INTRODUCCIÓN

En Colombia, el duraznero (Prunus persica (L.) Batsch, familia Rosaceae), es el cultivo caducifolio de mayor importancia (^{Pinzón et al. 2014}), representando, para el 2018, el 31% (2.501,62ha) del área cultivada y el 31% (34.738,09t) también de la producción del total de los caducifolios producidos en el país (^{Agronet, 2018}). Boyacá es el departamento con mayor producción (^{Patiño & Miranda, 2013}), registrando un valor de 14.255,86t, en 925,60ha (^{Agronet, 2018}). En el país, el duraznero se cultiva en zonas con temperaturas promedio de 13 a 19°C, entre los 1.800 y 2.800m s.n.m., regímenes de lluvia monomodales y bimodales y brillo solar promedio de 1.400 horas/año (^{Pinzón et al. 2014}).

Actualmente, el cultivo de duraznero presenta grandes retos, que están relacionados con el cambio climático, tecnologías pre y poscosecha, con la adaptación a diferentes mercados y la necesidad de reducir el uso de insumos (^{Fachinello et al. 2011}; ^{Patiño & Miranda, 2013}), incluidos los herbicidas, que en un plan manejo integrado de malezas deben ser la última opción, respecto a métodos alternativos de control (culturales, mecánicos, biotecnólogico y biológico) (^{Marquez, 2019}). Se conoce que, en el manejo del duraznero, el 88,3% de los productores colombianos realizan control de malezas, del cual, el 25,5% lo hace únicamente de forma manual o mecánica (corte con guadaña); el 35,7%, de forma química con herbicidas a base de glifosato y paraquat y un 38,8% de los productores combinan los controles manuales o mecánicos con el control químico (^{Ávila et al. 2013}).

Para disminuir el efecto negativo de las malezas y para hacer un uso más eficiente de los herbicidas de síntesis química, con menor impacto ambiental y lograr mayor rentabilidad del sistema de producción, se requiere el uso del manejo integral de malezas (MIM). Este manejo es entendido como un sistema de toma de decisiones para la selección y uso de las prácticas de control simples o armónicamente coordinadas de estrategias de manejo; se basa en el costo-beneficio del impacto producido, social y medio ambientalmente (^{Zimdahl, 2018}). El MIM, se debe basar, de forma primordial, en el conocimiento de la biología y la ecología de las malezas dentro del cultivo, tal como lo reportan ^{Ramírez et al. (2015)} y ^{Quintero-Pertuz et al. (2020)}; sin embargo, en el cultivo de duraznero del trópico alto colombiano, se desconoce gran parte de estos aspectos fundamentales.

De acuerdo con ^{Storkey & Neve (2018)}, realizar estudios de caracterización de la comunidad de malezas es importante, porque brinda información para el manejo en el cultivo. Estos mismos autores mencionan que una comunidad de malezas más diversa será menos competitiva, por tanto, la diversidad taxonómica de las malezas, se ha propuesto como un indicador de la sostenibilidad general de un cultivo (^{Storkey & Neve, 2018}). De esta manera, los inventarios florísticos de malezas permiten comparar la diversidad entre dos o más comunidades de diferentes hábitats, o un mismo hábitat a lo largo del tiempo, o gradientes ambientales naturales y antrópicos (^{Campo & Duval, 2014}). Las malezas, se encuentran como agrupaciones de varias especies, de las cuales, algunas son más competitivas que otras (^{Zimdahl, 2018}). Su clasificación permite identificar las familias y las especies más limitantes en los cultivos, conocimiento que facilita crear estrategias para determinar el momento en que son más vulnerables y aplicar el manejo más eficiente (^{Cobb & Reade, 2010}).

Para realizar el plan de manejo integrado, se debe usar, como herramienta, los índices de diversidad. Los más usados en malherbología son: el índice de valor de importancia (IVI), que permiten tener una visión, tanto de la composición como de la distribución de las especies de plantas en una comunidad dada, al asignar una categoría a cada especie con relación a su importancia relativa (^{Tauseef et al. 2012}; ^{Cardenal et al. 2016}). También están los índices diversidad, que combinan la evaluación de dos aspectos separados importantes, que son la riqueza e igualdad (^{Nagendra, 2002}); los más comúnmente usados son: el índice de equidad de Pielou (E), de Shannon-Wiener (H´) y el índice de dominancia Simpson (D) (^{Juárez et al. 2007}). Estos últimos son medidas que se basan en la composición florística y evalúan qué tan homogénea o biodiversa es una comunidad (^{Cardenal et al. 2016}). Igualmente, se incluye la curva de acumulación de especies (CAE), método, con el cual, se determina la cantidad total de especies presentes en el estudio, a medida que se agregan más unidades de muestreo adicionales al conjunto de muestras reunidas anteriormente (^{Rodríguez, 2013}) y, de esta forma, calcular el número de muestreo faltantes, para obtener un muestreo fiable. También es útil modelar estos índices geoespacialmente, para generar una recomendación de manejo mucho más precisa y objetiva. Al respecto, varios estudios mencionan la importancia de este tipo de metodologías en el MIM (^{Calha et al. 2014}; ^{Somerville et al. 2020}).

En Colombia, se han realizado estudios importantes de reconocimiento de malezas asociados a cultivos de arroz (^{Fuentes et al. 2006}; ^{Ramírez et al. 2015}), espinaca (^{Rodríguez et al. 2008}), banano (^{Quintero Pertuz et al. 2020}), cítricos, guayaba, maracuyá y piña (^{Hoyos et al. 2015}), entre otros, y en frutales de clima frío, como la uchuva (^{Plaza & Pedraza, 2007}); sin embargo, en el cultivo de duraznero, no existe este tipo de reportes.

Por lo anterior, el estudio tuvo como objetivo realizar la caracterización de las especies de malezas presentes en el cultivo de duraznero, determinando los índices de valor de importancia, dominancia Simpson, Shannon-Wiener, equidad Pielou y el uso de un modelo geoespacial, para observar su distribución en campo.

MATERIALES Y MÉTODOS

El estudio, se realizó entre julio y septiembre del 2019, en un cultivo comercial de duraznero (P. persica L.) variedad Rubidoux, de 4,5ha, perteneciente a la granja experimental “Tunguavita”, de la Universidad Tecnológica y Pedagógica de Colombia (UPTC), municipio de Paipa (Boyacá - Colombia), ubicada a latitud de 5° 45’ Norte y longitud 73° 45’ Oeste y a una altitud de 2.525m s.n.m. La zona presenta un régimen pluvial bimodal, con un promedio de 881mm/año y temperatura media de 14ºC, con máximos de 20-22°C y mínimos en época seca, de menos de 5°C, humedad relativa promedio de 70%, en época seca y 78%, de lluvias (^{IDEAM, 2012}).

El muestreo, se realizó usando una imagen satelital DEM reciente (abril-2019) del cultivo, del satélite ALOS, por su resolución espacial de 15m. Luego, se hizo una rejilla de 0,25m², a partir de la cual, se seleccionaron 15 puntos distribuidos aleatoriamente, como se muestra en la figura 1, siguiendo las recomendaciones de ^{Jamaica & Plaza (2014)} Las coordenadas, se importaron a un GPS, en un archivo KML, para realizar la ubicación de cada punto en campo; posteriormente, en cada punto, se lanzó al azar un marco de PVC de 0,25m², teniendo la precaución de que el cuadro no cayera sobre los árboles de duraznero. Con los resultados del muestreo, se calcularon los estimadores de riqueza y se realizó la curva de acumulación de especie, para verificar la calidad del muestreo y calcular los muestreos extra necesarios, para conseguir un catálogo fiable, el cual, se confirmó usando un método estadístico no paramétrico, conocido como estimadores de riqueza, específicamente, los estimadores Chao2 y Jacknife1 (^{Gonzales et al. 2010}).

Por cada punto muestreado, se identificaron las especies de malezas presentes, usando las guías de ^{Gámez et al. (2018)} y ^{Fuentes et al. (2011)}. También, se determinó el número de individuos por especies (abundancia) y se hizo un registro fotográfico de cada punto; posteriormente, en el software Photoshop, se corrigió la perspectiva de la imagen; con la herramienta “medición”, se calculó, por medio de polígonos, el área de cobertura de cada especie identificada, tomando como referencia, un lado del recuadro de muestreo, que mide 50cm.

Con los datos de abundancia por punto de muestreo, se determinaron los estimadores de riqueza Chao2 y Jacknife1 y se suavizaron los valores de acumulación de especies por número de muestras, para graficar la curva de acumulación de especies (CUE), mediante el programa Estimates 9.1. Con los estimadores de riqueza calculados, se estimó la representatividad relativa (Rr) del catálogo, de acuerdo con ^{Magurran (2004)}:

Donde, S= total de especies encontradas en el muestreo

El índice de valor de importancia (IVI) fue calculado con los parámetros de densidad absoluta (Da), densidad relativa (Dr), frecuencia absoluta (Fa), frecuencia relativa (Fr), cobertura absoluta (Ca), cobertura relativa (Cr) por especie, de acuerdo con ^{Prates et al. (2019)} y ^{Ramírez et al. (2015)}.

Los índices de diversidad Alfa (α): índice dominancia Simpson (D), índice Shannon-Wiener (H´) e índice de equidad Pielou, se calcularon con las siguientes fórmulas (^{Rodríguez, 2013}):

Donde, n_i= número de individuos de las especies i, N= número total de individuos de todas las especies, P_i= abundancia proporcional de una especie dada, E = medida de uniformidad Pielou, H`= diversidad Shannon-Wiener calculada, S = número total de especies.

Para observar el comportamiento geoespacial de los índices de diversidad, se modelaron en ArcMap10,8, usando los valores individuales de los 15 puntos de muestreo obtenidos en el software Past3, con el método de interpolación polinomial local. Este método, se basa en un diagrama de dispersión, en la que la verdadera función presenta uno o más picos o valles (mínimos o máximos relativos), dando una aproximación satisfactoria a la función de regresión (^{Devore, 2012}). En los mapas obtenidos, se asignaron tonalidades oscuras a las zonas de baja diversidad y claras, a las de alta diversidad.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

La representatividad relativa con los estimadores Chao2 y Jacknife 1 confirmó que se documentó el 79 y 72% de las especies presentes, respectivamente. Según ^{Magurran (2004)}, una representatividad por encima del 70% es válida para hacer inferencia de comunidades, donde las especies faltantes se consideran raras o de poca abundancia, confirmando que no es requerido realizar más muestreos. Las especies estimadas fueron 15, para Chao 2 y 17, para Jacknife 1. Cuando se hizo la CAE basados en estos mismos estimadores, se obtuvo que es suficiente con 10 o 13 muestreos para Chao2 y Jacknife1, respectivamente, para lograr un catálogo fiable (Figura 2), mientras que para un catálogo completo habrían sido necesarios 22 y 28 muestreos, respectivamente.

Se identificaron 12 especies pertenecientes a 8 familias y 12 géneros, agrupados en 10 dicotiledóneas y 2 monocotiledóneas, denotando la predominancia de especies dicotiledóneas (Tabla 1). Es importante indicar que 9 especies son de ciclo anual (75%) y 3 de ciclo perenne (25%), siendo Oxalis corniculata L. Small, la especie que presentó mayor densidad, con 1.358 individuos (68%), seguida por Modiola caroliniana, 226 (11%) y Fuertesimalva limensis, 186 (9%) (Tabla 1). De las 8 familias identificadas todas son consideradas de importancia económica, principalmente, porque afectan el rendimiento de los cultivos (^{Duke, 2018}).

La familia Asteraceae (3 géneros/3 especies) presentó la mayor cantidad de especies, seguida por la familia Malvaceae (2/2) y Poaceae (2/2); estas tres familias abarcaron el 58% del total de las especies encontradas (Tabla 1). Al respecto, ^{Plaza & Pedraza (2007)}, en cultivos de uchuva de Boyacá y Cundinamarca, también reportan a estas familias.

Las especies más frecuentes fueron O. corniculata (33%), seguida de L. temulentum (16%) y S. oleraceus (12%); estas tres especies presentaron el 61% de la cobertura total. O. corniculata también mostró la mayor cobertura y dominancia, seguida de M. carolinata (Tabla 2). En B. rapa, se observó baja densidad (0,7%) y frecuencia (2,3%), pero una cobertura de 9%, denotando su alta competencia por el espacio (^{Zimdahl, 2018}).

El análisis del IVI indicó que solo 4 especies abarcaron el 80% del índice: O. corniculata (44%), seguido por M. caroliniana (17%), L. temulentum (10%) y F. limensis (9%), encontrándose que, a excepción de L. temulentum, que presenta ciclo anual, O. corniculata es perenne (^{Tibuhwa, 2016}) y M. caroliniana y F. limensis son anuales-perenne (^{Gámez et al. 2018}); estas especies pueden ser las que tendrían más habilidad para causar daño mediante interferencia (^{Concenço et al. 2019}). El índice de dominancia Simpson (D) fue de 0,511, lo que indica una dominancia media. Este resultado difiere de ^{Vera et al. (2018)}, quienes encontraron valores de 0,93, en Musáceas, valor que indica alta dominancia de especies. ^{Cardenal et al. (2016)} reportan índices de 0,27 a 1 en el banco activo de semillas, en un cultivo de zanahoria. Además, calculando el inverso del índice 1/D (1,96), se determinó que dos especies presentaron dominancia en el cultivo, de acuerdo con el valor IVI (Tabla 2). Estas especies fueron O. corniculata (valor IVI de 0,44), especie hospedera de diversas plagas y enfermedades que pueden afectar al cultivo, como Botrytis sp. (^{Castro et al. 2019}) y M. caroliniana (0,17), que pese a ser hospedera de enfermedades (^{Albu et al. 2019}; ^{Aime & Abbasi, 2018}), no hay reporte de que afecte al cultivo de duraznero; sin embargo, M. caroliniana puede causar dificultad en labores culturales, hay posibilidad de que afecte el sistema de fertirriego, principalmente, porque puede crecer en la zona de los emisores y es una planta muy ramificada, que presenta tallos lignificados (^{Fuentes et al. 2011}). Además, se dificulta su control en etapas avanzadas de desarrollo.

El índice Pielou, valor 0,460, determinó que la comunidad no es equitativa, es poco diversa, acumulando el 94% de los individuos colectados, en solo 4 especies: O. corniculata (1.358 individuos, que representan el 68% de la muestra), M. caroliniana (226), F. limensis (186) y L. tumulentum (106). El índice Shannon-Wiener (1,14) muestra una baja diversidad, denotando la presencia de pocas especies y, en algunas de ellas, un alto número de individuos, como en el caso de O. corniculata (Tabla 3); por el contrario, se reportan índices mayores, que van desde 2,3 a 2,7 en las comunidades de malezas en cultivos de arroz (^{Ramírez et al. 2015}) y en Musáceas, con un índice de 3,22 (^{Vera et al. 2018}) e indican que son comunidades más diversas y que presentan más especies por área.

Se evidencia en los índices hallados en el cultivo de duraznero que presenta una baja diversidad y dominancia media, permitiendo la implementación adecuada de métodos de control no químicos, como el mecánico, cultural, preventivo, alelopático o biológico (^{Jabran & Chauhan, 2018}), basado en la biología de las especies limitantes.

El modelo de los índices permitió detallar la distribución geoespacial de las características de la diversidad (dominancia, equidad de individuos y abundancia de especies). El modelo de dominancia toma valores de 0-1 representados en tonalidades claras a oscuras (Figura 1B), donde el valor de 0 representa cuando hay tantas especies diferentes como individuos y 1, cuando todos los individuos pertenecen a la misma especie (^{Rodríguez, 2013}). Este modelo mostró la presencia de una amplia zona, donde se presenta dominancia de una sola especie (azul oscuro). Con base en el IVI se puede determinar que las dos especies más dominantes son: O. corniculata y M. carolinata, se pueden hallar en esta zona. En las zonas con menor dominancia (azul claro), se muestra un claro efecto de borde hacia la zona donde el suelo esta desprovisto de cobertura vegetal; sin embargo, las especies presentes en estos puntos con menor dominancia (punto 11, 15 y 6) (Tabla 3), se identificaron las especies O. corniculata, L. temulentum, B. rapa, F. limensis, T. offiniale, que pueden llegar a ser limitantes agronómicamente, siendo de especial interés la caracterización de estos puntos, para iniciar un plan control preventivo.

La modelación de Shannon-Wiener (Figura 3A) mostró cómo el número de especies presentes por área disminuye en dirección sur-norte. Este, comportamiento, también se observó en el modelo de la equidad (Figura 3B), donde el número de individuos por especies van siendo desiguales a medida que se distancian de los puntos de muestreo 11 y 15, los cuales, presentaron la mayor diversidad en distribución y abundancia de especies. Las zonas donde se encuentran estos puntos se pueden determinar como importantes entradas para el banco de semilla del cultivo que, pese a presentar una mayor diversidad, en este caso, dada por especies que pueden presentar una amenaza, especialmente, en suelos poco perturbados (^{Zimdahl, 2018}), como es el caso de los frutales, se puede deber, a la abundancia de especies que se desarrollan en estos suelos trabajados, que aumentan la oferta de semillas que pueden ser transportadas por el viento, agua o mecánicamente por el hombre, maquinaria y herramientas o animales (^{Duke, 2018}); por esta razón, es importante el manejo de estas zonas para controlar su propagación y permitir el desarrollo de especies de interés agronómico.

El estudio mostró que de doce especies identificadas (88% dicotiledóneas y 12% monocotiledóneas) (Tabla 1), dos presentan dominancia en el cultivo O. corniculata y M. carolinata, encontrándose la distribución de la dominancia en la mayor parte del cultivo, al igual de dos puntos muy diversos en los límites con suelos sin cobertura (Figura 3), que se pueden presentar como entradas de semillas de malezas al cultivo.

El cálculo de un solo valor de cualquier índice de diversidad para un lote, resulta poco objetivo, para generar una estrategia de manejo eficiente de las malezas, debido a que las especies consideradas como malezas tienen diferentes formas de distribución en el lote, como la distribución regular, al azar y en parches, propio de su comportamiento ecológico (^{Zimdahl, 2018}); por esta razón, la distribución geoespacial de los índices de diversidad, se convierte en una herramienta más robusta y completa, como base para un manejo integral de malezas en los sistemas agrícolas, principalmente, si se quiere realizar un manejo por sitio especifico, de esta manera, se puede hacer un uso más eficiente de los herbicidas (^{Calha et al. 2014}). ^{Somerville et al. (2020)} también plantean la importancia y los retos del uso de mapas y modelos espaciales de la distribución de poblaciones de malezas, como base para el manejo integral de estas especies.