ nghĩa Việt Nam khoá XII, 2008: Luật Đa dạng

sinh học. Luật số: 20/2008/QH12, Hà Nội, ngày 13 tháng 11 năm 2008.

2. R.H. Whittaker, R. H., Evolution and Measurement of Species Diversity. Taxon,

1972, 21, 213-251

3. Camilo Mora, Derek P. Tittensor, SiNA Adl, Alastair G. B. Simpson, Boris Worm,

How many species are there on Earth and in the Ocean? PloS Biol, 2011, 9(8):

e1001127.doi: 10.1371/JourNAl.pbio.1001127.

4. A.D. Chapman, Numbers of living species in Australia and the world. Canberra:

Australian Biological Resources Study, 2009: page 80.

5. M. Pidwirny, Understanding Physical Geography. Our planet Earth Publishing,

2015: 1- 209.

6. M. Foote. The Evolution of Morphological diversity. Ann. Rev.Ecol. Syst. 1997.

28:129-152

7. K. Roy, D. Jablonski. and J.W. Valentine, Higher taxo in biodiversity studies:

patterns from Eastern Pacific marine mollusas. Phl. Trans. R. Soc. Lond. B. 1996.

351: 1605-1613.

8. D. M. Raup and J. Sepkoski. Periodicity of Extinction in geologic past. Pro. Natl.

Acad. Sci., 1984. Vol 81: 801-805.

9. A.E. Magurran, Measuring Biological Diversity. John Wiley & Sons, 2013: 1- 264.

10. H.A. Mooney, The ecosystem – service chain and the biological diversity

crisis. Phil. Trans. R. Soc. B., 2010, 365: 31 – 39. Doi:10.1098/rstb.2009.0223

11. J.M. De Vos, L.N. Joppa, Gittleman JL, Stephens PR, Pimm SL, Estimating

the normal background rate of species extinction. Conserv Biol., 2015; 29(2):452-

62. Doi: 10.1111/cobi.12380.

12. P.S. Levin and D.A. Levin, The real Biodiversity Crisis. Macroscope.

American Scientist, 2002, volume 90: 6-8

13. O.E. Sala et al., Global biodiversity scenarios for the year 2100. Science,

2000. 287(5459):1770-4.

83

14.

N. S. Sodhi, B. W. Brook, and J.A. Corey, Chapter V.1: Causes and

Consequences of species Extinctions. In Princeton guide to Ecology, 2009: 514 –

520.

T.R. New, Insect conservation. Junk, The Hague, 1984. 184pp. 15.

P.D.N. Hebert, A. Cywinska, S.L. Ball, J.R. DeWaard, Biological 16.

identifications through DNA barcodes. Proc. R. Soc. Lond. B Biol. Sci., 2003, 270:

313-321.

17. P.D.N. Hebert, J.R. deWaard, Jean-François Landry, DNA barcodes for 1/1000

of the animal kingdom. Biol. Lett., 2010, 6, 359–362. doi:10.1098/rsbl.2009.0848

18. V. Savolainen, R.S. Cowan, A.P. Vogler, G.K. Roderick, R. Lane, Towards

writing the encyclopaedia of life: an introduction to DNA barcoding. Philos Trans R

Soc Lond B Biol Sci., 2005, 360(1462): 1805–1811.

19. P.D.N. Hebert, E.H. Penton, J.M. Burns, D.H. Janzen, W. Hallwachs, Ten

species in one: AND barcoding reveals cryptics species in the neotropical skipper

butterfly Astraptes fulgerator. Proc Natl Acad Sci USA. 2004; 101: 14812–14817.

PMID: 15465915.

20. R.D. Ward, T.S. Zemlak, B.H. Innes, P.R. Last, P.D.N Hebert, DNA

barcoding Australia’s fish species. Philos Trans R Soc Lond B Biol Sci.,

2005; 360(1462): 1847–1857.

21. K.C.R. Kerr, M. Y. Stoeckle, C.J. Dove, L.A. Weigt, C.M. Francis, P.D.N.

Hebert, Comprehensive DNA barcode coverage of North American birds. Mol

Ecol Notes. 2007 Jul; 7(4): 535–543. Doi: 10.1111/j.1471-8286.2007.01670.x

22. M.A. Smith, B.L. Fisher, and P.D.N. Hebert, DNA barcoding for effective

biodiversity assessment of a hyperdiverse arthropod group: the ants of Madagascar.

Phil. Trans. R. Soc. B., 2005, 360, 1825–1834. Doi:10.1098/rstb.2005.1714.

23. V. Nijman, M. Aliabadian, Performance of distance-based DNA barcoding in

the molecular identification of Primates. Comptes Rendus Biologies, 2010, 33: 11-

16

84

24. M. Hajibabaei, D. H. Janzen, J.M. Burns, Winnie Hallwachs, and P.D.N.

Hebert, DNA barcodes distinguish species of tropical Lepidoptera. PNAS,

2006. 103 (4) 968-971; doi:10.1073/pnas.0510466103

25. A. Bucklin, D. Steinke, and L. Blanco-Bercial, DNA barcoding of marine

metazoa. Ann. Rev. Mar. Sci. 2011, 3, 471–508. doi: 10.1146/annurev-marine-

120308-080950.

26. A. Hausmann, G. Haszprunar, P.D.N. Hebert, DNA Barcoding the Geometrid

Fauna of Bavaria (Lepidoptera): Successes, Surprises, and Questions. PloS ONE,

2011, 6(2): e17134. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0017134.

27. L. Plaisance, N. Knowlton, G. Paulay, C. Meyer, Reef-associated crustacean

fauna: biodiversity estimates using semi-quantitative sampling and DNA barcoding.

Coral Reefs (2009) 28: 977-986. Doi: 10.1007/s00338-009-0543-3.

28. E. Naro-Maciel, B. Reid, N.N. Fitzsimmons, DNA barcodes for globally

threatened marine turtles: a registry approach to documenting biodiversity. Mol.

Ecol. Resour. 2009; 10:252–263.

29. CE. Grant, T.L. Bailey, W.S. Noble, FIMO: scanning for occurrences of a given

motif. Bioinformatics, 2011. 27(7):1017-8. Doi: 10.1093/bioinformatics/btr064.

30. J. Neigel, A. Domingo & J. Stake, DNA barcoding as a tool for coral reef

conservation. Coral Reefs (2007) 26: 487. Doi:10.1007/s00338-007-0248-4.

31. D. Rubinoff, Utility of Mitochondrial DNA Barcodes in Species Conservation.

Conservation Biology, 2006; 20: 1026–1033. Doi:10.1111/j.1523-

1739.2006.00372.x

32. DL. Dalton And A. Kotze, DNA barcoding as a tool for species identification in

three forensic wildlife cases in South Africa. Forensic Sci Int., 2011. ;207(1-3):e51-

4. Doi: 10.1016/j.forsciint.2010.12.017.

33. K. Thompson, C.S. Baker, A. Van Helden, S. Patel, C. Millar, R. Constantine,

The world’s rarest whale. Current Biology, 2012, 22, R905–R906. Doi:

10.1016/j.cub.2012.08.055

85

34.

Z. T Nagy, T. Backeljau, M.D. Meyer, K. Jordaens, DNA barcoding: a practical

tool for fundamental and applied biodiversity research. ZooKeys, 2013, 365 Special

Issue. 1-677.

35. W. J. Kress, C. Garcı´a-Robledo, M. Uriarte, and D.L. Erickson, DNA

barcodes for ecology, evolution, and conservation. Trends in Ecology & Evolution

xx (2014) 1–11.

36. W.J. Kress, D.L. Erickson. DNA barcodes: Genes, genomics, and

bioinformatics. Proc Natl Acad Sci U S A. 2008 Feb 26; 105(8): 2761–

2762. Published online 2008 Feb 19. Doi: 10.1073/pnas.0800476105.

37. P.M. Hollingsworth, S.W. Graham, D.P. Little, Choosing ADN Using a Plant

DNA Barcode. PloS ONE, 2011, 6(5): e19254.

https://doi.org/10.1371/journal.pone.0019254.

38. D. Z. Li, L. M. Gao, H. T. Li, H. Wang, X. J. Ge, J. Q. Liu, Comparative

analysis of a large dataset indicates that internal transcribed spacer (ITS) should be

incorporated into the core barcode for seed plants. Proc. Natl. Acad. Sci.

U.S.A. 2011, 108, 19641–19646. 10.1073/pnas.1104551108.

39. K.S. Burgess, A.J. Fazekas, P.R. Kesanakurti, S.W. Graham, B.C. Husband,

Steven G. Newmaster, Diana M. Percy, Mehrdad Hajibabaei4ADN Spencer C. H.

Barrett, Discriminating plant species in a local temperate flora using the

rbcL+matK DNA barcode. Methods in Ecology ADN Evolution, 2011, 2, 333–34.

Doi: 10.1111/j.2041-210X.2011.00092.x

40. J. Gere, K. Yessoufou, B.H. Daru, L.T. Mankga, O. Maurin, M. van der Bank,

Incorporating trnH-psbA to the core DNA barcodes improves significantly species

discrimination within southern African Combretaceae. ZooKeys, 2013, 365: 127–

147. Doi: 10.3897/zookeys.365.5728.

41. M. Ballardini, A. Mercuri, C. Littardi, S. Abbas, M. Couderc, B. Ludeña, J-C

Pintaud, The chloroplast DNA locus psbZ-trnfM as a potential barcode marker

in Phoenix L. (Arecaceae). Zookeys. 2013; (365): 71-

82. Doi: 10.3897/zookeys.365.5725

86

42.

R.S. Purty and S. Chatterjee, DNA Barcoding: An Effective Technique in

Molecular Taxonomy. Austin J Biotechnol Bioeng., 2016; 3(1): 1059.

43. B. T. Dentinger, M. Y. Didukh, J. M. Moncalvo, Comparing COI and ITS as

DNA barcode markers for mushrooms ADN allies (Agaricomycotina). PloS One.

,2011; 6: e25081.

44. A.E. Radulovici , P. Archambault and F. Dufresne, DNA Barcodes for Marine

Biodiversity: Moving Fast Forward? Diversity, 2010, 2, 450-472;

doi:10.3390/d2040450.

45. E.A. Chambers, P.D.N. Hebert, Assessing DNA Barcodes for Species

Identification in North American Reptiles ADN Amphibians in Natural History

Collections. PloS ONE, 2016 11(4): e0154363.

https://doi.org/10.1371/journal.pone.0154363.

46. S. Trivedi, A.A. Aloufi, H. Rehman, S. Saggu, S.K. Ghosh, DNA barcoding:

Tool for assessing species identification in Reptilia. Journal of Entomology ADN

Zoology Studies, 2016; 4(1): 332-337.

47. M. Hajibabaei, G.A.C. Singer, P.D.N. Hebert and D.A. Hickey, DNA

barcoding: how it complements taxonomy, molecular phylogenetics ADN population

genetics. Trends in Genetics, 2007. Vol.23 No.4: 167-172.

Doi:10.1016/j.tig.2007.02.001.

48. J.A. Barone, Host-specificity of folivorous insects in a moist tropical forest. J

Anim Ecol., 1998, 67: 400-409. Doi:10.1046/j.1365-2656.1998.00197.x.

49. B. Fry, A. Joern, P.L. Parker, Grasshopper food web analysis: Use of carbon

isotope ratios to examine feeding relationships among terrestrial

herbivores. Ecology, 1978, 59: 498–506.

50. D. Otte, A. Joern, On feeding patterns in desert grasshoppers ADN the

evolution of specialized diets. Proc Acad Nat Sci Phila., 1976, 128: 89–126.

51. J.A. Jurado-Rivera, A.P. Vogler, C.A.M. Reid, E. Petitpierre, and J. Gómez-

Zurita, DNA barcoding insect–host plant associations. Proc Biol Sci., 2009,

276(1657): 639–648.

87

52.

S.P. Navarro, J.A. Jurado-Rivera, J. Gomez-Zurita, C.H.C. Lyal, A.P. Vogler,

DNA profiling of host-herbivore interactions in tropical forests. Ecol Entomol.,

2010. 35: 18-32. Doi:10.1111/j.1365-2311.2009.01145.x.

53. C. García-Robledo, David L. Erickson, Charles L. Staines, Terry L.

Erwin, ADN W. John Kress, Tropical Plant–Herbivore Networks: Reconstructing

Species Interactions Using DNA Barcodes. PloS One, 2013. 8(1): e52967.

54. K. Kishimoto-Yamada, K. Kamiya, P. Meleng, B. Diway, H. Kaliang, L. Chong

et al., Wide Host Ranges of Herbivorous Beetles? Insights from DNA Bar Coding.

PloS ONE, 2013. 8(9): e74426. Doi:10.1371/journal.pone.0074426.

J. Liu, L. Shi, J. Han, G. Li, H. Lu, J. Hou, X. Zhou, F. Meng, S.R. Downie,

55.

Identification of species in the angiosperm family Apiaceae using DNAbarcodes.

Mol Ecol Resour. 2014 Nov; 14(6):12318. Doi: 10.1111/1755-0998.12262.

56. Benjamin C. Haller, Rupert Mazzucco, Ulf Dieckmann. Evolutionary Branching

in Complex LADNscapes. The American Naturalist, 2013; E000

DOI: 10.1086/671907.

57. J. G. Pausas and M. P. Austin, Patterns of Plant Species Richness in Relation to

Different Environments: An Appraisal. Journal of Vegetation Science, 2001, 12: 153

– 166. https://doi.org/10.2307/3236601.

58. Jill E. Jankowski, Anna L. Ciecka, Nola Y. Meyer and Kerry N. Rabenold,

Beta diversity along environmental gradients: implications of habitat specialization

in tropical montane lADNscapes. Journal of Animal Ecology, 2009, 78, 315-327.

59. Z. Yang, X. Liu, M. Zhou, D. Ai, G. Wang, Y. Wang, C. Chu & J. Lundholm,

The effect of environmental heterogeneity on species richness depends on

community position along the environmental gradient. Scientific Reports,

2015, 5:15723.

60. Xavier Arnan, Xim Cerda and Javier Retana , Partitioning the impact of

environment ADN spatial structure on alpha ADN beta components of taxonomic,

functional ADN phylogenetic diversity in European ants. PeerJ. 2015 Sep

29;3:e1241. doi: 10.7717/peerj.1241. eCollection 2015.

88

61.

Lenore Fahrig, Effects of habitat fragmentation on Biodiversity. Annu. Rev.

Ecol. Syst., 2003, 34: 487-515.

62. G. Brehm and K. Fiedler, Ordinating tropical moth ensembles from an

elevational gradient: a comparison of common methods. J Trop Ecol. 2004; 20:

165–172.

63. V. Novotny, SE. Miller, Y. Basset, L. Cizek, K. Darrow, B. Kaupa, An

altitudinal comparison of caterpillar (Lepidoptera) assemblages on Ficus trees in

Papua New Guinea. J Biogeogr., 2005, 32: 1303–1314.

64. F. Escobar, J.M. Lobo, G. Halffter, Assessing the origin of Neotropical

mountain dung beetle assemblages (Scarabaeidae: Scarabaeinae): the comparative

influence of vertical ADN horizontal colonization. J Biogeogr., 2006; 33: 1793–

1803.

65. A. García-López, E. Micó, E. Galante, From lowlADN to highlADNs:

searching for elevational patterns of species richness ADN distribution of scarab

beetles in Costa Rica. Div Distr., 2012; 18: 543–553.

66. U.J. Sánchez-Reyes, S. Niño–Maldonado, L. Barrientos-Lozano, Shawn

M. Clark, Robert W. Jones, Faunistic patterns of leaf beetles

(Coleoptera, Chrysomelidae) within elevational ADN temporal gradients in Sierra

de San Carlos, Mexico. ZooKeys, 2016, 611: 11-56.

https://doi.org/10.3897/zookeys.611.9608.

67. A. M. Bouzan, V. Flinte, M. V. Macedo, R. F. Monteiro, Elevation ADN

temporal distributions of Chrysomelidae in southeast Brazil with emphasis on the

Galerucinae. ZooKeys, 2015. (547):103-117. Doi:10.3897/zookeys.547.9723.

68. R. F. Noss, Indicators for monitoring Biodiversity- A hierarchical approach.

Conservation Biology, 1990, 4: 355–364. Doi: 10.1111/j.1523-1739.1990.tb00309.x

69. T. M. Caro, G. O’Doherty, On the use of surrogate species in conservation

biology. Conservation Biology, 1999, 13: 805–814. Doi: 10.1046/j.1523-

1739.1999.98338.x.

89

70. N. E. Stork, J. C. Habel, Can biodiversity hotspots protect more than tropical

forest plants ADN vertebrates? Journal of Biogeography, 2014, 41: 421–428. Doi:

10.1111/jbi.12223.

71. P. Bouchard, V. V. Grebennikov, A. B. T. Smith & H. Douglas, Biodiversity of

Coleoptera. In Insect biodiversity: science ADN society (R.G. Foottit & P.H. Adler,

eds.). Blackwell Publishing, Oxford, 2009, p.265-

301.http://dx.doi.org/10.1002/9781444308211.ch11.

72. B. Thormann, D. Ahrens, D.M. Armijos, M.K. Peters, T. Wagner, J.W. Wägele,

Exploring the leaf beetle fauna (Coleoptera: Chrysomelidae) of an Ecuadorian

mountain forest with ADN barcoding. PloS ONE. 2016; 11: e0148268. Doi:

10.1371/journal.pone.0148268 PMID: 26849826.

J.U. Sanchez-Reyes, UrielNino-Maldo-do Santiago; J. Robert W., Diversity

73.

ADN altitudinal distribution of Chrysomelidae (Coleoptera) in Peregrina Canyon,

Tamaulipas, Mexico. ZooKeys, 2014. Volume:417, Pages:103-132

74. Ebru G. Aslan, Comparative diversity of Alticinae (Coleoptera: Chrysomelidae)

between Ciglikara ADN Dibek Nature reserves in Antalya, Turkey. Biologia,

2010: 65 (2): 316-324.

75. Ebru. G. Aslan and Yusuf Ayvaz, Diversity of Alticinae

(Coleoptera, Chrysomelidae) in Kasnak Oak Forest Nature Reserve, Isparta,

Turkey. Turkish Journal of Zoology, 2009: 33(3): 251-262

76. E. Charles, Y. Basset, Vertical stratification of leaf-beetle assemblages

(Coleoptera: Chrysomelidae) in two forest types in Panama. J Trop Ecol. 2005; 21:

329–336.

77. M. S. Mohameddsaid, Catalogue of the Malaysian Chrysomelidae (Insecta:

Coleoptera). Pensoft, Sofia-Moscow, 2004, 239 pp.

78. T.L. Erwin, Tropical forests: their richness in Coleoptera ADN other arthropod

species. Coleopts. Bulletin, 1982, 36: 74-75.

90

79.

T. Wagner, Arboreal chrysomelid community structure ADN faunal overlap

between different types of forests in Central Africa. In: Cox ML (Ed.) Advances in

Chrysomelidae Biology 1. Backhuys Publishers, Leiden, 1999, 247–270.

80. V. Novotny, S.E. Miller, Mapping ADN understADNing the diversity of insects

in the tropics: past achievements ADN future directions. Austral Entomology, 2014,

53: 259–267. Doi: 10.1111/aen.12111 .

81. P.W. Price, Species interactions ADN the evolution of biodiversity. In: Herrera

CM, Pellmyr O (Eds) Plant-Animal Interactions: An Evolutionary Approach.

Blackwell Science, Oxford, 2002: 3–25.

82. Dang Thi Dap and L.N Medvedev, Trophical connections of Chrysomelidae in

Vietnam. In: “Animal world of Vietnam”, M., “Nauka”, 1982, 84-97 (in Russian).

83. Dang Thi Dap and L.N Medvedev, Zoogeographical review of Chrysomelidae

from Vietnam ADN Indochina. In: “Fauna ADN ecology of animals in Vietnam,

1983, M., “Nauka”, 83-94 (in Russian).

84. Đặng Thị Đáp, Sinh thái học và các mối quan hệ dinh dưỡng của côn trùng

cánh cứng ăn lá (Chrysomelidae) ở Việt Nam. Tạp Chí Sinh học ,1989 11(4): 23-27.

85. Trần Thiếu Dư, Đặng Thị Đáp, Côn trùng cánh cứng ăn lá (Coleoptera:

Chrysomelidae) ở Vườn quốc gia Tam Đảo (Vĩnh Phúc) và những bổ sung mới cho

khu hệ Việt Nam. Báo cáo khoa học, Hội nghị côn trùng toàn quốc lần thứ 5. NXB

Nông nghiệp, 2005: 38-45.

86. Trần Thiếu Dư, Đặng Thị Đáp, Danh sách các loài côn trùng Cánh cứng ăn lá

(Coleoptera, Chrysomelidae) tại khu bảo tồn thiên nhiên Đakrông (Quảng Trị). Báo

cáo khoa học, Hội nghị toàn quốc Những vấn đề nghiên cứu cơ bản trong khoa học

sự sống. NXB Khoa học và Kỹ thuật, 2005: 109-111.

87. Trần Thiếu Dư, Tạ Huy Thịnh, Đặng Thị Đáp, Kết quả điều tra côn trùng cánh

cứng ăn lá (Chrysomelidae, Coleoptera) dọc theo nhánh phía Tây đường Hồ Chí

Minh đoạn từ Quảng Trị tới Quảng Nam. Báo cáo khoa học, Hội thảo KHCN quản

lý nông nghiệp và phát triển bền vững ở Việt Nam. NXB Nông nghiệp, 2006: 414-

420.

91

88.

Trần Thiếu Dư, Tạ Huy Thịnh, Đặng Thị Đáp, Danh sách các loài cánh

cứng ăn lá thuộc các phân họ Galerucinae, Hispinae và Cassidinae (Coleoptera:

Chrysomelidae) thu được trên dãy Trường Sơn thuộc khu vực Trung Bộ. Báo cáo

khoa học về Sinh thái và Tài nguyên sinh vật. Hội nghị khoa học toàn quốc lần thứ

2. Phần Khu hệ Động vật – Thực vật; Sinh thái học và Môi trường. NXB Nông

nghiệp, 2007: 62-72.

89. Trần Thiếu Dư, Tạ Huy Thịnh, Đặng Thị Đáp, Kết quả điều tra các phân họ Bọ

đầu thụt Eumolpinae và Bọ nhảy Alticinae (Col.: Chrysomelidae) ở khu vực Trung

Trường Sơn. Báo cáo Khoa học, Hội nghị côn trùng học toàn quốc lần thứ 6, Nxb

Nông nghiệp, 2008: 60-67.

90. Đặng Thị Đáp, Trần Thiếu Dư, Côn trùng cánh cứng ăn lá thuộc tộc Galerucini

(Chrysomelidae, Galerucinae) ở Việt Nam. Báo cáo khoa học, Hội thảo quốc gia về

sinh thái và tài nguyên sinh vật lần thứ nhất, NXB Nông nghiệp, 2005: 79-85.

91. Đặng Thị Đáp, Trần Thiếu Dư, Giống Arthrotus Motsch. Và Dercetina Gress. &

Kim. (Coleoptera, Chrysomelidae, Galerucinae) ở Việt Nam. Báo cáo khoa học, Hội

nghị côn trùng toàn quốc lần thứ 5. NXB Nông nghiệp, 2005: 50-56.

92. Trần Thiếu Dư, Đặng Thị Đáp, Giống Podontia Dalman (Coleoptera,

Chrysomelidae, Alticinae) ở Việt Nam. Báo cáo khoa học, Hội nghị côn trùng toàn

quốc lần thứ 5. NXB Nông nghiệp, 2005: 46-49.

93. L.N Medvedev, Criocerinae (Coleoptera, Chrysomelidae) of Vietnam. In:

"Insects of Vietnam", In: "Insects of Vietnam", M., "Nauka", 1985, 64-79 (in

Russian).

94. L.N Medvedev, Clytrinae (Coleoptera, Chrysomelidae) of field station Buon

Loi. In: "Insects of Vietnam", M., "Nauka", 1985, 94-101 (in Russian).

95. L.N Medvedev and E. Samoderzhenkov, Cryptocephalinae fauna of Vietnam.

In: "Entomological fauna of Vietnam", 1987, M., "Nauka", 1987, 20-40 (in

Russian).

96. L.N Medvedev, Chrysomelinae fauna of Vietnam. In: "Entomological fauna of

Vietnam", M., "Nauka", 1987, 69-80 (in Russian).

92

97.

L.N Medvedev and G. Eroshkina, Revision of Cassidinae of Vietnam fauna. In:

"Fauna and ecology of Vietnam insects", M., "Nauka", 1988, 105-143 (in Russian).

98. L.N Medvedev, Leaf beetles of the subfamily Clytrinae of Vietnam fauna. In:

"Fauna and ecology of Vietnam insects", M., "Nauka", 1988, 21-46 (in Russian).

99. L.N Medvedev, Revision of subfamily Hispinae (Coleoptera, Chrysomelidae) of

Vietnam fauna, part I. In: "Systematics and ecology of insects from Vietnam",

"Nauka", M., 1992, 127-156 (in Russian).

100. L.N. Medvedev, Chrysomelidae of southern Asia (Coleoptera). Entomologica

Basiliensia, 2001, 23: 159-191.

101. L.N. Medvedev, New genera and species of

Oriental Chrysomelidae (Coleoptera). Entomologica Basiliensia, 2004, 26: 325-338.

102. L.N. Medvedev, Chrysomelidae (Coleoptera) of high mountain regions of

North-West Vietnam. Russian Entomological Journal, 2009, 18(3): 201-208

103. L.N. Medvedev, New taxa of Chrysomelidae (Coleoptera) collected in canopy

trees of South Vietnam. Russian Entomological Journal, 2010, 19(3): 241-244.

104. L.N Medvedev, New and poorly known Oriental species of leaf beetles

(Coleoptera: Chrysomelidae). Russian Entomological Journal, 2011: 20(2): 193-196

105. L.N Medvedev, New species of Luperus Geoffroi, 1762

(Coleoptera: Chrysomelidae: Galerucinae) from China and Vietnam. Kavkazskii

Entomologicheskii Byulleten, 2012: 8(2): 252-253

106. L.N Medvedev, New species of Chrysomelidae (Coleoptera) from Indochina.

Evraziatskii Entomologicheskii Zhurnal, 2012, 11(1): 63-69

107. L.N Medvedev, New species of Calomicrus Stephens, 1834 (Chrysomelidae:

Galerucinae) from China and Indochina. Russian Entomological J., 2013. 22(1): 37-

42.

108. L.N Medvedev, Revision of the genus Paleosepharia Laboissiere, 1936

(Coleoptera: Chrysomelidae) from Indochina. Russian Entomological J.,

2014, 23 (1):45-51.

93

109. L.N Medvedev, New

taxa of Chrysomelidae (Coleoptera) from Vietnam.

Russian Entomological J., 2015, Volume: 24 Issue: 1 Pages: 67-72.

110. Delobel Alex, Anton Klaus-Werner, New data on Spermophagus from Vietnam,

with the description of a new species (Coleoptera:Chrysomelidae: Bruchinae:

Amblycerini). Genus (Wroclaw), 2011 : 22(2): 261-270.

111. Wang Shu-Yong, Cui Jun-Zhi, LI Wen-Zhu, Ge Si-Qin,Yanv Xing-Ke, Three

new species of Sphaeroderma apicale species group from China

and Vietnam (Coleoptera,Chrysomelidae). Acta Zootaxonomica Sinica, 2010,

35(4): 905-910.

112. Andrzej Warchalowski, Lema victoris, a new species

from vietnam (chrysomelidae: criocerinae). Annales Zoologici (Warsaw), 2010,

60(2): 221-223.

113. Igor K. Lopatin, A new genus and its two new species of leaf-beetles

from Vietnam (Coleoptera: Chrysomelidae: Galerucinae). Genus (Wroclaw), 2003,

14(1): 103-107.

114. Igor K. Lopatin, Sinoluperus vietnamicus sp. n. - the first representative of the

Chinese genera in Vietnam (Coleoptera: Chrysomelidae: Galerucinae).

Zoosystematica Rossica, 2008, 17(1): 150

115. A.G. Moseyko, A new species of genus Demotina Baly (Chrysomelidae:

Eumolpinae) from Vietnam with notes on synonymi of related species. Russian

Entomological Journal, 2005, 14 (1): 55-57.

116. A.G. Moseyko, A new species of the leaf-beetle genus Demotina Baly

(Coleoptera: Chrysomelidae: Eumolpinae) from Vietnam. Trudy Russkogo

Entomologicheskogo Obshchestva, 2006, 77: 241-244.

117. J. Bezdek, New and interesting Apophylia species from South-East Asia

(Coleoptera: Chrysomelidae: Galerucinae). Raffles Bulletin of Zoology, 2005,

53(1): 35-45

118. S. Kimoto, Description of a new species of Cassidinae

from Vietnam (Coleoptera: Chrysomelidae). Serangga, 1997, 2(1): 143-145.

94

119. S. Kimoto, Descriptions of

three new species of hispid beetles

(Coleoptera: Chrysomelidae) from Thailand, Cambodia and Vietnam. Serangga,

1998, 3(1): 1-6.

120. S. Kimoto, Chrysomelidae (Coleoptera) of Thailand, Cambodia, Laos

and Vietnam. VII. Alticinae. Bulletin of the Institute of Comparative Studies of

International Cultures and Societies, 2000, Volume: 26: 103-299

121. Dang Thi Dap, The role of landscape ecological factors on distribution of leaf-

beetles in Vietnam (ColeopteraChrysomelidae). Entomologiste (Paris), 1993,

49(3): 135-138.

122. Tạ Huy Thịnh, Phạm Hồng Thái, Hoàng Vũ Trụ. Kết quả bước đầu điều tra côn

trùng ở Vườn Quốc gia Núi Chúa tỉnh Ninh Thuận. Báo cáo khoa học, Hội nghị Côn

trùng học toàn quốc. Nxb Nông nghiệp, 2005, Hà Nội, 225-231

123. P. Jolivet, E. Petitpierre, and T.H. Hsiao, Biology of Chrysomelidae.

Dordrecht: Kluwer Academic Publishers, 1988, 615 p.

124. P. Jolivet, T.J. Hawkeswood, Host-Plants of Chrysomelidae of the World.

Publisher : Backhuys, 1995. Pages : 281

125. P. Jolivet, M.L. Cox, Chrysomelidae Biology: 1: The Classification,

Phylogeny and Genetics; 2: Ecological Studies; 3: General Studies. Publisher, 1996

: SPB. 3 vol 1: 444p

126. Konstantin S. Nadein, Phylogeny of Diboliina inferred from a

morphologically based cladistic analysis (Coleoptera: Chrysomelidae:

Galerucinae). J. Arthropod Systematics & Phylogeny, 2015. 73(1): 65-83

127. Yoko Matsumura, Izumi Yao, Rolf G. Beutel & Kazunori Yoshizawa,

Molecular phylogeny of the leaf beetle subfamily Criocerinae (Coleoptera:

Chrysomelidae) and the correlated evolution of reproductive organs. J. Arthropod

Systematics & Phylogeny, 2014. 72(2): 95-110.

128. T. Montelongo & J. Gómez-Zurita, Multilocus molecular systematics and

evolution in time and space of Calligrapha (Coleoptera: Chrysomelidae,

Chrysomelinae). Zool. Scr. 2014. 43: 605-628.

95

129.

A. Papadopoulou, A. Cardoso & J. Gómez-Zurita, Diversity and

diversification of Eumolpinae (Coleoptera: Chrysomelidae) in New

Caledonia. Zool. J. Linn. Soc., 2013, 168: 473-495.

130. G. De la Cadena, A. Papadopoulou, J-M. Maes & J. Gómez-Zurita, Evaluation

of bias on the assessment of diet breadth of herbivorous insects using molecular

methods. Insect Sci., 2017 Apr;24(2):194-209. doi: 10.1111/1744-7917.12303. Epub

2016 Apr 7.

131. https://vi.wikipedia.org/wiki/Vườn_quốc_gia_Núi_Chúa

132. Đoàn Cảnh, Báo cáo chính thức về Đa dạng sinh học ở VQG Núi Chúa, 2006.

133. Sinh vật rừng việt nam: http://www.vncreatures.net/all_vqg/mapnc.php

134. P.S. Barton, S.A. Cunningham, A.D. Manning, H. Gibb, D.B. Lindenmayer,

R.K. Didham, The spatial scaling of beta diversity. Global Ecol Biogeogr. 2013; 22:

639–647

135. R.K. Colwell and D. C. Lees, The mid-domain effect: geometric constraints on

the geographyofspecies richness. Trends in Ecology & Evolution, 2000a, 15:70–76.

136. C. Simon, F. Frati, A. Beckenbach, B. Crespi, H. Liu, P. Flook, Evolution,

weighting, and phylogenetic utility of mitochondrial gene sequences and a

compilation of conserved polymerase chain reaction primers. Ann Entomol Soc

Am. 1994; 87: 651–701.

137. J. Gómez-Zurita, D. Sassi, A. Cardoso, M. Balke, Evolution of Cryptocephalus

leaf beetles related to C. sericeus (Coleoptera: Chrysomelidae) and the role of

hybridization in generating species mtDNA paraphyly. Zool Scr. 2012; 41: 47–67.

138. C.J. Pons, T.G. Barraclough, J. Gomez-Zurita, A. Cardoso, D.P. Duran, S.

Hazell, S. Kamoun, W.D. Sumlin , A.P. Vogler, Sequence-based species

delimitation for the DNA taxonomy of undescribed insects. Syst Biol. 2006; 55:

595–609.

139. T. Fujisawa, T.G. Barraclough, Delimiting species using single-locus data and

the Generalized Mixed Yule Coalescent approach: a revised method and evaluation

96

sets.

on simulated data Syst Biol. 2013;

62: 707–724. doi: 10.1093/sysbio/syt033 PMID: 23681854

140. J-j Zhang, P. Kapli, P. Pavlidis, A. Stamatakis, A general species delimitation

method with applications to phylogenetic placements. Bioinformatics, 2013; 29:

2869–2876. doi: 10.1093/bioinformatics/btt499 PMID: 23990417

141. D. Darriba, G.L. Taboada, R. Doallo, D. Posada, jModelTest 2: more models,

new heuristics and parallel computing. Nat Methods. 2012; 9: 772.

142. A. Stamatakis, RAxML-VI-HPC: Maximum Likelihood-based phylogenetic

analyses with thousands of taxa and mixed models. Bioinformatics. 2006; 22: 2688–

2690. PMID: 16928733

143. T. Britton, C.L. Anderson, D. Jacquet, S. Lundqvist, K. Bremer, Estimating

divergence times in large phylogenetic trees. Syst Biol. 2007; 56: 741–752. PMID:

17886144

144. M.J. Sanderson, r8s: inferring absolute rates of molecular evolution and

divergence times in the absence of a molecular clock. Bioinformatics. 2003; 19:

301–302. PMID: 12538260

145. A.J. Drummond, M.A. Suchard, D. Xie, A. Rambaut, Bayesian phylogenetics

with BEAUti and the BEAST 1.7. Mol Biol Evol. 2012; 29: 1969–1973. doi:

10.1093/molbev/mss075 PMID: 22367748

146. A. Rambaut, M.A. Suchard, D. Xie, A.J. Drummond, Tracer v1.6. 2014.

Available: http://beast.bio.ed.ac.uk/ Tracer.

147. T. Ezard, T. Fujisawa, T.G. Barraclough, SPLITS: SPecies’ LImits by Threshold

Statistics. R package version 1.0-18/r45. 2009. Available: http://R-Forge.R-

project.org/projects/splits/.

148. R Development Core Team. R: A Language and Environment for Statistical

Computing. Vienna, Austria: R Foundation for Statistical Computing.

149. Paul Aston, Chrysomelidae of Hong Kong part I: Introduction and key to

subfamilies. Journal of Hong Kong Entomological Bulletin, 1(2), 2009: 2-5.

97

150. S. Kimoto, Chrysomelidae (Coleoptera) of Thailand, Cambodia, Laos and

Vietnam. IV. Galerucinae. Esakia, 27, 1989: 1-241.

151. S. Kimoto and J.L. Gressitt, Chrysomelidae (Coleoptera) of of Thailand,

Cambodia, Laos and Vietnam. III. Eumophinae. Esakia, 18, 1982: 1-141.

152. S. Kimoto and J.L. Gressitt, Chrysomelidae (Coleoptera) of of Thailand,

Cambodia, Laos and Vietnam. II. Clytrinae, Cryptocephalinae, Chlamisinae,

Lamprosomatinae and Chrysomelinae. Pacific Insect. 23 (3-4), 1981: 286 -391.

153. A. Papadopoulou, D. Chesters, I. Coronado, G. De la Cadena, A. Cardoso, J.C.

Reyes, J-M. Maes, R.M. Rueda, J. Gómez-Zurita, Automated DNA-based plant

identification for large-scale biodiversity assessment. Molecular Ecology Resources,

2015, 15: 136–152. doi: 10.1111/1755-0998.12256

154. J. Hortal, P.A.V. Borges and C. Gaspar, Evaluating the performance of species

richness estimators: sensitivity to sample grain size. Journal of Animal Ecology,

2006, 75: 274–287. doi:10.1111/j.1365-2656.2006.01048.x

155. R.K. Colwell, 2013. EstimateS, Version 9.1: Statistical Estimation of Species

Richness and Shared Species from Samples (Software and User's Guide).

156. A. Chao, R.L. Chazdon, R.K. Colwell and T.J. Shen, A new statistical approach

for assessing similarity of species composition with incidence and abundance data.

Ecology Letters, 2005, 8: 148–159. doi:10.1111/j.1461-0248.2004.00707.x

157. A. Baselga, Partitioning the turnover and nestedness components of beta

diversity. Global Ecol. Biogeogr. 2010, 19: 134-143.

158. A. Baselga, C.D.L. Orme, Betapart: an R package for the study of beta

diversity. Methods in Ecology and Evolution , 2012, 3: 808-812

159. J. Oksanen, Multivariate analysis of ecological communities in R: vegan

tutorial, 2011.

160. P. Cardoso, F. Rigal, J.C. Carvalho, M. Fortelius, P.A.V. Borges, J. Podani & D.

Schmera, Partitioning taxon, phylogenetic and functional beta diversity into

replacement and richness difference components. Journal of Biogeography, 2014,

41, 749-761.

98

161. J.C. Carvalho, P. Cardoso & P. Gomes, Determining the relative roles of species

replacement and species richness differences in generating beta-diversity patterns.

Global Ecology and Biogeography, 2012, 21, 760-771

162. J. Podani & D. Schmera, A new conceptual and methodological framework for

exploring and explaining pattern in presence-absence data. Oikos, 2011, 120, 1625-

1638.

163. T. Poisot, E. Canard, D. Mouillot, N. Mouquet, D. Gravel, The dissimilarity of

species interaction networks. Ecology Letters, 2012, 15: 1353-1361.

164. C.F. Dormann, O. Purschke, J.R.G. Márquez, S. Lautenbach and B. Schröder,

Components of uncertainty in species distribution analysis: a case study of the great

grey shrike. Ecology, 2008, 89: 3371–3386. doi:10.1890/07-1772.1

165. Thomas M. Lewinsohn, Paulo I. Prado, Pedro Jordano and Jordi Bascompte and

Jens M. Olesen, FORUM: Structure in plant-animal interaction assemblages. Oikos,

2006, 11.3.1:174-184

166. Jens M. Olesen, Jordi Bascompte, Yoko L. Dupont, Heidi Elberling, Claus

Rasmussen and Pedro Jordano, Missing and forbidden links in mutualistic networks.

Proceeding of the Royal Society B: Biological Sciences, 2011, 278: 752-732.

167. Carsten F. Dormann, Jochen Fründ, Nico Blüthgen and Bernd Gruber, Indices,

Grapphs and Null Models: Analysing Bipartite Ecological Networks. The Open

Ecology, 2009, 2: 7-24.

168. N.J. Gotelli, R.K. Colwell, Estimating species richness. In: Magurran AE,

McGill BJ, editors. Biological Diversity: Frontiers In Measurement And

Assessment. Oxford: Oxford University Press; 2010. pp. 39–54

169. Y. Basset, V. Novotny, S.E. Miller, R. Pyle, Quantifying Biodiversity:

Experience with parataxonomists and digital photography in Papua New Guinea

and Guyana. BioScience. 2000; 50: 899–908

170. J. Bergsten, D.T. Bilton, T. Fujisawa, M. Elliott, M.T. Monaghan, M. Balke, et

al., The effect of geographical scale of sampling on ADN barcoding. Syst Biol.

2012; 61: 851–869. PMID: 22398121

99

171. C. Meyer, G. Paulay, ADN barcoding: error rates based on comprehensive

sampling. PLoS Biol., 2005; 3: e422. PMID: 16336051

172. R. Vodă, L. Dapporto, V. Dincă, R. Vila, Cryptic matters: overlooked species

generate most butterfly betadiversity. Ecography. 2014; 38: 405–409.

173. R.W. Flowers, P.E. Hanson, Leaf beetle (Coleoptera: Chrysomelidae) diversity

in eight Costa Rican habitats. In: Furth DG, editor. Special Topics in Leaf Beetle

Biology. Sofia: Pensoft Publishers; 2003. pp. 25–51

174. U.J. Sánchez-Reyes, S. Niño-Maldonado, R.W. Jones, Diversity and altitudinal

distribution of Chrysomelidae (Coleoptera) in Peregrina Canyon, Tamaulipas,

Mexico. ZooKeys. 2014; 417: 103–132. doi: 10. 3897/zookeys.417.7551 PMID:

25061357

175. C. Rahbek, The role of spatial scale and the perception of large-scale species-

richness patterns. Ecol Lett. 2005; 8: 224–239

176. F. Ødegaard, Host specificity, alpha- and beta-diversity of phytophagous

beetles in two tropical forests in Panama. Biodiv Cons. 2006; 15: 69–91

177. F. Ødegaard, The relative importance of trees versus lianas as hosts

phytophagous beetles (Coleoptera) in tropical forests. J Biogeogr., 2000, 27: 283-

296. Doi:10.1046/j.1365-2699.2000.00404.x.

178. V. Novotny, Y. Basset, S.E. Miller, P. Drozd, L. Cizek, Host specialization of

leaf-chewing insects in a New Guinea rainforest. J Anim Ecol., 2002. 71: 400-412.

Doi:10.1046/j.1365-2656.2002.00608.x.

179. Ebru Gül Aslan and Kübra Alkan, The Alticini (Coleoptera: Chrysomelidae:

Galerucinae) fauna of Davraz Mountain (Isparta): comments on host plant and

altitude preferences with two new records for Turkish fauna. Turk J Zool, 2015, 39:

488-493.

180. Eben & A. Espinosa de los Monteros, Trophic interaction network and the

evolutionary history of Diabroticina beetles (Chrysomelidae: Galerucinae). J. Appl.

Entomol. 2015, 139: 468-477.

100

181. V. Novotny, Y. Basset, Host specificity of insect herbivores in tropical forests.

Pros Biol Sci., 2005. 272: 1083-1090. Doi:10.1098/rspb.2004.3023.PubMed:

16024368.

182. Thomas M. Lewinsohn and Tomas Roslin, Four ways towards tropical

herbivore megadiversity. Ecology Letters, 2008, 11: 398-416. Doi:

10.1111/j.1461NA0248.2008.01155.x

183. R.R. Dunn, C.M. McCain, N.J. Sanders, When does diversity fit null model

predictions? Scale and range size mediate the mid-domain effect. Global Ecol

Biogeogr. 2007; 16: 305–312.

184. D. Kotze & M. Samways, No general edge effects for invertebrates at

Afromontane forest/grassland ecotones. Biodiversity and Conservation, 2001, 10:

443. doi:10.1023/A:1016606209906

185. J.E. Jankowski, A.L. Ciecka, N.Y. Meyer, K.N. Rabenold, Beta diversity along

environmental gradients: implications of habitat specialization in tropical montane

landscapes. J Anim Ecol. 2009; 78: 315–327. doi: 10.1111/j.1365-

2656.2008.01487.x PMID: 19040686

186. J.C. Axmacher, G. Holtmann, L. Scheuermann, G. Brehm, K. Müller-

Hohenstein, K. Fiedler, Diversity of geometrid moths (Lepidoptera: Geometridae)

along an Afrotropical elevational rainforest transect. Div Distr. 2004; 10: 293–302.

187. M. Christensen, J. Heilmann-Clausen, Two new boreal species of Tricholoma

from Fennoscandia. Mycotaxon. 2009. 107:431-440

188. P.G. da Silva, M.I.M. Hernández, Local and regional effects on community

structure of dung beetles in a mainland-island scenario. PLoS ONE. 2014; 9:

e111883. doi: 10.1371/journal.pone.0111883 PMID: 25356729

189. C. C. Oliver, Taxonomy in times of the taxonomic impediment -Examples from

the Community of Experts on Amphipod Crustaceans. Journal of Crustacean

Biology, 2015, 35(6): 729-740

190. J.S. Tello, J.A. Myers, M.J. Macía, A.F. Fuentes, L. Cayola, G. Arellano, et al.

Elevational gradients in β- diversity reflect variationin the strength of local

101

community assembly mechanisms across patial scales.

PLoSONE.2015;10:e0121458.doi:10.1371/journal.pone.0121458PMID:25803846

191. C. Körner, The use of 'altitude' in ecological research. Trends Ecol Evol., 2007;

22: 569–574. PMID: 17988759

192. C.M. McCain, Could temperature and water availability drive elevational

species richness patterns? A global case study for bats. Global Ecol Biogeogr.,

2007; 16: 1–13.

193. M.K. Sundqvist, N.J. Sanders, D.A. Wardle, Community and ecosystem

responses to elevational gradients: processes, mechanisms, and insights for global

change. Ann Rev Ecol Evol Syst. 2013; 44: 261– 280

194. G. Brehm, J. Homeier, K. Fiedler, Beta diversity of geometrid moths

(Lepidoptera: Geometridae) in an Andean montane rainforest. Div Distr. 2003; 9:

351–366 .

195. V. Novotny & G.D. Weiblen, From communities to continents: beta diversity

of herbivorous insects. Ann. Zool. Fenn., 2005, 42, 463–475.

196. N.P. Danz, P.B. Reich, L.E. Frelich and G.J. Niemi, Vegetation controls vary

across space and spatial scale in a historic grassland-forest biome boundary.

Ecography, 2011, 34: 402–414. doi: 10.1111/j. 1600-0587.2010. 06561. X

197. S. Menke, K. Bo¨hning-Gaese, and M. Schleuning, Plant– frugivore networks

are less specialized and more robust at forest–farmland edges than in the interior of

a tropical forest. Oikos, 2012. 121:1553–1566.

198. V. Novotny, Beta diversity of plant-insect food webs in tropical forests: a

conceptual framework. Insect Conservation and Diversity, 2009, 2: 5-9.

199. V. Novotny, P. Drozd, S.E. Miller, M. Kulfan, M. Janda, Y. Basset, G.D.

Weiblen, Why are there so many species of herbivorous insects in tropical

rainforests? Science. 2006 Aug 25; 313(5790):1115-8..

200. Hui Zhu, Deli Wang, Qinfeng Guo, Jun Liu, Ling Wang, Interactive effects of

large herbivores and plant diversity on insect abundance in meadow steppe in

China. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2015, 212: 245-252.

102

201. Anna E. Krause, Kenneth A. Frank, Doran M. Mason, Robert E. Ulanowicz &

William W. Taylor, Compartments revealed in food-web structure. Nature, 2003,

426: 282-285.

202. I.P. Prado and T.M. Lewinshon, Compartments in insect-plant associations and

their consequences for community structure. Journal of Animal Ecology, 2004, 73:

1168-1178.

203. C. Meskens, D. Mckenna, T. Hance, D. Windsor, Host plant taxonomy and

phynotype influence the structure of a Neotropical host plant-Hispine beetle food

web. Ecol. Entomol., 2011. 36: 480-489

204. Jenifer A. Dunne, Richard J. Williams, and Neo D. MartinezNetwork structure

and biodiversity loss in food webs: robustness increases with connectance. Ecology

Letters, 2002, 5: 558–567. doi:10.1046/j.1461-0248.2002.00354.x

205. Jenifer A. Dunne, Richard J. Williams, and Neo D. Martinez, Food-web

structure and network theory: The role of connectance and size. PNAS, 2002,

99(20): 12917-12922

103

DANH SÁCH CÁC CÔNG BỐ

1. Gómez-Zurita J, Cardoso A, Coronado I, De la Cadena G, Jurado-Rivera

JA, Maes J-M, Montelongo T, Nguyen DT, Papadopoulou A (2016) High throughput

biodiversity analysis: Rapid assessment of species richness and

ecological interactions of Chrysomelidae (Coleoptera) in the tropics. In: Jolivet P,

Santiago-Blay J, Schmitt M (Eds)

Research on Chrysomelidae 6. ZooKeys 597: 3–26. doi: 10.3897/zookeys.597.7065

2. Nguyen DT, Gómez-Zurita J (2016) Subtle Ecological Gradient in the

Tropics Triggers High Species-Turnover in a Local Geographical Scale. PLoS ONE

11(6): e0156840. doi:10.1371/journal.pone.0156840

3. Dinh T. Nguyen, Jesús Gómez-Zurita (2017) Diversity and trophic

ecology of the Monoleptites group (Chrysomelidae: Galerucinae, Luperini) in the Núi

Chúa National Park (S Vietnam) with description of new species of Monolepta

Chevrolat and Paleosepharia Laboissière. Journal of Asia-Pacific Entomology 20 65–

87

PHỤ LỤC

I. Một số hình ảnh mẫu vật Chrysomelidae thu được ở VQG Núi Chúa

1. Phân họ Alticinae

2. Phân họ Bruchinae

3. Phân họ Chlamysinae

4. Phân họ Chrysomelinae

5. Phân họ Clytrinae

6. Phân họ Criocerinae

7. Phân họ Cryptocaphalinae

8. Phân họ Eumophinae

9. Phân họ Galerucinae

10. Phân họ Hispinae

II. Một số hình ảnh về khu vực nghiên cứu và thu mẫu ngoài thực địa

1. Sinh cảnh rừng khô

2. Sinh cảnh rừng chuyển tiếp

3. Rừng ẩm