Vol. 95, 2024: octubre-diciembre
Vol. 95, 2024: octubre-diciembre
Vol. 95, 2024: octubre-diciembre
Universidad Científica del Sur, Facultad de Ciencias Ambientales, Panamericana Sur Km. 19, Villa El Salvador, Lima, Perú
*Autor para correspondencia: nortoncuba92@gmail.com (N. Cuba-Melly)
Recibido: 8 diciembre 2023; aceptado: 17 septiembre 2024
El desierto costero sudamericano es un ambiente de extrema aridez que recibe agua en forma de neblina oceánica y precipitaciones discontinuas provistas por El Niño-Oscilación del Sur (ENSO por sus siglas en inglés). Sus particulares condiciones climáticas y geográficas son refugio de especies de flora, y fauna altamente especializada, que además de poseer un alto grado de endemismo se encuentran amenazadas por actividades humanas. Los objetivos del presente estudio fueron: proponer una delimitación del ecosistema de lomas en una localidad del norte del Perú conocida como cerro Ochiputur usando herramientas de teledetección y el análisis del Índice de Vegetación Diferencial Normalizado (o NDVI por su acrónimo en inglés), y efectuar una línea base de flora vascular e identificar impulsores de cambio en el área de estudio. El análisis NDVI permitió estimar la cobertura vegetal del ecosistema, aunque aún presenta limitaciones, asimismo, se evidencia la influencia del ENSO sobre la cobertura vegetal y el avance de actividades antrópicas perjudiciales. Se registraron 134 especies de plantas vasculares distribuidas en 3 unidades del paisaje del ecosistema de lomas. Finalmente, se discute una conexión entre el desierto y ecosistemas altoandinos, y la eficiencia de la teledetección en la delimitación de ecosistemas desérticos.
Palabras clave: Desierto costero; Impulsores de cambio; Inventarios florísticos; La Libertad; Teledetección
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
The South American coastal desert is an extremely arid environment that receives water in the form of ocean mist and discontinuous precipitation provided by the El Niño-Southern Oscillation (ENSO). Its particular climatic and geographical conditions are a refuge for highly specialized flora and fauna species, which in addition to having a high degree of endemism are threatened by human activities. The objectives of the present study were: to propose a delimitation of the lomas ecosystem in a locality in northern Peru known as Ochiputur mountain using remote sensing tools and the analysis of the Normalized Differential Vegetation Index (NDVI), and to carry out a vascular flora baseline and identify drivers of change in the area of study. The NDVI analysis allowed us to estimate the vegetation cover of the ecosystem, although it still has limitations. Likewise, the influence of ENSO on the vegetation cover and the advance of harmful anthropic activities is evident. We recorded 134 species of vascular plants distributed in 3 landscape units of the lomas ecosystem. Finally, a connection between the desert and high Andean ecosystems, and the efficiency of remote sensing in the delimitation of desert ecosystems, were discussed.
Keywords: Coastal desert; Drivers of change; Floristic inventories; La Libertad; Remote sensing
Introducción
Los desiertos alrededor del mundo son biomas singulares que abarcan vastas extensiones de la superficie terrestre, caracterizados por sus condiciones de extrema aridez, escasez de precipitaciones y se pueden clasificar, según su zona climática, como: subtropicales, polares, invernales y costeros fríos (Smith y Pettorelli, 2020). Estos parajes de apariencia inhóspita pueden desplegar altas tasas de endemismo debido a procesos adaptativos de la biocenosis, como respuesta a sus condiciones ambientales extremas, por lo que representan refugios de diversidad para especies de distribución restringida y amenazada (Brito y Pleguezuelos, 2020). Los desiertos costeros fríos son particularmente diferentes a los que se encuentran al interior de los continentes, ya que poseen temperaturas promedio más estables y una alta humedad relativa como consecuencia de su proximidad a corrientes de aguas frías, producto de la surgencia de aguas marinas y a una fuerte subsidencia atmosférica que da origen a anticiclones (DellaSalla y Goldstein, 2020; Laity, 2009). Durante el invierno austral, los desiertos costeros fríos reciben aportes de agua temporal y espacialmente variables, donde destacan principalmente: la presencia de nubes de estratocúmulos que puede producir ligera precipitación o garúas, el ingreso de niebla advectiva proveniente del océano transportada por el anticiclón y el desarrollo de niebla orográfica que se forma con el enfriamiento del aire al encontrarse con diversas formaciones geográficas en el litoral de la costa, ambos tipos de neblina se pueden condensar en forma de garúa o formar gotas de rocío al encontrarse con una superficie más fría (Cereceda et al., 2002; Eckardt et al., 2013). Asimismo, la formación de una capa de inversión térmica reduce la evaporación del agua del suelo y el impacto de la radiación solar, promoviendo condiciones favorables para el desarrollo de la vida en el desierto. Dentro de los desiertos costeros fríos, también conocidos como desiertos de niebla, se destacan el desierto peruano-chileno en Sudamérica y el desierto de Namib en el sur de África (Smith y Pettorelli, 2020).
El desierto peruano-chileno forma un estrecho cinturón hiperárido en gran parte de la costa de Sudamérica, interrumpido brevemente por valles y humedales que se originan dentro de la cuenca hidrográfica del Pacífico (modificado de Dillon et al., 2003). Las condiciones ambientales del desierto costero sudamericano se encuentran principalmente influenciadas por la Cordillera de los Andes, la corriente fría de Humboldt y el anticiclón del Pacífico sur (Garreaud et al., 2010; Hartley y Chong, 2002). Estos factores climáticos y geográficos originan una marcada estacionalidad; en los meses de junio a octubre, con el ingreso de niebla oceánica al continente, se constituye una época húmeda, que es testigo de un auge en la composición de flora y fauna del desierto, así como del recubrimiento del suelo por vegetación predominantemente herbácea, mientras que a inicios de noviembre, con el aumento de la temperatura y la exposición solar que inhibe la condensación de la humedad atmosférica, comienza una época seca, donde la vegetación culmina su ciclo de vida o entra en estado de latencia, devolviéndole al paisaje desértico su aspecto estéril; sin embargo, existen especies perennes que continúan su ciclo de floración a lo largo del verano como arbustos, subarbustos, tillandsias, cactus, hierbas perennes y árboles (Cornejo-Badillo et al., 2023; Cuba-Melly y Odar, 2018; Rundel et al., 1991; Velarde, 1945). De igual forma, los componentes bióticos de este desierto se encuentran influenciados por la oscilación del sur El Niño (o ENSO, su acrónimo en inglés), un evento cíclico, pero no periódico, que en su fase positiva suministra precipitaciones extraordinarias en los meses del verano austral desencadenando un incremento sustancial en la extensión de la cobertura vegetal y la producción primaria, así como una alteración en el ciclo fenológico de las especies (Dillon y Rundel, 1990; Tovar et al., 2018; Vining et al., 2022). Este ecosistema desértico es conocido como lomas en Perú u oasis de neblina en Chile y sus nombres usualmente coinciden con la provincia en la que se encuentran ubicadas o la elevación natural que más predomine en el terreno, conocidas localmente como cerros.
La flora de lomas es el grupo más estudiado en la literatura científica para este ecosistema, debido a ello, existen múltiples inventarios florísticos, especialmente para Perú (Dillon et al., 2011; Gonzáles et al., 2023; Lleellish et al., 2015; Weberbauer, 1945; Whaley et al., 2019). De igual forma, se han realizado esfuerzos denodados a escala local que contribuyen al conocimiento colectivo de la flora de lomas, principalmente en el centro y sur del país (Cuba-Melly y Odar, 2018; Leiva et al., 2008; Montesinos-Tubée y Mondragón, 2020; Quipuscoa et al., 2016; Trinidad et al., 2012), por el contrario, en el norte, existe un gran vacío de información para la mayor parte de localidades, con excepción de lomas del cerro Campana (Leiva et al., 2014; Sagástegui et al., 1988; Weberbauer, 1945). Asimismo, aún se desconoce la extensión total de las localidades donde se desarrollan las formaciones de lomas en el desierto peruano, siendo solamente las más conocidas las que se encuentran representadas en el mapa nacional de ecosistemas de Perú (MINAM, 2019). Sin embargo, el uso reciente de herramientas de teledetección ha expuesto que la superficie de lomas se encuentra subestimada (Moat et al., 2021). La ausencia de una delimitación concreta y de conocimiento sobre la composición florística de lomas ha profundizado el desinterés por su conservación, provocando el avance de actividades socioeconómicas con impactos negativos sobre el ecosistema como el cambio de uso de suelo para la agricultura, la minería no metálica, la expansión urbana, la ganadería intensiva, el establecimiento de granjas avícolas y la depredación de flora y fauna, entre las más comunes (Alonso y Solórzano, 2021; Pollack et al., 2020). Estas alteraciones en sistemas naturales son denominadas también como impulsores de cambio, que son factores naturales o inducidos por el hombre que producen modificaciones en la biodiversidad y procesos ecosistémicos (Ferrier et al., 2016; MA, 2005).
En la región La Libertad, en el norte del Perú, se han identificado hasta la fecha solo 7 formaciones de lomas: cerro Cabezón, cerro Campana, cerro Prieto, cerro Cabras, cerro Ochiputur, cerro Negro y Virú, de la más septentrional a la más austral, respectivamente (Dillon et al., 2011). El cerro Ochiputur se destaca por su imponente elevación de 1,000 m snm, que se puede observar desde la ciudad de Trujillo, capital de la región. A pesar de su cercanía, son exiguas las publicaciones científicas sobre flora y fauna que nos permiten valorar su diversidad biológica y evaluar su estado de conservación. Desde 1940 y hasta finales de 1990, personajes ilustres de la botánica peruana realizaron expediciones florísticas en lomas del cerro Ochiputur, dentro de los que destacan Nicolás Angulo, Abundio Sagástegui, Arnaldo López, Octavio Velarde, Michael Dillon y José Mostacero, sus colecciones fueron incorporadas al Herbarium Truxillense (HUT) (Sagástegui et al., 1988); lamentablemente estos hallazgos nunca fueron publicados. Rundel et al. (1991) menciona brevemente la presencia de 100 especies de flora vascular para esta localidad, sin brindar una lista formal, citando el trabajo de Sagástegui et al. (1988), no obstante, esta publicación enfoca sus resultados en brindar un análisis del clima, suelo y composición florística solamente del cerro Campana, por lo que no ha sido posible corroborar esta información. Finalmente, el último estudio florístico realizado en el cerro Ochiputur fue realizado por Corcuera (2017), quien reportó un total de 34 especies.
Ante la ausencia de conocimiento en la que se encuentra el ecosistema de lomas del cerro Ochiputur, el presente estudio busca revalorar el esfuerzo realizado por diversos botánicos en el siglo XX y generar nueva información sobre la composición de flora vascular del área de estudio. Asimismo, explora el concepto actual de lomas, propone una metodología para la delimitación del ecosistema e identifica impulsores de cambio con la finalidad de mejorar la gestión de ecosistemas desérticos y evitar el avance de actividades perjudiciales para la biodiversidad.
Materiales y métodos
El ecosistema de lomas del cerro Ochiputur se encuentra ubicado en el distrito de Salaverry, provincia de Trujillo, región de La Libertad, Perú (UTM Zona 17 L 726254 9094206). La única vía de acceso asfaltada que se encuentra cerca al área de estudio es la carretera Panamericana Norte a la altura del km 551. Geológicamente, la zona abarca mantos arenosos conformados por la acumulación de arenas cuarzosas transportadas por el viento (depósito eólico no consolidado) formando dunas y pampas amplias hasta llegar a montañas constituidas por afloramientos de rocas ígneas intrusivas como la granodiorita y el granito (INGEMMET, 2016), cuya elevación máxima es conocida localmente como cerro Ochiputur, Chiputur o Apu Leo. Anualmente recibe visitantes, sin embargo, no cuenta con señalización, rutas establecidas para el turismo o hitos que denoten la existencia del ecosistema. El área de estudio cuenta con la presencia parcial de 2 sitios arqueológicos: El área IX-X Cerro Alto Salaverry y Cerro Ochiputur que reporta restos del periodo Formativo Tardío de la cultura Salinar (MINCUL, 2001a) y el área VIII Quebrada La Mina que reporta evidencias arqueológicas correspondientes a periodos Lítico-Paijanense, Formativo Temprano y Medio-Cupisnique, Formativo Tardío-Salinar y Estados Regionales Tardíos-Chimú (MINCUL, 2001b). En dirección oeste y suroeste, entre la llanura desértica y las dunas se han constituido campos agrícolas, irrigados por el canal del proyecto especial Chavimochic (PECH), zonas urbanas, la planta de tratamiento de aguas residuales (PTAR) de Trujillo y torres de alta tensión que cruzan líneas de transmisión de energía eléctrica de 220 kV, administrados por la Red de Energía del Perú, S.A. (fig. 1)
Figura 1. Mapa del área de estudio.
El ecosistema de lomas del cerro Ochiputur fue reconocido como Ecosistema Frágil (EF) por el Servicio Nacional Forestal y de Fauna Silvestre (Serfor), quien las define como “áreas de alto valor de conservación por su biodiversidad y los servicios ambientales que brindan, y son altamente vulnerables a consecuencia de las actividades antrópicas que se desarrollan en ellas o en su entorno”, y se rigen en un marco normativo distinto al de las Áreas Naturales Protegidas (MINAGRI, 2020). Dentro de esta área se conservan 883.75 ha que circunscriben solamente el macizo rocoso y sus quebradas (SERFOR, 2018a). Su altitud oscila entre 396 y 1,112 m snm. La ficha técnica de campo elaborada para este reconocimiento registra un total de 12 especies de flora, 10 de aves, 1 de mamífero y 1 de reptil. La evaluación fue realizada en una sola visita de campo, el 17 de agosto de 2016. Asimismo, la delimitación de la cobertura vegetal se realizó con base en una interpretación visual, obtenida mediante el análisis NDVI de una imagen satelital LANDSAT 8 OLI/TIRS, con fecha 04 de agosto de 2014 y corregida con observaciones en campo. Finalmente, reporta la presencia de residuos sólidos y expansión urbana (SERFOR, 2018b).
Para entender el concepto actual de lomas y proponer una delimitación es necesario realizar una distinción en la terminología, entre el ámbito geomorfológico y el ecológico. En el ámbito geomorfológico, loma o lomada es una elevación natural del terreno menor a 300 metros de altura desde su base y con inclinación de laderas promedio superior a 16% (Villota, 2005). En el ámbito ecológico, lomas es un ecosistema que se desarrolla en el bioma del desierto costero sudamericano, donde las condiciones climáticas del invierno austral permiten el desarrollo de vegetación estacional y predominantemente herbácea, con la presencia de otras formas de crecimiento perenne en menor proporción, en altitudes que van desde 0 hasta 1,000 m snm (Dillon, 2003; MINAM, 2019; Rauh, 1985; Rundel et al., 1991). Se propone evitar el uso de años ENSO positivos para la delimitación de ecosistemas de lomas debido a que son eventos no periódicos, en los que ocurren precipitaciones extraordinarias que distorsionan la temporalidad y cobertura del ecosistema (Tovar et al., 2018; Vining et al., 2022). No obstante, su análisis en el presente estudio resulta de interés para evaluar los patrones de distribución y cobertura de la vegetación que implica este evento sobre el ecosistema de lomas.
Se evaluaron imágenes satelitales Landsat 8 OLI/TIRS C2 L1 (path:9, row:66) procedentes de los años 2013 a 2022 extraídas de forma gratuita del Servicio Geológico de los Estados Unidos (o USGS por su acrónimo en inglés). El satélite Landsat 8 tiene disponibilidad de imágenes desde su fecha de lanzamiento en el año 2013, su intermitencia es de 16 días y la resolución espacial de sus imágenes es de 30 × 30 m (USGS, 2022). Se escogieron imágenes que tuvieran porcentaje de nubosidad menor a 15% entre los meses de agosto y septiembre para años regulares, por ser los meses que mejor evidencian el desarrollo de vegetación en época húmeda. Para el evento ENSO del 2017 se utilizó el mes de abril, por ser mes que mejor reflejó el desarrollo de vegetación para este evento. Se hizo un preprocesamiento de las imágenes con el complemento SCP del software QGIS, con el que se ejecutó una corrección atmosférica DOS1 y se empleó la herramienta Pansharpening para obtener una resolución espacial de 15 × 15 m.
Para estimar la extensión de la cobertura vegetal del ecosistema se utilizó el software QGIS con el que se efectuó el cálculo del índice de vegetación diferencial normalizado (o NDVI por su acrónimo en inglés), el cual es adimensional y tiene un rango de valores que van de -1 a 1 (Weier y Herring, 2000). El NDVI se calcula aplicando la siguiente fórmula:
Esta métrica estándar para superficies terrestres se basa en el principio de que la actividad fotosintética de las plantas absorbe la luz roja y refleja la luz infrarroja en las plantas sanas (Pettorelli et al., 2005). Cuando ocurren procesos fotosintéticos al incrementar o disminuir la clorofila en las plantas, una serie temporal del NDVI expone una tendencia positiva cuando el desarrollo es óptimo o negativa cuando el suelo se encuentre desprovisto de vegetación o presente cuerpos de agua (Lepage et al., 2023). El NDVI como índice espectral de vegetación es utilizado en ecosistemas desérticos debido a su alta sensibilidad, que permite evidenciar un contraste entre la presencia y ausencia de vegetación (Chávez et al., 2019).
Después de realizar algunos ensayos, se decidió delimitar la vegetación de lomas con valores de NDVI mayores a 0.15, que coincide con el valor umbral utilizado por Chávez et al. (2019) y Moat et al. (2021) para este ecosistema.
Establecimiento de línea base de flora vascular. El presente estudio con fines de investigación científica de flora silvestre fue autorizado por la Resolución de Dirección General Núm. 342- 2018-MINAGRI-SERFOR- DGGSPFFS, emitida por la autoridad nacional competente en materia de flora y fauna silvestre. Se realizaron recolectas libres de plantas vasculares entre septiembre de 2018 y diciembre de 2019 para abarcar la época seca y húmeda. Las colecciones botánicas fueron depositadas en el Herbarium Truxillense (HUT). Actualmente, el EF lomas de cerro Ochiputur solo incluye el macizo rocoso y sus quebradas, por lo que también se incluyó el sistema de dunas dentro del estudio. Además, se realizaron visitas entre los años 2014 y 2022, se tomaron anotaciones sobre la flora y el estado del ecosistema. Las especies fueron registradas con imágenes fotográficas y georreferenciadas con un dispositivo GPS GARMIN. Para realizar la línea base también se consultaron las colecciones botánicas, que tuvieran como localidad cerro Ochiputur o Chiputur, en el Herbarium Truxillense (HUT), así como en bases de datos virtuales de los herbarios United States National Herbarium (US) y Field Museum Herbarium (F). Los acrónimos de herbarios se indican según lo establecido por Thiers (2023).
El ordenamiento taxonómico de las especies se realizó utilizando el sistema de clasificación de APG IV (Chase et al., 2016). Para la determinación de especies se emplearon diversos trabajos de sistemática y taxonomía como León et al. (2002), Ostolaza (2014), Peralta et al. (2005), Robinson (1906), Tovar (1993), entre otros. La revisión de los epítetos, nombre de autores y procedencia de las especies (endémica del Perú, nativa o introducida) se realizó usando las bases de datos: GBIF (2023), POWO (2023) y Tropicos (2023). Se consideran como especies nativas a aquellas que son encontradas de forma natural en el continente americano, e introducidas a aquellas que provengan de un continente diferente al americano o sean especies cultivadas.
Identificación de amenazas al ecosistema y estado de conservación actual. Se clasificaron impulsores de cambio según la definición y el modelo conceptual propuesto por Ferrier et al. (2016). Asimismo, se solicitó información al gobierno regional de La Libertad y a la municipalidad provincial de Trujillo sobre el estado de conservación actual de lomas del cerro Ochiputur.
Resultados
Delimitación de lomas del cerro Ochiputur usando herramientas de sistemas de información geográfica (SIG). Se obtuvieron 6 imágenes satelitales con las características propuestas en la metodología para el análisis NDVI correspondientes a los años: 2014, 2016, 2017, 2019, 2021 y 2022 (fig. 2).
Figura 2. Mapa de índice de vegetación diferencial normalizado.
Los valores de NDVI en los arenales que se encuentran entre 0.15 y 0.25 manifiestan el desarrollo de hierbas anuales, perennes, subarbustos y cactus. En esta unidad del paisaje, la vegetación se detecta desde el valor de 0,10; sin embargo, al reducir el umbral a este valor, se dificulta visualizar el contraste de presencia/ausencia de vegetación entre la montaña y los arenales. Igualmente ocurre en áreas donde se despliegan poblaciones de Tillandsia spp. Por otra parte, estos valores para la montaña significan que tiene una cobertura de vegetación escasa o en estrés hídrico, y que no hay suficiente humedad para el desarrollo foliar de arbustos, lo cual ha sido corroborado con observaciones en campo. Cuando los valores de NDVI son mayores a 0.35 indican un mejor desarrollo herbáceo y arbustivo. Se reportan por primera vez tilandsiales en el cerro la Mina y en el cerro Enano, siendo el primero el de mayor extensión. Se encuentran principalmente compuestos por T. latifolia y T. purpurea, en asociación con cactus y arbustos bastante dispersos como: N. arequipensis, H. pacalaensis, L. boerhaviifolium, T. cacalioides y S. spicata. El análisis de NDVI demostró no ser suficientemente sensible para diferenciar la vegetación de lomas en los arenales.
El año 2014 fue el de mejor desarrollo vegetativo con un valor de NDVI que llegó hasta 0.79; a pesar de ello, la vegetación en los arenales tuvo una cobertura casi desapercibida y se encontró solamente cercana a la montaña. Los años 2016, 2019 y 2022 fueron años con escasa cobertura vegetal y valores promedio inferiores a 0.25, coincidiendo con los reportes de campo, en donde la vegetación se encontraba dispersa, con porte bajo y poco o nulo desarrollo foliar en los arbustos. En estos años, una alta exposición solar y una cobertura nubosa que se comenzó a disipar paulatinamente en agosto forzó una transición temprana hacia la época seca, mientras que en el 2014, el verdor se mantuvo hasta octubre-noviembre. En abril de 2017, bajo la influencia de lluvias extraordinarias por un evento ENSO positivo, se manifestó una mayor cobertura vegetal en la quebrada La Mina con un valor máximo de NDVI de 0.75, menor al de 2014. Igualmente, los arenales registraron un revestimiento de herbáceas, esencialmente provisto por T. paronychioides, que se extendió de forma homogénea hasta 320 m snm, en donde comenzó a aumentar la diversidad de especies conforme se aproximaba hacia el macizo rocoso. En la montaña las especies más usuales fueron: P. purpureodisca, N. humifusa, S. arcanum, N. paniculata y Sicyos baderoa Hook. et Arn. En este año, también se observó una formación de vegetación continua del ecosistema de lomas desde el cerro Queneto, en la provincia de Virú hasta el cerro Ochiputur y ésta, a su vez, unía con el matorral andino de La Libertad, lo que no ocurre en años regulares. La vegetación herbácea en los arenales se secó por completo llegando a los meses de invierno, sin embargo, en los años consecutivos, volvió a emerger solamente en la época húmeda, aunque con menor cobertura. El análisis de NDVI también permitió dar cuenta de la ampliación de la frontera agrícola y la urbanización en los arenales entre el año 2014 y 2022.
Composición de la flora vascular. Se registraron un total de 134 especies de plantas vasculares pertenecientes a 43 familias. Las familias con mayor número de especies fueron: Asteraceae (20 spp.), Solanaceae (16 spp.), Malvaceae (9 spp.), Boraginaceae (8 spp.), Cactaceae (7 spp.), Fabaceae (6 spp.) y Poaceae (5 spp.) (figs. 3-9). Se evidencia que un total de 42 especies son endémicas del Perú, lo cual equivale a 31.34% del total de especies evaluadas. La familia Solanaceae contiene la mayor cantidad de endemismos con 9 especies, seguida por las familias Asteraceae (7 spp.) y Malvaceae (4 spp). Las especies nativas fueron 83, mientras que las introducidas 7, es decir, 61.94% y 5.22% del total, respectivamente. Se registraron 19 especies de flora vascular solamente en herbarios, pero no se encontraron en las visitas de campo. Las colecciones de herbarios exhiben muestras del área de estudio comprendidas entre los años 1948-1986 (tabla 1).
Tabla 1
Lista de flora vascular de lomas de cerro Ochiputur. Distribución: NAT (nativa), EN (endémica de Perú), INT (introducida); rf!: registro en campo; *registro solo de herbario.
Núm. | Familia | Especies | Registro | Distribución |
1 | Acanthaceae | Dicliptera peruviana (Lam.) Juss | A. Sagástegui et J. Mostacero 11037 (HUT!) | NAT |
2 | Aizoaceae | Tetragonia crystallina L´Hér. | Dillon et al. 4688 (F!) [F barcode 1981589]; N. Cuba-Melly et J. Odar 040 (HUT!), N. Angulo 1993 (HUT!) | NAT |
3 | Amaranthaceae | Alternanthera truxillensis Kunth | N. Cuba-Melly et J. Odar 041 (HUT!), A. Sagástegui et J. Mostacero 11036 (HUT!) | NAT |
4 | Amaranthaceae | Atriplex rotundifolia Dombey ex Moq. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11034 (HUT!) [ F barcode 1934192] | EN |
5 | Amaranthaceae | Chenopodium petiolare Kunth | A. Sagástegui et J. Mostacero 11060 (HUT!) [ F barcode 1933652] | NAT |
6 | Amaryllidaceae | Ismene amancaes (Ruiz et Pav.) Herb. | N. Cuba-Melly et J. Odar 121 (HUT!) | EN |
7 | Amaryllidaceae | Stenomesson sp. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11063 (HUT!) [F barcode 1933650]; N. Cuba-Melly et J. Odar 042 (HUT!) | – |
8 | Apiaceae | Cyclospermum laciniatum (DC.) Constance | Dillon et al. 4690 (F!) [F barcode 1981587] | NAT |
9 | Apocynaceae | Peruviasclepias aliciae (Morillo) Morillo | N. Cuba-Melly et J. Odar 122 (HUT!) | EN |
10 | Apocynaceae | Philibertia solanoides Kunth* | A. Sagástegui, A. López et S. López 9148 (HUT!) | NAT |
Tabla 1. Continúa | ||||
Núm. | Familia | Especies | Registro | Distribución |
11 | Asparagaceae | Anthericum viruense Ravenna | (rf!) | EN |
12 | Asparagaceae | Furcraea occidentalis Trel. | (rf!) | NAT |
13 | Asteraceae | Acmella alba (L’Hér.) R.K. Jansen | A. Sagástegui, A. López et S. López 9157 (HUT!), A. López 4629 (HUT!) | NAT |
14 | Asteraceae | Baccharis spartea Benth. | N. Cuba-Melly et J. Odar 043 (HUT!), N. Angulo 1182 (HUT!) | EN |
15 | Asteraceae | Chionopappus benthamii S.F. Blake | N. Cuba-Melly et J. Odar 123 (HUT!) | EN |
16 | Asteraceae | Cotula australis (Sieber ex Spreng.) Hook. f. | (rf!) | INT |
17 | Asteraceae | Encelia canescens Lam. | Dillon et al. 4684 (F!) [F barcode 1981594] | NAT |
18 | Asteraceae | Erigeron bonariensis L. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11057 (HUT!) [F barcode 1933624], N. Cuba-Melly et J. Odar 124 (HUT!) | NAT |
19 | Asteraceae | Erigeron leptorhizon DC. | A. López et M. Diestra 9168 (HUT!) [F barcode 1934242], N. Angulo et A. López 1184 (HUT!), N. Angulo 1400 (HUT!) | EN |
20 | Asteraceae | Gamochaeta subfalcata (Cabrera) Cabrera* | A. Sagástegui et A. López 9161 (HUT!) | NAT |
21 | Asteraceae | Lomanthus arnaldii (Cabrera) B.Nord. et Pelser* | N. Angulo 1405 (HUT!) | NAT |
22 | Asteraceae | Onoseris odorata (D. Don) Hook. et Arn. | A. López 9150 (HUT!) [F barcode 1934243], N. Angulo 1402 (HUT!) | EN |
23 | Asteraceae | Ophryosporus galioides (DC.) R.M.King et H.Rob. | N. Cuba-Melly et J. Odar 125 (HUT!) | EN |
24 | Asteraceae | Ophryosporus peruvianus (J.F. Gmel.) R.M. King et H. Rob. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11052 (HUT!) [F barcode 1933661] | NAT |
25 | Asteraceae | Philoglossa purpureodisca H. Rob. | N. Cuba-Melly et J. Odar 044 (HUT!) | EN |
26 | Asteraceae | Sigesbeckia flosculosa L’Hér. | A. López 9163 (HUT!) [ F barcode 1934246] | NAT |
27 | Asteraceae | Simsia dombeyana DC.* | N. Angulo et A. López 1181 (HUT!) | NAT |
28 | Asteraceae | Sonchus oleraceus L. | Dillon et al. 4692 (F!) [F barcode 1981584] | INT |
29 | Asteraceae | Trixis cacalioides (Kunth) D. Don. | N. Cuba-Melly et J. Odar 045 (HUT!); A. Sagástegui et J. Mostacero 11046 (HUT!) (US barcode 3247976), A. Sagástegui et A. López 9164 (HUT!) | NAT |
30 | Asteraceae | Verbesina saubinetioides S.F. Blake | A. Sagástegui et J. Mostacero 11049 (HUT!) [F barcode 1933657] | EN |
31 | Asteraceae | Villanova oppositifolia Lag. | N. Angulo 1995 (HUT!) | NAT |
32 | Asteraceae | Wedelia calycina Rich. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11039 (HUT!) [F barcode 1933596]; N. Cuba-Melly et J. Odar 046 (HUT!) | NAT |
33 | Begoniaceae | Begonia geraniifolia Hook. | N. Angulo et A. López 830 (HUT!) | EN |
34 | Begoniaceae | Begonia tumbezensis Irmsch. | N. Angulo et A. López 829 (HUT!) | NAT |
35 | Boraginaceae | Euploca ferreyrae (I.M.Johnst.) M.W.Frohl. et M.W.Chase | A. Sagástegui et J. Mostacero 11051 (HUT!) | EN |
36 | Boraginaceae | Heliotropium angiospermum Murray | N. Cuba-Melly et J. Odar 126 (HUT!) | NAT |
37 | Boraginaceae | Heliotropium corymbosum Ruiz et Pav. | N. Cuba-Melly et J. Odar 127 (HUT!) | NAT |
38 | Boraginaceae | Nama dichotoma (Ruiz et Pav.) Choisy | N. Angulo 1400 (HUT!) | NAT |
39 | Boraginaceae | Pectocarya lateriflora (Lam.) DC.* | N. Angulo 1996 (HUT!) | NAT |
40 | Boraginaceae | Tiquillia dichotoma (Ruiz et Pav.) Pers. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11066 (HUT!) [ F barcode 1933660], N. Cuba-Melly et J. Odar 047 (HUT!), A. Sagástegui et A. López 9139 (HUT!) | EN |
41 | Boraginaceae | Tiquilia paronychioides (Phil.) A.T. Richardson | A. Sagástegui et J. Mostacero 11065 (HUT!) [F barcode 1933623] | NAT |
42 | Boraginaceae | Varronia macrocephala Desv. * | N. Angulo et A. López 838 (HUT!) | NAT |
43 | Brassicaceae | Cremolobus chilensis (Lag. ex DC.) DC. | N. Cuba-Melly et J. Odar 048 (HUT!) | NAT |
44 | Bromeliaceae | Puya ferruginea (Ruiz et Pav.) L.B. Sm. | N. Angulo 1128 (HUT!) | NAT |
45 | Bromeliaceae | Tillandsia latifolia Meyen | N. Cuba-Melly et J. Odar 049 (HUT!) | NAT |
46 | Bromeliaceae | Tillandsia purpurea Ruiz et Pav. | N. Cuba-Melly et J. Odar 050 (HUT!) | NAT |
47 | Bromeliaceae | Tillandsia recurvata (L.) L. | N. Cuba-Melly et J. Odar 051 (HUT!) | NAT |
48 | Cactaceae | Armatocereus cf. matucanensis Backeb. ex A.W. Hill | (rf!) | EN |
49 | Cactaceae | Haageocereus pacalaensis Backeb. | Dillon et al. 4695 (F!) [F barcode 1981581] | EN |
50 | Cactaceae | Loxanthocereus trujilloensis F. Ritter | Dillon et al. 4683 (F!) [F barcode 1981593] | EN |
51 | Cactaceae | Melocactus peruvianus Vaupel | (rf!) | NAT |
52 | Cactaceae | Neoraimondia arequipensis (Meyen) Backeb | (rf!) | EN |
53 | Cactaceae | Opuntia ficus-indica (L.) Mill. | (rf!) | INT |
54 | Cactaceae | Opuntia quitense F.A.C. Weber | (rf!) | NAT |
55 | Calceolariaceae | Calceolaria pinnata L. | (rf!) | NAT |
56 | Capparaceae | Beautempsia avicenniifolia (Kunth) Gaudich. | N. Cuba-Melly et J. Odar 052 (HUT!) | NAT |
57 | Capparaceae | Capparicordis crotonoides (Kunth) Iltis et Cornejo | A. Sagástegui et J. Mostacero 11038 (HUT!) [F barcode 1934191], N. Angulo et A. López 837 (HUT!) | NAT |
58 | Capparaceae | Capparidastrum petiolare (Kunth) Hutch. | (rf!) | NAT |
59 | Caprifoliaceae | Valeriana chaerophylloides Sm. * | N. Angulo 1398 (HUT!) | NAT |
60 | Caprifoliaceae | Valeriana pinnatifida Ruiz et Pav. | N. Angulo et A. Lopez 833 (HUT!) | EN |
61 | Caricaceae | Vasconcellea candicans (A. Gray) A. DC. | (rf!) | NAT |
62 | Caryophyllaceae | Drymaria paposana Phil. | A. López 367 (USM!) | NAT |
63 | Caryophyllaceae | Stellaria cuspidata Willd. ex D.F.K. Schltdl. | N. Angulo 1988 (HUT!) | NAT |
64 | Convolvulaceae | Cuscuta cf. odorata Ruiz et Pav. | N. Cuba-Melly et J. Odar 053 (HUT!) | NAT |
65 | Convolvulaceae | Ipomoea dubia Roem. et Schult. | A. Sagástegui et A. López 9166 (HUT!) | NAT |
66 | Convolvulaceae | Ipomoea dumetorum Willd. * | N. Angulo 1084 (HUT!) | NAT |
67 | Commelinaceae | Commelina fasciculata Ruiz et Pav. | N. Angulo 1814 (HUT!) | NAT |
68 | Crassulaceae | Crassula connata (Ruiz et Pav.) A. Berger | (rf!) | NAT |
69 | Cucurbitaceae | Apodanthera ferreyrana Mart. Crov. | N. Angulo 1396 (HUT!); N. Cuba-Melly et J. Odar 054 (HUT!) | EN |
70 | Cucurbitaceae | Cyclanthera mathewsii Arn. ex A.Gray* | N. Angulo 1394 (HUT!) | NAT |
71 | Cucurbitaceae | Sicyos baderoa Hook. et Arn. | N. Angulo 831 (HUT!) | NAT |
72 | Ephedraceae | Ephedra americana Humb. et Bonpl. ex Willd. | N. Cuba-Melly et J. Odar 055 (HUT!), N. Angulo et A. López 827 (HUT!) | NAT |
73 | Euphorbiaceae | Croton alnifolius Lam. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11040 (HUT!) [F barcode 2100149] | NAT |
74 | Euphorbiaceae | Euphorbia sp. | N. Cuba-Melly et J. Odar 128 (HUT!), N. Angulo 1188 (HUT!) | – |
75 | Euphorbiaceae | Euphorbia viridis (Klotzsch et Garcke) Boiss. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11056 (HUT!) [F barcode 2233307], N. Cuba-Melly et J. Odar 056 (HUT!) | NAT |
76 | Euphorbiaceae | Ricinus communis L. | (rf!) | INT |
77 | Fabaceae | Dalea onobrychis DC.* | N. Angulo 1298 (HUT!) | EN |
78 | Fabaceae | Hoffmannseggia prostrata Lagerh. ex DC. | A. Sagástegui, A. López et S. López 9154 (HUT!) | NAT |
79 | Fabaceae | Mimosa albida Humb. et Bonpl. ex Willd. * | A. Sagástegui et J. Mostacero 11053 (HUT!) [F barcode 1979234] | NAT |
80 | Fabaceae | Tara spinosa (Molina) Britton et Rose | (rf!) | NAT |
81 | Fabaceae | Tephrosia cinerea (L.) Pers. * | A. Sagástegui et J. Mostacero 11061 (HUT!) [F barcode 2026934] | NAT |
82 | Fabaceae | Vachellia macracantha (Humb. et Bonpl. ex Willd.) Seigler et Ebinger | N. Cuba-Melly et J. Odar 057 (HUT!) | NAT |
83 | Geraniaceae | Erodium cicutarium (L.) L’Hér. ex Aiton | N. Angulo 1994 (HUT!) | INT |
84 | Geraniaceae | Geranium limae R. Knuth | N. Angulo 1998 (HUT!) | EN |
85 | Lamiaceae | Salvia oppositiflora Ruiz et Pav. * | A. Sagástegui et J. Mostacero 11059 (HUT!) [F barcode 1933595] | EN |
86 | Loasaceae | Mentzelia scabra Kunth | A. Sagástegui et J. Mostacero 11041 (HUT!) | NAT |
87 | Malvaceae | Cristaria multifida (Dombey ex Cav.) Cav. | Dillon et al. 4677 (F!) [F barcode 1981599]; N. Cuba-Melly et J. Odar 058 (HUT!) | EN |
88 | Malvaceae | Fuertesimalva chilensis (A. Braun et C.D. Bouché) Fryxell | (rf!) | NAT |
89 | Malvaceae | Fuertesimalva limensis (L.) Fryxell | N. Cuba-Melly et J. Odar 129 (HUT!) | NAT |
90 | Malvaceae | Fuertesimalva peruviana (L.) Fryxell | Dillon et al. 4691 (F!) [F barcode 1981586] | NAT |
91 | Malvaceae | Gaya weberbaueri Ulbr. | N. Angulo et A. López 1412 (HUT!), A. Sagástegui, A. López et S. López 9149 (HUT!) | EN |
92 | Malvaceae | Palaua malvifolia Cav. | Dillon et al. 4689 (F!) [F barcode 1981588] | EN |
93 | Malvaceae | Palaua rhombifolia Graham | N. Angulo et A. López 1190 (HUT!); N. Cuba-Melly et J. Odar 059 (HUT!) | EN |
94 | Malvaceae | Sida jatrophoides L’Hér. | N. Angulo et A. López 1408 (HUT!) | NAT |
95 | Malvaceae | Urocarpidium albiflorum Ulbr. | N. Cuba-Melly et J. Odar 060 (HUT!) | NAT |
96 | Montiaceae | Calandrinia alba (Ruiz et Pav.) DC. | Dillon et al. 4687 (F!) [F barcode 1981590] | EN |
97 | Montiaceae | Cistanthe lingulata (Ruiz et Pav.) Hershk. | Dillon et al. 4686 (F!) [F barcode 1981591] | EN |
98 | Montiaceae | Cistanthe paniculata (Ruiz et Pav.) Carolin ex Hershk. | Dillon et al. 4693 (F!) [F barcode 1981583] | EN |
99 | Onagraceae | Oenothera arequipensis Munz et I.M. Johnst. | Dillon et al. 4680 (F!) [F barcode 1981597]; N. Cuba-Melly et J. Odar 061 (HUT!), A. Sagástegui 4626 (HUT!) | NAT |
100 | Oxalidaceae | Oxalis latifolia Kunth | N. Angulo et A. López 836 (HUT!); N. Cuba-Melly et J. Odar 130 (HUT!) | NAT |
101 | Oxalidaceae | Oxalis lomana Diels | (rf!) | EN |
102 | Oxalidaceae | Oxalis megalorrhiza Jacq. | Dillon et al. 4682 (F!) [F barcode 1981585] | NAT |
103 | Piperaceae | Peperomia inaequalifolia Ruiz et Pav. | N. Angulo 1297 (HUT!); N. Angulo 1395 (HUT!), N. Cuba-Melly et J. Odar 062 (HUT!) | NAT |
104 | Piperaceae | Peperomia umbilicata Ruiz et Pav. * | N. Angulo 1311 (HUT!) | EN |
105 | Plantaginaceae | Plantago limensis Pers. | N. Cuba-Melly et J. Odar 063 (HUT!) | EN |
106 | Poaceae | Aristida adcensionis L.* | A. Sagástegui, A. López et S. López 9159 (HUT!) | NAT |
107 | Poaceae | Chloris virgata Sw. | A. Sagástegui, A. López et S. López 9153 (HUT!) | NAT |
108 | Poaceae | Eragrostis mexicana (Hornem.) Link | N. Angulo et A. López 1183 (HUT!) | NAT |
109 | Poaceae | Paspalum racemosum Lam. | (rf!) | NAT |
110 | Poaceae | Rostraria trachyantha (Phil.) Soreng | N. Cuba-Melly et J. Odar 064 (HUT!) | NAT |
111 | Polygalaceae | Monnina herbacea DC.* | N. Angulo 1414 (HUT!), N. Angulo et A. López 1177 (HUT!) | NAT |
112 | Polygalaceae | Monnina pterocarpa Ruiz et Pav. | N. Cuba-Melly et J. Odar 131 (HUT!); A. Sagástegui et A. López 9156 (HUT!) | NAT |
113 | Polypodiaceae | Pleopeltis pycnocarpa (C. Chr.) A. R. Sm. | N. Cuba-Melly et J. Odar 065 (HUT!); A. López 834 (HUT!), A. López 138 (BM barcode 013859443) | NAT |
114 | Portulacaceae | Portulaca oleraceae L. | (rf!) | INT |
115 | Rhamnaceae | Scutia spicata (Humb. et Bonpl. ex Willd.) Weberb. | N. Cuba-Melly et J. Odar 066 (HUT!) | NAT |
116 | Solanaceae | Browallia americana L. | N. Angulo 1185 (HUT!), N. Angulo 1279 (HUT!), A. Sagástegui et J. Mostacero 11054 (HUT!) (F barcode 2110863) | NAT |
117 | Solanaceae | Browallia truxillana S. Leiva, Florián et Tantalean | N. Cuba-Melly et J. Odar 067 (HUT!) | EN |
118 | Solanaceae | Exodeconus maritimus (Benth.) D’Arcy | (rf!) | NAT |
119 | Solanaceae | Exodeconus prostratus (L’Hér.) Raf. * | N. Angulo et A. López 1406 (HUT!) | EN |
120 | Solanaceae | Leptoglossis schwenckioides Benth.* | N. Angulo et A. López 1410 (HUT!); A. Sagástegui, A. López et S. López 9160 (HUT!) | EN |
121 | Solanaceae | Lycianthes lycioides (L.) Hassl. | N. Angulo 1397 (HUT!) | NAT |
122 | Solanaceae | Lycium boerhaviifolium L. f. | N. Angulo 2290 (HUT!) | NAT |
123 | Solanaceae | Nicandra john-tyleriana S. Leiva et Pereyra | N. Cuba-Melly et J. Odar 134 (HUT!), N. Angulo et A. López 1407 (HUT!), N. Angulo 1404 (HUT!) | EN |
124 | Solanaceae | Nicotiana paniculata L. | A. Sagástegui et J. Mostacero 11055 (HUT!) [F barcode 1933651] | EN |
125 | Solanaceae | Nolana gayana (Gaudich.) Koch | A. Sagástegui et J. Mostacero 11031 (HUT!) [F barcode 1933658]; N. Cuba-Melly et J. Odar 068 (HUT!) | EN |
126 | Solanaceae | Nolana humifusa (Gouan) I.M. Johnst. | Dillon et al. 4694 (F!) [F barcode 1981582]; A. López 4639 (HUT!) | EN |
127 | Solanaceae | Solanum arcanum Peralta | A. Sagástegui et J. Mostacero 11035 (HUT!) [F barcode 1933620], N. Cuba-Melly et J. Odar 134 (HUT!) | EN |
128 | Solanaceae | Solanum mochiquense Ochoa | N. Angulo et A. López 835 (HUT!); N. Angulo 1178 (HUT!); N. Cuba-Melly et J. Odar 069 (HUT!), A. López 4628 (HUT!) | EN |
129 | Solanaceae | Solanum montanum L. | Dillon et al. 4685 (F!) [F barcode 1981592 (F!)] | NAT |
130 | Solanaceae | Solanum multifidum Lam. * | N. Angulo 1296 (HUT!) | NAT |
131 | Solanaceae | Solanum pennellii Correll | N. Cuba-Melly et J. Odar 133 (HUT!) | NAT |
132 | Tropaeolaceae | Tropaeolum minus L. | N. Angulo 1411 (HUT!) | NAT |
133 | Urticaceae | Parietaria debilis G. Forst. | N. Cuba-Melly et J. Odar 135 (HUT!) | INT |
134 | Verbenaceae | Lantana scabiosiflora Kunth | A. Sagástegui et J. Mostacero 11048 (HUT!), A. Sagástegui et A. López 9162 (HUT!) | NAT |
Las precipitaciones estacionales que reciben las lomas del cerro Ochiputur tienen influencia en la proliferación de vegetación principalmente en 3 unidades del paisaje: 1) arenales, conformados por depósitos eólicos que se extienden en la parte baja del cerro Ochiputur, entre 240 y 600 m snm. En la época seca, los mantos de arena se perciben como un paraje inhóspito y desprovisto de vegetación con la excepción de la presencia de cactus y tillandsias. Aquí se advierten comunidades dispersas de Haageocereus pacalaensis Backeb. en asociación con Tillandsia latifolia Meyen y Tillandsia purpurea Ruiz et Pav. En años donde la humedad es suficiente, se observa durante el invierno el desarrollo de hierbas anuales y perennes entre julio e inicios de septiembre, tales como: Cistanthe paniculata (Ruiz et Pav.) Carolin ex Hershk., C. lingulata (Ruiz et Pav.) Hershk., Cristaria multifida (Dombey ex Cav.) Cav., Oenothera arequipensis Munz et I.M. Johnst., Palaua malvifolia Cav., Palaua rhombifolia Graham, Nolana humifusa (Gouan) I.M. Johnst., Nolana gayana (Gaudich.) Koch, Chenopodium petiolare Kunth y Tiquilia paronychioides (Phil.) A.T. Richardson. Entre las dunas, la presencia de rocas y cantos rodados brindan refugio a especies como: Plantago limensis Pers., Tillandsia recurvata (L.) L., Ephedra americana Humb. et Bonpl. ex Willd., Atriplex rotundifolia Dombey ex Moq. y Alternanthera truxillensis Kunth, además de las previamente mencionadas. Se registran también subarbustos de Tiquilia dichotoma (Ruiz et Pav.) Pers., que junto con H. pacalaensis, se encuentran formando y estabilizando las dunas a partir de los 350 m snm. Un total de 9 especies están restringidas a los arenales dentro de las que destacan especies de los géneros: Oenothera, Palaua, Cistanthe, Cristaria, Ephedra y Plantago. A lo largo de su gradiente altitudinal no se observan cambios que denoten mayor heterogeneidad en la composición vegetal de los arenales, el factor con mayor impacto en la diversidad para esta unidad de paisaje es la presencia de roquedales que permiten mayor acumulación de humedad; 2) piedemonte, los arenales se ven interrumpidos por la elevación de la montaña, donde existe una gran depresión que forma un espacio interdunal de hasta 20 m de altura. El piedemonte se constituye del ecotono entre las dunas y la montaña, con suelos arenosos que reciben sedimentos de las partes altas, así como material aluvial que se acumulan en la falda de la montaña. Estas características particulares hacen que las especies anuales puedan conservarse por más tiempo y vigor, incluso hasta inicios de la época seca, igualmente sirve de hábitat para arbustos y cactus de mayor tamaño que en la montaña. El piedemonte más extenso se encuentra en la base de la quebrada La Mina donde se encuentran depósitos aluviales de aproximadamente 7 ha entre 380 y 440 m snm. Aquí se establece un matorral disperso con arbustos como: Lycium boerhaviifolium L. f., Capparicordis crotonoides (Kunth) Iltis et Cornejo, Beautempsia avicennifolia (Kunth) Gaudich. y cactus: H. pacalaensis, Melocactus peruvianus Vaupel y Neoraimondia arequipensis (Meyen) Backeb, en menor proporción alberga Encelia canescens Lam., Trixis cacalioides (Kunth) D. Don. y Vachellia macracantha (Humb. et Bonpl. ex Willd.) Seigler et Ebinger. En época húmeda proliferan algunas herbáceas como N. humifusa, T. paronychioides, Exodeconus maritimus (Benth.) D’Arcy, Solanum arcanum Peralta, Fuertesimalva peruviana (L.) Fryxell, Eragrostis mexicana (Hornem.) Link y Chloris virgata Sw., entre las más importantes; 3) montaña, en los meses de invierno, las quebradas, laderas y paredes rocosas del cerro Ochiputur otorgan diversos hábitats para la mayor diversidad de especies, entre 450 y 750 m snm. Las primeras especies en emerger, gracias al ingreso de la niebla en junio, son hierbas perennes, de ciclo histeranto, con órganos de reserva como: Ismene amancaes (Ruiz et Pav.) Herb., Begonia geraniifolia Hook. y Oxalis megalorrhiza Jacq. A continuación, entre los meses de julio-agosto empiezan a florecer la mayor parte de las especies: Apodanthera ferreyrana Mart. Crov., Lycianthes lycioides (L.) Hassl., Valeriana pinnatifida Ruiz et Pav., Peperomia inaequalifolia Ruiz et Pav., Philoglossa purpureodisca H. Rob., Cremolobus chilensis (Lag. ex DC.) DC., Stellaria cuspidata Willd. ex D.F.K. Schltdl., Nicandra john-tyleriana S. Leiva et Pereyra, N. humifusa, entre las más relevantes. En las laderas occidentales se pueden observar poblaciones de Tillandsia latifolia y Puya ferruginea (Ruiz et Pav.) L.B. Sm., entre 500 y 700 m snm, que sirven como refugio para el desarrollo de hierbas perennes y arbustos caducifolios al prevenir la pérdida completa de agua en el suelo, con la llegada del verano. A partir de septiembre-octubre, se inicia la transición hacia la época seca, en esta etapa se puede observar principalmente la floración de Dicliptera peruviana (Lam.) Juss., Puya ferruginea (Ruiz et Pav.) L.B. Sm., Browallia truxillana S. Leiva, Florián et Tantalean y Euphorbia viridis (Klotzsch et Garcke) Boiss. Finalmente, en verano se advierte la floración de Stenomesson sp., V. macracantha, Baccharis spartea Benth., Ophryosporus peruvianus (J.F. Gmel.) R.M. King et H. Rob., C. crotonoides, Scutia spicata (Humb. et Bonpl. ex Schult.) Weberb.y T. cacalioides. La presencia de especies arbóreas de Tara spinosa (Molina) Britton et Rose y Capparidastrum petiolare (Kunth) Hutch. fueron excepcionales dentro del área, restringida en las partes altas de las quebradas por encima de 500 m snm, no excediendo los 5 individuos en conjunto, mientras que, V. macracantha es más común, pero su porte es mayormente arbustivo y solamente arbóreo en la cima de la montaña. En la cumbre, entre 750-1,000 m snm, se pueden observar especies más xerofíticas como M. peruvianus, B. avicennifolia, Wedelia calycina Rich., Verbesina saubinetioides S.F. Blake, H. pacalaensis y Lantana scabiosiflora Kunth, por ser un área menos húmeda debido a la pérdida de la cobertura nubosa provista por la capa de inversión térmica.
La especie Stenomesson flavum (Ruiz et Pav.) Herb. es característica del ecosistema de lomas y su floración en verano es usada como indicador del inicio de la temporada seca (Cuba-Melly y Meerow, 2021), ha sido reportada en diversas ocasiones para lomas de la región Lima (Lleellish et al., 2015; Madrid-Ibarra y Cabanillas-Rodríguez, 2020; Trinidad et al., 2012) y en menor cantidad para la región La Libertad (Leiva et al., 2014). No obstante, una minuciosa evaluación de muestras obtenidas en lomas de cerro Ochiputur y de otras lomas de la región La Libertad [N. Angulo 2052 (HUT!); A. Sagástegui, J. Mostacero et M. Diestra 11011 (HUT!); A. Sagástegui et J. Mostacero 11063 (HUT!) (F! barcode 1933650); M. Dillon, U. Molau et P. Matekaitis 2706 (F! barcode 1912889)] revela que se trata de una especie diferente. Stenomesson flavum presenta un escapo floral de entre 10 y 30 cm de largo, perigonio cilíndrico-tubular de color anaranjado amarillento, el paraperigonio o copa estaminal se encuentra libre (8 mm de largo), culminando en 6 dientes irregulares o bífidos (4 mm de largo) que se intercalan entre los estambres, mientras que Stenomesson sp.(fig. 3C), presenta un escapo de entre 10 y 70 cm de largo, un perigonio cilíndrico-campanulado de color anaranjado rojizo, una copa estaminal membranosa que se encuentra fusionada al perigonio, a excepción del ápice, culminando en 6 dientes truncos de borde irregular (1 mm de largo) que se intercalan entre los estambres. Las características mencionadas pertenecen a la sección Adnata, que incluyen a especies como Stenomesson gasteroides Ravenna, S. cuzcoense (Vargas) Ravennay S. weberbaueri (Vargas) Ravenna (Ravenna, 1988), lamentablemente las especies tipo del herbario personal de Pierfelice Ravenna están presuntamente destruidas (IPNI, 2023). Un aumento en el análisis de las poblaciones en estado silvestre y la tipificación de las especies de la sección Adnata permitirá determinar con mayor certeza a Stenomesson sp. Por la evidencia expuesta, se descarta la presencia de S. flavum para lomas de La Libertad y su distribución geográfica se mantiene para la región de Áncash y Lima (Leiva et al., 2008; Lleellish et al., 2015).
La especie Heliotropium corymbosum Ruiz et Pav. (fig. 4E) fue posicionada como sinónimo de H. arborescens L. por Johnston (1928), aún vigente en herbarios locales y bases de datos como Tropicos, POWO y WFO Plant List. No obstante, el epíteto H. corymbosum fue restablecido con base en la elección del epitipo de H. arborescens, originario de los Andes ecuatorianos, caracterizado por tener un estilo más corto o igual a la cabeza estigmática, un cáliz de lóbulos agudos, hojas más pequeñas con superficie rugosa y venación profundamente impresa, mientras que H. corymbosum, endémica del Perú, presenta un estilo del doble de largo que la cabeza estigmática y sépalos acuminados (Luebert et al., 2010). Más adelante, se incluyó el epíteto H. lanceolatum Ruiz et Pav.como sinónimo de H. corymbosum (Luebert y Hilger, 2014). Cabe destacar que aún falta una revisión más detallada de especies de los géneros Heliotropium y Euploca en ecosistemas áridos del Perú (com. pers. Federico Luebert).
Figura 3. Flora vascular de lomas de cerro Ochiputur parte I. A, Atriplex rotundifolia; B, Ismene amancaes; C, Stenomesson sp.; D, Peruviasclepias aliciae; E, Baccharis spartea (♀); F, Baccharis spartea (♂).
Commelina fasciculata y Commelina hispida fueron descritas por Ruiz y Pavón (1798) de 2 localidades pertenecientes a formaciones de lomas de las regiones de Lima y Arequipa, respectivamente. Ambas especies fueron tipificadas y reducidas a sinonimia de Commelina tuberosa L. por Hassemer (2018a, 2018b, 2019). Commelina tuberosa es una hierba perenne de hábito erecto a decumbente; hojas lanceoladas pubescentes a glabras; inflorescencia en cimas, flores con 3 sépalos hialinos y 3 pétalos deltados a semicirculares, subiguales, unguiculados en la base; estambres fértiles 3: los 2 laterales más largos con anteras oblongas, azules y el central, más corto con una antera sagitada, azul, ascendentes proximalmente; presenta estaminodios amarillos, cruciformes y un estilo filiforme de estigma capitado, curvado hacia arriba en la parte apical; su distribución va desde EUA hasta Argentina (Espejo-Serna et al., 2009; Hurrell et al., 2023).
Figura 4. Flora vascular de lomas de cerro Ochiputur parte II. A, Chionopappus benthamii; B, Ophryosporus peruvianus;C, Philoglossa purpureodisca;D, Euploca ferreyrae;E, Heliotropium corymbosum; F, Tiquillia dichotoma.
No obstante, después de analizar material turgente y herborizado de especímenes del área de estudio y otras formaciones de lomas del centro y sur del país, se debe resaltar que se diferencian de C. tuberosa por ser herbáceas decumbentes; con pétalos ovados de ápice obtuso; 3 estambres fértiles de subiguales, con anteras blancas y oblongas; estaminodios de 2 a 3, ovados, orbiculares o irregulares y un estilo filiforme de estigma trífido. Además, cabe destacar que esta sinonimia se basó en una circunscripción amplia de C. tuberosa propuesta por Hassemer (2018a), Hunt (1994) y Hunt y Arroyo-Leuenberger (2017), que exhibe un análisis morfológico del tamaño, forma e indumento de tallos, hojas y brácteas, sin incluir las características de flores y frutos, es por ello que Hassemer (2019) resalta la necesidad de un estudio morfológico comparativo de aspectos florales, semillas y cariología del grupo C. tuberosa en el continente americano. Por otro lado, el análisis morfológico a los especímenes de formaciones de lomas muestra que C. hispida y C. fasciculata se tratarían de la misma especie al presentar las mismas características en la parte vegetativa y estructura floral, diferenciado solamente por indumentos híspidos en la primera, la cual es una variabilidad común que se puede observar entre individuos de una misma población o de diferentes localidades.
Figura 5. Flora vascular de lomas de cerro Ochiputur parte III. A, Tiquilia paronychioides; B, Tillandsia purpurea; C, Haageocereus pacalaensis; D, Loxanthocereus trujilloensis; E, Opuntia quitensis; F, Valeriana pinnatifida.
Por lo tanto, se propone una sinonimia entre ambas especies. Por haber sido descritas simultáneamente y según el Art. 11.5, y la nota 3 del Art. 11 del código Shenzhen (Turland et al., 2018), se propone priorizar a C. fasciculata. Con base en un mayor uso académico, según la búsqueda de literatura científica indexada en Google Scholar, para ambos epítetos (23 de mayo de 2024), se muestran 134 resultados para C. fasciculata y 16 resultados para C. hispida, asimismo, porque la pubescencia en los indumentos, que van desde glabros hasta híspidos, es variable. Por las razones expuestas, se propone el restablecimiento de la especie Commelina fasciculata Ruiz y Pav. (fig. 6A).
Figura 6. Flora vascular de lomas de cerro Ochiputur parte IV. A, Commelina fasciculata; B, Apodanthera ferreyrana; C, Euphorbia sp.; D, Fuertesimalva chilensis; E, Palaua rhombifolia; F, Urocarpidium albiflorum.
Commelina fasciculata Ruiz et Pav., Fl. Peruv. 1: 44. 1798 – lectotipo (designado por Hassemer, 2018a): Perú. S.d., anónimo s.n. MA-810456! = Commelina hispida Ruiz et Pav., Fl. Peruv. 1: 43. 1798, syn. nov. – lectotipo (designado por Hassemer, 2018b): Perú. Arequipa: Camaná: s.d., H. Ruiz L. et J.A. Pavón J. MA- 810458! ≠ Commelina tuberosa L., Sp. Pl. 1: 41. 1753 – lectotipo (designado por Hunt, 1994) Mexico, s.d., anonymous s.n. LINN-65.8!
Figura 7. Flora vascular de lomas de cerro Ochiputur parte V. A, Oxalis megalorrhiza; B, Peperomia inaequalifolia; C, Paspalum racemosum; D, Monnina pterocarpa; E, Lycium boerhaviifolium; F, Solanum pennellii.
Identificación de impulsores de cambio y estado de conservación actual. Se registraron 7 impulsores de cambio (IC) en lomas de cerro Ochiputur: cambio de uso de suelo por agricultura industrializada, crecimiento demográfico y urbanización, perturbación por vehículos motorizados, contaminación por residuos sólidos, introducción de especies exóticas, turismo no planificado y debilidad en la gobernanza ambiental. El 100% de IC fueron reportados en los arenales. En dirección noroeste y sur de la montaña encontramos la presencia de agricultura industrializada irrigada por el canal del Proyecto Especial Chavimochic (PECH) II Etapa, donde se cultiva principalmente espárrago (Asparagus officinalis L.) protegido por cercos vivos de aromo africano (Vachellia karroo (Hayne) Banfi et Galasso).
Figura 8. Flora vascular de lomas de cerro Ochiputur parte VI. A, Nicandra john-tyleriana; B, Exodeconus maritimus; C, D, arenales; E, F, piedemonte/depósitos aluviales.
A partir del 2014 y con la ampliación de la frontera agrícola, se desplazó la presencia de comunidades de H. pacalaensis, T. latifolia y T. purpurea que se encontraban en las zonas bajas del arenal cercanas a la carretera (fig. 9F). En dirección suroeste se ha establecido un complejo urbano: Urbanización Sol de Trujillo, que continúa en expansión. Entre la planicie arenosa y las dunas se distinguen huellas de vehículos motorizados a causa del uso de cuatrimotos como medio recreativo sin ninguna restricción (fig. 9C).Los residuos sólidos son comunes cercanos a la carretera donde bolsas plásticas se encuentran atrapadas entre las espinas de los cactus (fig. 9D). De igual forma, se observan residuos en la montaña producto del turismo no planificado. Asimismo, se pudo registrar la introducción de la especie Opuntia ficus-indica (L.) Mill. entre los médanos y el piedemonte, sembradas de la partición de cladodios entre cantos rodados y con presencia de botellas plásticas vacías a su alrededor (fig. 9E); en los arenales, los individuos mostraban indicios de estrés hídrico, sin embargo, en el piedemonte se observaron individuos mejor establecidos, lo cual podría ser perjudicial para las poblaciones de la especie nativa Opuntia quitensis F.A.C.Weber.
Figura 9. Flora vascular de lomas de cerro Ochiputur parte VII. A, B, Montaña; C, uso de vehículos motorizados; D, acumulación de residuos sólidos; E, introducción de especies exóticas; F, agricultura en el desierto.
Lomas del cerro Ochiputur cuenta con un reconocimiento como Ecosistema Frágil, cuyos estatutos se rigen por el Decreto Supremo Núm. 007-2020-MINAGRI, no obstante, aún no se ha realizado la ficha técnica de actualización del área, debido a ello, todavía no tiene saneamiento físico-legal, ni está registrada dentro de la Superintendencia de Bienes Estatales hasta la fecha de elaboración del presente estudio. De igual manera, esta categoría de conservación no considera el establecimiento de una zona de amortiguamiento, ni una zonificación temática para el área. Los gobiernos regional y local no cuentan con información biológica ni ordenanzas que ayuden a perpetuar la conservación de este ecosistema. Lomas del cerro Ochiputur se encuentra mencionada brevemente en la Estrategia Regional de Diversidad Biológica de 1999 y 2019-2022, pero no cuenta con planes de manejo, señalización o un sistema de monitoreo y vigilancia. Es debido a ello, que se califica a la gobernanza ambiental para la conservación del área de estudio como débil.
Discusión
La flora vascular de lomas del cerro Ochiputur presenta una alta diversidad que hasta el momento se encontraba subvalorada. Corcuera (2017) y SERFOR (2018b) reportaron 34 y 12 spp., respectivamente, mientras que, el presente estudio obtiene un total de 134 spp. La diferencia se debe a un mayor esfuerzo de muestreo y a los registros encontrados en herbarios locales y virtuales. Estos hallazgos resaltan el importante rol que juegan los herbarios en la conservación de la diversidad biológica (Delves et al., 2023), así como para analizar su presencia, ya sea como novedades, introducción de especies exóticas, extinciones locales, o para evaluar la afectación de su desarrollo fenológico por variabilidad climática (Nualart et al., 2017; Williams et al., 2021). Se reporta una nueva localidad de registro para la especie Peruviasclepias aliciae (Morillo) Morillo (fig. 3D), un arbusto trepador endémico del Perú, cuya distribución es común en zonas áridas de las regiones de Áncash, Cajamarca, La Libertad y Piura (Morillo, 2015), aún se desconoce su importancia ecológica en estos ecosistemas. De igual manera, se reporta por primera vez para el Perú, la especie Gamochaeta subfalcata (Cabrera) Cabrera. [A. Sagástegui et A. López 9161 (HUT!)]. Colectada únicamente en febrero de 1983, un año ENSO positivo. El rango de distribución de esta especie va desde el sur de EUA hasta Sudamérica, con reportes últimamente en Chile y Ecuador, abarcando una gran cantidad de ecosistemas desde 150 hasta 4,100 m snm (Freire et al., 2016, 2022), por lo que su presencia en Perú, no sería inusual.
Lomas de cerro Ochiputur exhibe mayor diversidad de flora vascular que lomas de Ancón (36 spp.), Lomas de Carabayllo (102 spp.), lomas de Villa María del Triunfo (112 spp.) y lomas de Amancaes (51 spp.) (Cano et al., 2001; Trinidad et al., 2012), que actualmente constituyen el Área de Conservación Regional Sistema de Lomas de Lima. Solamente se encuentra detrás de lomas de Atiquipa (230 spp.) y lomas de Yuta (183 spp.) en la región Arequipa (Moat et al., 2021; Quipuscoa et al., 2016), lomas del cerro Campana (151 spp.) en la región de La Libertad (modificado de Leiva et al., 2014) y la Reserva Nacional de Lachay (266 spp.), lomas de Iguanil (166 spp.), y lomas de Asia (152 spp.) en la región de Lima (Arana, 2019), ocupando el séptimo lugar de composición de flora vascular en ecosistema de lomas a nivel nacional, según los estudios realizados hasta la fecha.
Cerca de 70% de la flora de lomas del cerro Ochiputur se comparte con la vertiente occidental de los Andes de la región La Libertad, a consecuencia de la presencia de especies en común como: A. ferreyrana, Tropaeolum minus L., Sida jatrophoides L’Hér., Monnina pterocarpa Ruiz et Pav., Leptoglossis schwenkioides Benth., N. arequipensis, Onoseris odorata (D. Don) Hook. et Arn., Chionopappus benthamii S.F. Blake, entre otras(Beltrán et al., 2017; Leiva et al., 2019). Las lomas del cerro Ochiputur se encuentran conectadas al matorral andino a través de la cuenca del río Carabamba, que se encuentra en su sotavento (MINAM, 2019), lo que podría evidenciar un corredor biológico entre el desierto y ecosistemas altoandinos de la región, cuyas poblaciones se conectan en eventos ENSO positivos como se observó en el año 2017, en concordancia con lo encontrado por Arana (2019), Galán-de Mera et al. (1997), Müller (1985), Rundel et al. (1991), Mostacero et al. (2007) en otras formaciones de lomas. Si bien el uso del análisis NDVI para exponer la cobertura vegetal en eventos ENSO positivos no es útil para la delimitación del ecosistema, por su impredecibilidad y periodicidad variable, resulta apropiado para destacar una vinculación entre el desierto y las vertientes occidentales de la cordillera de los Andes a través de su flora. A pesar de que existen numerosas expediciones botánicas en algunas localidades remotas del matorral andino de la región La Libertad, las publicaciones de estos resultados son aún exiguas y por ende nuestra comprensión sobre la conectividad entre estas áreas geográficas es incipiente.
Las formaciones de lomas han sido largamente consideradas como islas de vegetación (Dillon et al., 2003; Lleellish et al., 2015), brindándoles un aire de misticismo y singularidad dentro de la franja hiperárida del desierto sudamericano. La razón de este sobrenombre se debe a una articulación vertical que se encuentra interrumpida solamente por valles interandinos y humedales, formados por ríos de la cuenca hidrográfica del Pacífico, lo que les brinda a estos espacios una fragmentación, variabilidad florística y endemismos propios de cada localidad (Dillon et al., 2011; Ferreyra, 1983; Weberbauer,1945). Aun cuando este es el caso para algunas formaciones de lomas, como en Chile donde el desierto de Atacama forma una barrera ecogeográfica y el aislamiento ha generado un mayor grado de endemismo, en el sur de Perú las lomas y la precordillera exhiben un mayor nivel de conectividad (Ruhm et al., 2022), lo que se podría acentuar en el centro y norte debido a la aproximación entre la cordillera y el desierto. En consecuencia, lomas del cerro Ochiputur forma parte del grupo de lomas que tiene gran influencia andina, sin dejar de destacar que comparte especies de bosques secos de llanura como: C. crotonoides, B. avicennifolia, V. macracantha (La Torre-Cuadros y Linares-Palomino, 2008) y posee endemismos propios del desierto. En la actualidad, existen propuestas de clasificación para formaciones de lomas de acuerdo a su ubicación geográfica, altitud y composición florística; no obstante, no se ha logrado un consenso debido a la ausencia de información de línea base de un gran porcentaje de localidades (Arana, 2019; Whaley et al., 2019).
El ecosistema de lomas del cerro Ochiputur se encuentra conformado por 3 unidades del paisaje: arenales, piedemonte y montaña, que se encuentran vinculadas de manera indivisible y son influenciados de manera simultánea, mas no equitativa, por la humedad proveniente de la niebla oceánica en el invierno austral y episodios extraordinarios de lluvias provistos por la oscilación del sur El Niño (ENSO). Estas unidades del paisaje, comunes en biomas desérticos se distinguen entre sí por sus factores bióticos y abióticos, por lo que resulta necesario mantener un orden de escala temporal y espacial separado de la restricción de organización ecológica para que nos ayude a comprender mejor su funcionalidad y optimizar su gestión dentro del territorio (Whitford y Duval, 2020). La noción de la incorporación de arenales y piedemonte dentro del ecosistema de lomas se ha perdido en algunas localidades debido a que muchas de ellas han sufrido la disminución de estos espacios frente a la expansión de áreas urbanas, agricultura y otras actividades antrópicas (Cuba-Melly y Odar, 2018; Santa Cruz et al., 2020). Este concepto reducido sobre la conformación de lomas se ve reflejado en la falta de inclusión de los depósitos eólicos dentro del área reconocida como ecosistema frágil por el estado peruano. Siendo la costa, la región natural que aloja a 58% de la población del país, la pérdida de estos espacios podría continuar en aumento (Nieuwland y Mamani, 2017).
Los arenales son la unidad de paisaje con el mayor grado de endemismo y el más susceptible ante los impulsores de cambios identificados en el presente estudio. El agua es el principal agente limitante para el desarrollo de vida en el desierto debido a la cantidad y frecuencia de entrada al ecosistema, es por ello que las tasas de recuperación del suelo en estos biomas son procesos lentos, especialmente en suelos perturbados por actividades humanas que incrementan las probabilidades de desertificación (Belnap, 2003; Lovich y Bainbridge, 1999). Asimismo, los vehículos motorizados producen cambios en la textura y propiedades físicoquímicas del suelo ocasionando una reducción en la densidad, crecimiento y cobertura de la vegetación en los depósitos eólicos (Assaed et al., 2019; Wuerthner, 2020). En consecuencia, es necesario proteger los arenales y aplicar restricciones a la práctica de actividades recreativas y socio-económicas en estos ambientes.
El modelo pulso-reserva es utilizado para explicar cómo las precipitaciones extraordinarias de comportamiento impredecible pueden desencadenar un crecimiento exponencial de la vegetación en ambientes áridos, en el que una porción perece o es consumida, otras se conservan a través de semillas y algunas almacenan energía en raíces o tallos (Noy Meir, 1973; Whitford y Duval, 2020). El presente estudio da cuenta de este paradigma a través del análisis NDVI en imágenes Landsat 8 OLI/TIRS, donde se observa la ausencia de cobertura vegetal en el sistema de dunas entre el 2014 y 2016, mientras que, en abril de 2017 posterior a las precipitaciones por el evento ENSO positivo, se observa un aumento de la cobertura vegetal en los arenales, que se mantuvo en años consecutivos en la época húmeda, pero con menor extensión. Además, se evidencia que en algunos años se pierde la temporalidad por falta de humedad, igualmente, los patrones de distribución de la cobertura vegetal no son homogéneos, ni tienen la misma extensión, ello puede deberse a la variabilidad en las precipitaciones en el marco actual del cambio climático que representan una amenaza para estos ecosistemas (Sotomayor y Jiménez, 2008). La ocurrencia de este fenómeno excede los objetivos del presente proyecto, no obstante, a partir de estos resultados, será necesario incluir otras variables como: características físico-químicas del suelo, la posición de la capa de inversión térmica y la cantidad, y conectividad de las precipitaciones que son clave para entender la respuesta biológica ante aportes de agua al sistema desértico (Caramanica et al., 2018; Nano y Pavey, 2013; Reynolds et al., 2004).
La vegetación en los arenales no se puede observar en su totalidad con el análisis NDVI, inclusive reduciendo el valor del umbral a 0.10, lo que además disminuye la calidad del contraste entre las unidades del paisaje; estos resultados son compatibles con lo encontrado por Chávez et al. (2019) y Moat et al. (2021), por lo que se hace la recomendación de evaluar los arenales por separado. El trabajo de Moat et al. (2021) ejecutó un mapeo de ecosistemas de lomas y tillandsiales en Perú y Chile, usando imágenes satelitales MODIS y análisis NDVI, el cual tuvo resultados similares para la delimitación del ecosistema en la montaña. Sin embargo, solo se registró una pequeña fracción de la vegetación en arenales, la cual fue caracterizada como: “oasis de neblina efímeros que comprenden costras biológicas, prados de líquenes y hierbas que aparecen cada 5-30 años con una duración menor a una semana”, lo cual no es compatible con lo encontrado en el presente estudio. El desarrollo de herbáceas y subarbustos en época húmeda, puede ser anual o interanual, con una cobertura variable, altamente dependiente de las condiciones meteorológicas, tiene una duración de entre 1 y 3 meses y llega a su máxima expresión cuando ocurren eventos ENSO positivos. La incompatibilidad de los resultados puede tener como causal que la resolución espacial de las imágenes MODIS es más baja (250 × 250 m) y a la falta de muestreo en campo, por consiguiente, se recomienda que la teledetección y el análisis NDVI sirvan siempre como un complemento del muestreo de campo para delimitar ecosistemas áridos.
Lomas del cerro Ochiputur cuenta con una categorización de ecosistema frágil desde el año 2018, a pesar de ello, como área prioritaria para la conservación de la biodiversidad ha pasado desapercibida y hoy se encuentra vulnerable ante los impactos de actividades socioeconómicas y expansión urbana. En virtud de su conservación, esperamos que la actualización de su línea base de flora vascular sea un incentivo para tomar medidas para preservar esta área natural y se considera fundamental continuar con el relevamiento de línea base de otras lomas de la región de La Libertad, cuyo conocimiento es aún incipiente. Asimismo, es perentorio incluir a los arenales dentro del área de conservación por su alto grado de endemismo, su baja resiliencia y su vulnerabilidad ante actividades humanas. El presente estudio propone un modelo de trabajo para la identificación y delimitación del ecosistema desértico de lomas que inicia con el mapeo del área a través de la teledetección, el cual permite obtener localidades probables de lomas y una extensión provisional de la cobertura vegetal para el ecosistema, que luego necesita ser complementado con muestreo de campo y la revisión de registros históricos en herbario, e incluye la identificación de impulsores de cambio que puedan ser perjudiciales para el futuro del área. La unificación de estos datos permitirá la priorización de localidades con base en su estado de conservación actual y mejorará la gestión de diversidad biológica de estos ecosistemas. Por último, se enfatiza la necesidad de evaluar conceptualmente la definición de lomas en espacios político-normativos, teniendo en cuenta su límite altitudinal, su posición geográfica, su composición florística, su conexión con ecosistemas altoandinos y las unidades del paisaje que conforman el ecosistema.
Agradecimientos
A Eric Rodríguez y al Herbarium Truxillense (HUT) por su atención y acceso a las colecciones del herbario. A Hamilton Beltrán y Juan José Alegría por su ayuda en la identificación de especies de las familias Asteraceae y Poaceae, respectivamente. A Jael Odar Tavara por su apoyo en las colectas de campo. A Boris Esquerre Ibáñez y Agostina B. Sassone por sus valiosos comentarios para la versión final del manuscrito. A Gustavo Hassemer y Federico Luebert por sus preciadas observaciones para las notas taxonómicas. A Víctor Corcuera Cueva por sus constantes esfuerzos para generar información y promover la conservación del cerro Ochiputur. Esta publicación está dedicada a la memoria de Nicolás Angulo Espino, médico cirujano de profesión, botánico, catedrático y fundador del Herbarium Truxillense (HUT), cuyos registros en lomas de cerro Ochiputur han servido de insumo para el presente trabajo. Su gran aporte a la botánica y a la formación de profesionales trascienden hasta la actualidad.
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a Universidad Autónoma de Nuevo León, Facultad de Ciencias Biológicas, Avenida Universidad s/n, Ciudad Universitaria, 66455 San Nicolás de los Garza, Nuevo León, Mexico
b Universidad Juárez del Estado de Durango, Facultad de Ciencias Biológicas, Centro de Estudios Ecológicos, Avenida Universidad s/n, Fraccionamiento Filadelfia, 35010 Gómez Palacio, Durango, Mexico
c Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, S.C., Calle IPN 195, 23096 La Paz, Baja California Sur, Mexico
d American Museum of Natural History, Division of Invertebrate Zoology, Central Park West @79th St., New York, NY 10024, USA
e Hofstra University, Department of Biology, 114 Hofstra University, Hempstead, NY 11549, USA
f Unidad de Educación Media Superior Tecnológica Agropecuaria y Ciencias del Mar, CBTA-198, kilómetro 25.5 carretera Ensenada – La Paz, 22790 Ensenada, Baja California, Mexico
*Corresponding author: almaeda04@cibnor.mx (A.M. Maeda-Martínez)
Received: 18 April 2024; accepted: 22 October 2024
As part of a research project on the taxonomy of the woodlice (Oniscidea) of northern Mexico, isopod collections of Mexican academic institutions were examined. For the first time, the main diagnostic morphological traits of 4 native species are documented using SEM micrographs: Alloniscus mirabilis (Stuxberg, 1875) (Alloniscidae) and Littorophiloscia richardsonae (Holmes & Gay, 1909) (Halophilosciidae) from the northern Pacific coast of Baja California, Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) (Armadillidae) from northern central Durango, which is also the first record of this species in Mexico, and Porcellio virgatus (Budde-Lund, 1885) (Porcellionidae) from the northeastern states of Nuevo León and Tamaulipas. The first 2 COI haplotypes (mtDNA) for P. virgatus are reported. Bayesian phylogenetic analysis of COI haplotypes placed P. virgatus in a clade with a Porcellio dilatatus haplotype with high support, forming a group with Porcellio scaber.
Keywords: Alloniscidae; Armadillidae; Halophilosciidae; Porcellionidae; Systematics; Taxonomy
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
Como parte de un proyecto de investigación sobre taxonomía de las cochinillas (Oniscidea) del norte de México se revisaron colecciones de isópodos en instituciones académicas mexicanas. En este trabajo presentamos una relación taxonómica de 4 especies nativas del norte de México y se documentan por primera vez sus características diagnósticas morfológicas principales con micrografías de MEB: Alloniscus mirabilis (Stuxberg, 1875) (Alloniscidae) y Littorophiloscia richardsonae (Holmes y Gay, 1909) (Halophilosciidae) de la costa norte del Pacífico de Baja California, Venezillo apacheus (Mulaik en Mulaik y Mulaik, 1942) (Armadillidae) de Durango, lo cual representa el primer registro de la especie en México, y Porcellio virgatus (Budde-Lund, 1885) (Porcellionidae) de los estados norteños de Nuevo León y Tamaulipas. Reportamos los primeros haplotipos de COI (ADNmt) para P. virgatus. El análisis filogenético Bayesiano de haplotipos COI colocó a P. virgatus en un clado con Porcellio dilatatus con alto soporte formando un grupo con Porcellio scaber.
Palabras clave: Alloniscidae; Armadillidae; Halophilosciidae; Porcellionidae; Sistemática; Taxonomía
Introduction
The Oniscidea (Crustacea: Isopoda) from Mexico have received little attention (Souza-Kury, 2000). The last taxonomic revision of terrestrial isopods from this country was published 64 years ago by Mulaik (1960). Jass and Klausmeier (2004) concluded that 86 oniscidean species belonging to 33 genera and 16 families have been recorded in Mexico; 10 of them are considered as exotic species (Garthwaite & Sassaman, 1985; Garthwaite et al., 1995; Mulaik, 1960; Rodríguez-Almaraz et al., 2014; Segura-Zarzosa et al., 2020; Souza-Kury, 2000; Treviño-Flores & Rodríguez-Almaraz, 2012). For the northern part of Mexico (including the states of Aguascalientes, Baja California, Baja California Sur, Chihuahua, Coahuila, Durango, Guanajuato, Jalisco, Nayarit, Nuevo León, San Luis Potosí, Sinaloa, Sonora, Tamaulipas, and Zacatecas) 7 exotic species and only 28 native species have been recorded in this region (Jass & Klausmeier, 2004; Rodríguez-Almaraz et al., 2014; Segura-Zarzosa et al., 2020, 2022). Surprisingly, states with large geographic areas like Chihuahua, Durango, Guanajuato and Zacatecas do not have any native species registered (Jass & Klausmeier, 2004). As part of a research project on the taxonomy of the oniscideans of northern Mexico, we examined 258 isopod collection lots deposited in 4 academic institutions, from which 11 species, belonging to 8 genera and 5 families, were identified. Out of 1,820 specimens, 1,417 belong to 6 exotic species (see Segura-Zarzosa et al., 2020), and 160 specimens belong to 5 native species. The remaining 243 specimens are still under study. The first native species reported from this study, Venezillo stuckchensis (Mulaik, 1960), is endemic to the Baja California Peninsula, and was already redescribed (Segura-Zarzosa et al., 2022). In the present work we give a taxonomic account of 4 native species: Alloniscus mirabilis (Stuxberg, 1875) (Alloniscidae) and Littorophiloscia richardsonae (Holmes & Gay, 1909) (Halophilosciidae) from the northern Pacific coast of Baja California, and Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) (Armadillidae) from Durango, which represents the first record of the species in Mexico. After examination and analysis of molecular data and morphological characteristics, we agree with Schultz’s (1975, 1977, 1982) placement of Porcellionides virgatus (Budde-Lund, 1885) in the genus Porcellio Latreille, 1804. Thus, we report the fourth species, Porcellio virgatus (Budde-Lund, 1885) (Porcellionidae) from the northeastern states of Nuevo León and Tamaulipas with its first 2 identified COI haplotypes (mtDNA).
Materials and methods
The material examined is deposited in 2 scientific collections housed in the Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad Juárez del Estado de Durango (UJED), Gómez Palacio, Durango, and Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, S.C. (CIB), La Paz, Baja California Sur. Only adult specimens were examined and sorted by morphotypes according to the general shape of the cephalothorax, second antennae, pereon, pleon, uropods and pleotelson. Specimens of each morphotype were differentiated as males and females based on sexual dimorphism (Schmidt, 2002). Specimens were examined with a stereomicroscope and a digital caliper (Mitutoyo 700-113, Kawasaki, Japan) was used to record their total lengths (TL). The identity of the material examined was established following morphological descriptions published by Stuxberg (1875), Budde-Lund (1885), Holmes and Gay (1909), Van Name (1936, 1942), Mulaik and Mulaik (1942), Mulaik (1960), Schultz (1975, 1984), and Taiti and Ferrara (1986). The type material of Venezillo apacheus deposited in the Division of Invertebrates, American Museum of Natural History (AMNH) was also examined. Representative specimens of each species were prepared for SEM examination. They were dissected and dehydrated individually in 100% ethanol baths for 24 h and critical-point dried (Samdri-PVT-3B, Tousimis, Rockville, MD, USA), sputter coated with gold (desk II, Denton Vacuum, Moorestown, NJ, USA), and analyzed with a scanning electron microscope (Hitachi S-300N), at CIB.
Table 1
GenBank accession number and origin of COI sequences of Porcellionidae species used in the genetic distance and phylogenetic analyses.
Species | GenBank | Origin |
Porcellio virgatus (Tamaulipas) | OK376217 | Mexico |
P. virgatus (Nuevo León) | OK376218 | Mexico |
P. dilatatus | KJ814238 | Brazil |
P. scaber | LC126629 | Japan |
P. scaber | MF748307 | Canada |
P. scaber | LC126628 | Japan |
P. spinicornis | MF748236 | Canada |
P. laevis | FN824121 | Italy |
P. laevis | MN689275 | Mexico |
P. laevis | KJ814239 | Brazil |
Porcellionides pruinosus | EU364627 | Australia |
P. pruinosus | MN689284 | Mexico |
P. pruinosus | MW449533 | Egypt |
P. myrmecophilus | FN824129 | Italy |
P. myrmecophilus | FN824131 | Italy |
The classification and order of the families follow Ahyong et al. (2011). The assignation of the species to their respective genera and families follows Schmalfuss and Wolf-Schwenninger (2002), Schmalfuss (2003) and Schmidt and Leistikow (2004). As we mentioned above, we agree with Schultz’s (1975) placement of Porcellionides virgatus in the genus Porcellio. Citations of authorship for species described in Mulaik and Mulaik (1942) are given as “Mulaik in Mulaik and Mulaik, 1942”, rather than “Mulaik and Mulaik, 1942” as is usually seen in publications (e.g., Schmalfuss, 2003; Schultz, 1965). This is because all species in the 1942 paper are listed as being described by “Mulaik” alone, although with no indication of which Mulaik (Stanley or Dorothea) should be so credited.
The taxonomic account includes: name, author, and year of description of the family, genus, species, species synonymy (restricted to Mexican material, except for V. apacheus and P. virgatus where a complete synonymy is provided), diagnosis, and a taxonomic summary including the type locality, distribution in Mexico, general distribution, material examined, and remarks on the material examined. The diagnoses of the species are mainly based on the publications of several authors, which are indicated in each corresponding species account, and are updated according to morphological variations found in the material examined. Types of habitus are based on the eco-morphological categories proposed by Schmalfuss (1984). For each species we present their main diagnostic morphological traits using SEM micrographs. The anatomical terminology used in this work is according to Schmidt (2002, 2003). The section of examined material is organized by state, site, geographical coordinates, collection date, collector’s name, number of males and females examined (with TL range, mean ± 1 sd, between brackets), and catalog code.
Attempts to obtain DNA from specimens of A. mirabilis, L. richardsonae, and P. virgatus were carried out, but useful genetic material was obtained only from specimens of the latter species, from 2 different localities. Genomic DNA was isolated from pereopods using the Gentra Puregene kit (Qiagen). Fragments of COI were amplified with primers 22F (modified primer of LCO1490) (CAA CAA ATC ATA AAG ATA TTG GAA C) and HCO2198 by adopting the cycling conditions of Tizol-Correa et al. (2009). The sequences were edited in DNA Baser 4.5 (www.dnabaser.com) and aligned in Clustal X (Thompson et al., 1997). Genetic distances (uncorrected p-distance) between the 2 P. virgatus sequences and also among the sequences of the porcellionids used in this study (Table 1) were determined in MEGA X (Kumar et al., 2018). The best nucleotide substitution model determined in jModeltest 2.1.10 (Darriba et al., 2012; Guindon & Gascuel, 2003) was used in the Bayesian phylogenetic analysis with MrBayes v3.2 (Ronquist et al., 2012). COI sequences of other species of Porcellionidae were obtained from GenBank (Table 1). The phylogenetic analysis was run for 10 million generations and a consensus tree was generated after eliminating 0.25 of the trees generated during the analysis. The consensus tree was viewed using the program FigTree v1.4.3.
Results
Descriptions
Order Isopoda Latreille, 1817
Suborder Oniscidea Latreille, 1802
Alloniscidae Schmidt, 2003
Alloniscus Dana, 1854
Alloniscus mirabilis (Stuxberg, 1875)
(Fig. 1A-N)
Rhinoryctes mirabilis Stuxberg, 1875, 51-55 (original description).
Alloniscus mirabilis (Stuxberg, 1875).- Schultz, 1984, 155-160; Schmalfuss, 2003, 10; Jass and Klausmeier, 2004, 4, 6, 18.
For a more comprehensive synonymy see Schultz (1984).
Diagnosis. Habitus type runner. Pleon not narrower than pereon. Dorsal surface covered by small tubercles with triangular setae or scales (Fig. 1A, B, M, N). Cephalothorax approximately 1.3 times as wide as long (Fig. 1A, B); frontal shield (lamina frontalis) with medial prominent quadrangular process (Fig. 1B, D); lateral lobes large and conical (Fig. 1B, D). Compound eyes on sides of cephalothorax, each with 17-20 ommatidia (Fig. 1B, C). First antennae 3-jointed, distal article with subapical and apical aesthetascs, basal article longest and broadest (Fig. 1E). Second antennae not reaching pereon-tergite 3 (Fig. 1A), first article short, second approximately 2 times as long as first (Fig. 1A, D), third and fourth subequal, each a little longer than second, fifth approximately 1.5 times longer than fourth (Fig. 1A, F); flagellum 3-jointed, first article little longer than second, third article lanceolate with apical cone, approximately 1.5 times longer than second; complete flagellum approximately 1.2 times longer than fifth article (Fig. 1F, G). Pereon with pereon-tergite 1 approximately 1.5 longer than rest, which are subequal in size (Fig. 1A), proximal-lateral angles produced forward to surround cephalothorax (Fig. 1A, D) up to anterior margin of compound eyes (Fig. 1A, C), pereon-tergites 1-3 with rounded posterolateral margins, pereon-tergites 4-7 produced posteriorly (Fig. 1A), pereopod 1 with transversal antennal brush composed of groove covered by fringed scales on anterior (frontal) side of carpus (Fig. 1H, I), pereopods 1-3 of male with brush of long setae on ventral side of carpus and merus (Fig. 1H), pereopod 7 with pattern of setae similar in males and females (Fig. 1J). Pleon with pleon-tergites 1 and 2 with lateral parts undeveloped, covered at sides by pereon-tergite 7, pleon-tergites 3-5 broadly expanded laterally, lateral margins forming continuous line with lateral margins of pereon-tergites (Fig. 1K, M), pleopod 1 endopodite (copulatory appendage) elongated with tip slightly divergent (Fig. 1K). Pleotelson (pleon-tergite 6) triangular, of same length or shorter than posterior margins of pleon-tergite 5 (Fig. 1M, N), uropod sympodites with wide lobed posterolateral margins, endopodites inserted in internal margin of sympodites bearing group of long setae on apex, exopodites lanceolate (Fig. 1L, N). Sources: Stuxberg (1875) and Schultz (1984).
Taxonomic summary
Type locality. San Pedro, Los Angeles, California, USA (Schultz, 1984; Stuxberg, 1875).
Distribution in Mexico. Only in northwestern Mexico on the Pacific coast of Baja California Sur in Bahía Magdalena, and in Baja California in Isla Cedros (Schultz, 1984), and Bahía San Quintín (this study).
General distribution. From Pacific Grove, Monterey, California, USA in the north, to Bahía Magdalena, Baja California Sur, Mexico in the south (Jass & Klausmeier, 2004; Schultz, 1984).
Material examined. Bahía Falsa, San Quintín, Baja California, Mexico (30°27’14.34” N, 116°00’06.50” W), on a sand beach, 02-12-2006, coll. A. Maeda, 1 male (8.8 mm), 5 females (8.1-9.7, x 8.8 ± 0.63 s.d. mm TL) (CIB-41B).
Remarks
As reported by Stuxberg (1875) for the A. mirabilis type specimens from California, the color of the dorsal side of alcohol-fixed specimens examined exhibited a light brown color with a dorsal medial dark line and lateral light and dark spots. Schultz (1984) reported A. mirabilis from Oxnard, California with 12-13 ommatidia, while our specimens have 17-20 ommatidia.
Armadillidae Brandt in Brandt and Ratzeburg, 1831
Venezillo Verhoeff, 1928
Venezillo apacheus (Mulaik, 1942 in Mulaik & Mulaik, 1942)
(Figs. 2-8)
Cubaris apacheus Mulaik, 1942 in Mulaik and Mulaik, 1942, 8-9 (original description).
Cubaris apachea Mulaik, 1942.- Van Name, 1942, 313.
Cubaris apacheus Mulaik, 1941 [sic].- Mulaik and Mulaik, 1943, 9.
Venezillo (Venezillo) apacheus (Mul.).- Arcangeli, 1957, 119.
Cubaris apacheus Mulaik and Mulaik, 1942.- Boyko, 1997, 7-8.
Venezillo apacheus (Mulaik, 1942).- Leistikow and Wägele, 1999, 46.
Venezillo apacheus (Mulaik & Mulaik, 1942).- Schmalfuss, 2003, 285.
Figure 1. SEM micrographs of adult male Alloniscus mirabilis (Stuxberg, 1875) from Bahía Falsa, San Quintín, Baja California, Mexico. A, Cephalothorax, second antenna and pereon-tergites in dorsal view; B, cephalothorax in dorsal view; C, left compound eye with ommatidia in lateral view; D, cephalothorax in anteroventral view; E, left first antenna in lateral view; F, left second antenna in ventral view; G, flagellum of left second antenna in ventral view; H, left pereopod 1 in medial view; I, carpal brush of left pereopod 1 in medial view; J, left pereopod 7 in medial view (central appendage in the micrograph); K, pleopods 1-5, endopodites (copulatory appendages) of pleopods 1, uropod sympodites with endopodites and exopodites; L, uropod sympodites with endopodites and exopodites in ventral view; M, pleon-tergites 1-5, triangular pleotelson and uropod sympodites with exopodites in dorsal view; N, pleon-tergite 5, and triangular pleotelson with uropod sympodites and exopodites in dorsal view. Scale bars: A = 3 mm; B = 500 μm; C, G = 300 μm; D, F, H, J, K, L, N = 1 mm; E = 100 μm; I = 200 μm; M = 2 mm.
Figure 2. Adults of Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Gómez Palacio, Durango, Mexico. A, C-F are SEM micrographs; B is a stereo light microscope micrograph. A, Habitus of male in right lateral view; B, habitus of female in left lateral view; C, habitus of male in ventral view; D, cephalothorax and pereon-tergite 1 of male in right anterolateral view; E, external surface of frontal shield of male covered by semi-curved scales with scattered tricorn scales; F, external surface of vertex of cephalothorax of male covered by semi-curved scales with scattered tricorn scales. Scale bars: A-C = 2 mm; D = 1 mm; E = 100 μm; F = 200 μm.
Diagnosis. Habitus type endoantennal conglobator (Fig. 2A, B). Color pale yellowish (alcohol preserved specimens). Dorsal surface with scales and tricorn process inserted in diverse positions (Figs. 2E, F; 3E; 7E, F). Cephalothorax approximately 1/3 longer than wide (Fig. 2A-D); frontal shield (lamina frontalis) with proximal lateral antennal lobes for holding proximal portion of second antenna during conglobation (Fig. 2D), posterior margin expanded, remaining a groove behind frontal shield (Figs. 2B, D; 3A). Compound eyes on sides of cephalothorax, each with 8-9 ommatidia in 2 rows (Fig. 3A-D).
Figure 3. SEM micrographs of adult Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Gómez Palacio, Durango, Mexico. A, Cephalothorax and pereon-tergite 1 of male in lateral view showing ommatidia of the complex eye; B, left complex eye of male in anterolateral view showing ommatidia; C, right eye of female in lateral view showing ommatidia; D, left eye of female in lateral view; E, frontal shield of male in dorsal view covered with semicircular scales and tricorn scales; F, third article of right first antenna of male with aesthestascs. Scale bars: A, B = 500 µm; C, D, F = 300 µm; E = 100 µm.
First antenna 3-jointed with 13 aesthetascs on distal article (Figs. 2F; 4A), basal article wide and subequal in length as terminal one (Fig. 3A). Second antennae with first article short, second approximately 2 times as long as first, third subequal to second, fourth 1.5 times longer than third, fifth approximately 1.3-1.5 times longer than fourth (Fig. 4B); flagellum 2-jointed, distal article lanceolate, 3 times longer than first, complete flagellum approximately 2/3 of fifth antennal article (Fig. 4B, C). Right and left mandibles with similar pars incisive, lacinia mobilis, and pars molaris (Fig. 5A-D); lateral side of mandibles covered by semi-curved scales with some acute scales (Fig. 5B), pars incisive with 3 round projections, central one largest (Fig. 5C), lacinia mobilis with basal setose lobe (Fig. 5D); second maxilla membranous, laminate, inner lobe smaller, covered by abundant short setae, outer lobe wide, rounded, covered by pubescence; maxilliped palp with 3 articles (Fig. 5E, F). Pereon with pereon-tergite 1 with notch (schisma) along epimeron (Fig. 6A) into which anterior corner of pereon-tergite 2 epimeron fits when animal conglobates; pereon-tergite 2 with large digitiform lobe on anterior ventral side (Fig. 6B); pereon-tergites 3-5 with rounded epimeron (Fig. 2A, B); pereopod 1 with antennal brush composed of groove covered by transversal scales on anterior (frontal) side of carpus, inner side of merus, carpus and propodus with spines; sternite 7 with medial process apically bilobate, covering proximal portion of genital papilla (Fig. 6E, F). Pleon with pleon-tergites (pleon-segments) 1-2 with lateral parts undeveloped and covered at sides by pereon-tergite 7 (Fig. 2A, B); pleon-tergites 3-5 broadly expanded laterally, lateral margins forming continuous line with lateral margins of pereon-tergites (Fig. 2A, B); male genital papilla with lanceolate ventral shield (Fig. 6F); pleopod 1 endopodite (copulatory appendage) elongated with acute apex (Fig. 7A). Pleotelson wide at base, becoming constricted approximately at 3/4 of length, then expanding to truncate caudal margin, dorsomedial surface slightly raised, some specimens with line (somewhat keeled) (Fig. 7A-C); uropod sympodites (uropod protopodites) enlarged and flattened (Fig. 7C), filling space between caudal side of pleon-tergites 5 and lateral side of pleotelson (Fig. 7C, D), exopodites conical and small, inserted on notch in medial margin of sympodites (Fig. 7C, D), endopodites oblong, flat, covered by scales and setae, base covered by basal plate of uropodal sympodite (Fig. 8A-D). Sources: Mulaik in Mulaik and Mulaik (1942) and Van Name (1942).
Taxonomic summary
Type locality. Alice, Brooks County, Texas, USA (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942).
Type material examined. Holotype male (AMNH 17515) and allotype female (AMNH 17516) with the original label: “Cubaris apacheus M&M, Alice, Brooks Co., Texas, Dec 1939 S-D Mulaik.” Holotype (damaged), ca. 7 mm TL, allotype (partially conglobated), ca. 5 mm TL. Paratypes (AMNH 17517) with the original label: “Cubaris apacheus M&M, Alice, Brooks Co., Texas, Dec 1939 S-D Mulaik.” 12 specimens intact, partly conglobated, mixture of males and females (ca. 4.5-6.5 mm TL), and fragments of 5 specimens.
Figure 4. SEM micrographs of adult Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Gómez Palacio, Durango, Mexico. A, Left first antenna of male in lateral view; B, right second antenna of female in dorsal view; C, flagellum of right second antenna of female in dorsal view; D, apex of distal article of flagellum of right second antenna of female in dorsal view; E, labrum and clypeus of male in anteroventral view; F, clypeus and frontal shield of female in anterior view. Scale bars: A = 100 µm; B = 500 µm; C = 200 µm; D = 50 µm; E, F = 300 µm.
Mexican material examined. Gómez Palacio, Durango, Mexico, 23-06-1994, coll. A. Bedolla, 1 male (7.0 mm TL), 2 females (7.6-9.7 mm TL) from the garden of a house (UJED-09).
Distribution in Mexico. Known only from Gómez Palacio, Durango. This is the first record of the species in Mexico, and the first record of a native oniscidean species in the state of Durango.
General distribution. Known from Alice, Kerville, Laredo (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942), and Jim Wells County (Mulaik & Mulaik, 1943), Texas, USA, and Durango, Mexico.
Remarks
The type material examined fits well the description published by Mulaik in Mulaik and Mulaik (1942). The only difference noted between the type material and the Mexican specimens is that the fifth article of the second antenna is approximately 1.3 times longer than the fourth article in the type specimens, while in the Mexican specimens it is approximately 1.5 times longer than the fourth article (Fig. 4B). According to Mulaik in Mulaik and Mulaik (1942) the most similar species to V. apacheus is V. chamberlini (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942), a oniscidean from Edinburg, Hidalgo County, Texas, USA, that can be differentiated by having 6 ommatidia, pleon-tergite 5 posterior margins visible in dorsal view, and the inner border of the epimeral schisma not visible in lateral view.
Figure 5. SEM micrographs of female Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Gómez Palacio, Durango, Mexico. A, Left mandible in posterior view; B, left mandible in anterior view; C, pars incisus and lacinia mobilis of left mandible, from A; D, pars incisus, lacinia mobilis, and pars molaris of left mandible, from B; E, left maxilliped in anteroventral view; F, left maxilliped palp with 3 articles in anteroventral view. Scale bars: A, B, E = 500 µm; C, F = 100 µm; D = 200 µm.
Halophilosciidae Verhoeff, 1908 (cf. Schmidt, 2003; Schmidt & Leistikow, 2004)
Littorophiloscia Hatch, 1947
Littorophiloscia richardsonae (Holmes & Gay, 1909)
(Fig. 9A-N)
Philoscia richardsonae Holmes and Gay, 1909, 378-379 (original description).
Philoscia richardsonae Holmes and Gay, 1909.- Mulaik, 1960, 158.
Littorophiloscia richardsonae (Holmes & Gay, 1909).- Leistikow and Wägele, 1999, 18; Souza-Kury, 2000, 245; Schmalfuss, 2003, 133; Jass and Klausmeier, 2004, 3, 10; Taiti and Ferrara, 1986, 1350-1354.
For a more comprehensive synonymy see Taiti and Ferrara (1986).
Diagnosis. Habitus type runner (Fig. 9A). Pleon abruptly narrower than pereon. Color brownish with spots on dorsal and ventral sides of body, pereon-tergites with 3 longitudinal dark lines, 1 medial and 2 lateral. Dorsal surface with short minute scale-spines, margins with line of small spines (Fig. 9B). Cephalothorax 2 times as wide as long (Fig. 9B), vertex convex (Fig. 9D), frontal shield prominent, rounded with posteromedial border concave (supra-antennal line) (Fig. 9D), lateral lobes small, subtriangular (Fig. 9B). Compound eyes at anterolateral sides of cephalothorax, each with 12-15 ommatidia (Fig. 9C). First antennae 3-joined with aesthetascs on distal article, basal article longest, broadest (Fig. 9E). Second antennae long, approximately 1/2 of total length, first article short, second and third 2 times as long as first, fourth 2 times longer than third, fifth 1.5 times longer than fourth (Fig. 9F); flagellum 3-joined, first and third articles subequal, slightly longer than second (Fig. 9G). Pereon with pereon-tergite 1 broadest (Fig. 9A), pereon-tergites 3-7 with rectangular lateral borders, pereopod 1 antennal brush with transversal scales on anterior (frontal) side of carpus (Fig. 9H, I). Pleon with pleon-tergites 3-5 posterolateral margins strongly produced and curved backwards, margins with line of small scale-spines (Fig. 9J, M); male pleopod 1 endopodite (copulatory appendage) elongated with acute apex (Fig. 9J); pleopods 1-5 with triangular exopodites (Fig. 9J). Pleotelson triangular with rounded tip and concave lateral borders, margins with line of small scale-spines (Fig. 9M, N); uropod sympodites as long as wide, complete structure of endopodites approximately 2/3 as long as exopodites, in dorsal view endopodites approximately 1/3 as long as exopodites, with long apical setae, inserted in sympodites before exopodites, exopodites long, subconical, lateral margin nearly straight, medial margin somewhat convex (Fig. 9J, L). Sources: Holmes and Gay (1909), Van Name (1936) and Taiti and Ferrara (1986).
Figure 6. SEM micrographs of male Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Gómez Palacio, Durango, Mexico. A, Cephalothorax and pereon-tergite 1 with notch (schisma) along epimeron, pereon-tergite 2 with large digitiform lobe on anterior ventral side; B, lateral margins of pereon-tergites 1-4, and left pereopod 2 in ventral view; C, left pereopod 1 in anterior view; D, propodus and dactylus of left pereopod 1 in anterior view; E, sternite 7 with medial bilobate process covering proximal portion of genital papilla in posteroventral view; F, genital papilla with lanceolate ventral shield in posteroventral view. Scale bars: A = 1 mm; B, C = 500 µm; D-F = 200 µm.
Taxonomic summary
Type locality. San Diego, California, USA (Holmes & Gay, 1909).
Material examined. Bahía Falsa, San Quintín, Baja California (30°27’14.34” N, 116°00’06.50” W), on a sand beach, 02-12-2006, coll. A. Maeda, 8 males (4.8-8.3 mm, x 6.9 ± 1.02 s.d. mm TL), 10 females (4.7-8.0 mm, x 6.6 ± 0.94 s.d. mm TL) (CIB-42B).
Distribution in Mexico. Isla Cedros, Baja California (Mulaik, 1960; Taiti & Ferrara, 1986), and Bahía Falsa, San Quintín, Baja California, a new locality record for the species.
General distribution. From northwestern Mexico to Vancouver Island, Canada (Garthwaite et al., 1985; Schmalfuss, 2003; Taiti & Ferrara, 1986).
Figure 7. Adults of Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Gómez Palacio, Durango, Mexico. A, C, D-F are SEM micrographs; B, is a stereo light microscope micrograph. A, Pleon-tergites 3-5, pleotelson and uropod sympodites of male in posterior view; B, pleon-tergites 1-5, pleotelson and uropod sympodites of male in posterodorsal view; C, pleotelson and uropod sympodites with exopodites of female in posterior view; D, left uropod exopodite in sympodite from C; E, dorsal surface of female pleotelson; F, dorsal surface of pleotelson with semicircular scales and tricorn scales from E. Scale bars: A, C = 500 µm; D = 300 µm; E = 100 µm; F = 50 µm.
Remarks
Taiti and Ferrara (1986) reviewed Littorophiloscia and recognized 15 species, 2 of them recorded in Mexico: L. richardsonae from Baja California and L. tropicalis Taiti and Ferrara, 1986 from Yucatán. Taiti and Ferrara (1986) reported specimens of L. richardsonae up to 7 mm of length with 12 or 13 ommatidia and pereopod 1 with an antennal brush with transversal scales on the anterior (frontal) side of the carpus and propodus; our examined specimens have a mean TL of 6.9 mm for males, 6.6 mm for females, the number of ommatidia varied from 13 to 15, and the antennal brush is only on the carpus (Fig. 9H, I).
Figure 8. SEM micrographs of adults of Venezillo apacheus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Gómez Palacio, Durango, Mexico. A, Pleotelson and uropod sympodites with endopodites of male in ventral view; B, pleotelson and uropod sympodites with endopodites of female in ventral view; C, uropod endopodites of male in ventral view; D, uropod endopodites of female in ventral view. Scale bars: A, B = 500 µm; C, D = 100 µm.
Porcellionidae Brandt in Brandt and Ratzeburg, 1831
Porcellio Latreille, 1804
Porcellio virgatus (Budde-Lund, 1885)
(Fig. 10A-L)
Metoponorthus virgatus Budde-Lund, 1879, 4 (nomen nudum).
Metoponorthus virgatus Budde-Lund, 1885, 182 (original description).
Metoponorthus virgatus Budde-Lund, 1885.- Richardson, 1905, 630; Mulaik, 1960, 174.
Porcellionides virgatus (Budde-Lund, 1885).- Van Name, 1936, 241; 1940, 137; 1942, 327; Mulaik and Mulaik, 1942, 7; 1943, 7; Leistikow and Wägele, 1999, 36; Souza-Kury, 2000, 245; Jass and Klausmeier, 2004, 5.
Porcellionides mulaiki Van Name, 1936, 522.- Van Name, 1940, 137.
Porcellio virgatus (Budde-Lund, 1885).- Schultz, 1975, 185-193; 1977, 152; 1982, 2, 5, 6, 20-21.
“Porcellionides” virgatus (Budde-Lund, 1885).- Schmalfuss, 2003: 214.
Diagnosis. Habitus type runner. Color brown, mottled with light spots, 2 light lateral and 1 medial lines. Body surface with small tubercles and rounded tricorn scales (Fig. 10A, B, D, L). Cephalothorax approximately 2 times as wide as long (Fig. 10B), vertex with convex medial part (Fig. 10B), frontal shield with small rounded lateral lobes (Fig. 10B), posterior frontal line forming slightly medial convex margin (Fig. 10B, D), supra antennal line V-shaped absent (Fig. 10D). Compound eyes each with 19-30 ommatidia (Fig. 10C). First antennae 3-joined; basal article longest and broadest, second short, third with subapical and apical aesthetascs (Fig. 10F). Second antennae with first article short, second 2 times as long as first, third subequal to second, fourth 1.5 times longer than third, fifth approximately 1.5 times longer than fourth (Fig. 10G); flagellum 2-joined, proximal article shorter or subequal to distal article, distal article lanceolate with apical cone (Fig. 10H). Maxilliped palp with 3 articles (Fig. 10E). Pereon-tergites 1-7 with a well marked dorsal transverse furrow (Fig. 10A); pereon tergite 1 with projected anterolateral sides not reaching cephalothorax anterior margin, 1.5 times longer than pereon-tergites 2-7 (Fig. 10A); sternite 7 without medial process (Fig. 10I). Pleon not abruptly narrower than pereon (Fig. 10K); pleon-tergites with acute lateral margins posteriorly directed (Fig. 10K); male pleopod 1 endopodites (copulatory appendages) lanceolate (Fig. 10I); pleopods 2-5 with exopodites semi-quadrangular (Fig. 10I). Pleotelson triangular with rounded tip (Fig. 10K, L); uropod sympodites twice as long as wide, as long as exopodites, endopodites thin, lightly flattened, reaching tip of exopodites, exopodites subconical (Fig. 10J). Sources: Budde-Lund (1885), Richardson (1905), Van Name (1936), Mulaik (1960), and Schultz (1982).
Figure 9. SEM micrographs of male Littorophiloscia richardsonae (Holmes & Gay, 1909) from Bahía Falsa, San Quintín, Baja California, Mexico. A, Cephalothorax with right antenna and pereon-tergites 1-6 in dorsal view; B, cephalothorax in dorsal view; C, left compound eye with ommatidia in anterolateral view; D, cephalothorax in anterior view (left second antenna removed); E, left first antenna in anterior view; F, right second antenna in dorsal view; G, flagellum of right second antenna in dorsal view; H, right pereopod 1 in medial view; I, carpus with brush, protopod and dactyl of pereopod 1 in medial view (from H); J, pleon-tergites 1-5 with pleopods, copulative appendages of pleopod endopodites, uropods sympodites with endopodites and exopodites in ventral view; K, endopodites of uropod sympodites in ventral view; L, right uropod sympodite with exopodite in posteroventral view; M, pleon-tergites 2-5, triangular pleotelson and uropod sympodites with endopodites and exopodites in posterodorsal view; N, triangular pleotelson in dorsal view. Scale bars: A = 2 mm; B, G, I = 300 μm; C, E = 100 μm; D, F, H, L, M = 500 μm; J = 1 mm; K, N = 200 μm.
Figure 10. SEM micrographs of male Porcellio virgatus (Budde-Lund, 1885) from San José, Gómez Farías, Tamaulipas, Mexico. A, Cephalothorax and pereon-tergites 1-7 in dorsal view; B, cephalothorax in dorsal view; C, right compound eye in dorsal view; D, cephalothorax, first antennae, clypeus, and labrum in ventral view; E, maxillipeds in ventral view; F, left first antenna with aesthetascs in ventral view; G, second antenna in medial view; H, flagellum of second antenna in medial view; I, posterior part of body showing pereon-tergite 7, pleon-tergites 3-5, and pleopods 1-5 in ventral view; J, left uropod with sympodite, endopodite, and exopodite in ventral view; K, posterior part of body showing pereon-tergite 7, pleon-tergites 1-5, and pleotelson in dorsal view; L, pleon-tergite 5, and triangular pleotelson in dorsal view. Scale bars: A, I, K = 2 mm; B, E, H, J = 500 μm; C = 200 μm; D, L = 300 μm; F = 100 μm; G = 1 mm.
Taxonomic summary
Type locality. New Orleans and Florida, USA (Budde-Lund, 1885).
Material examined. Nuevo León: Cola de Caballo, Santiago (25°26’12.18” N, 100°09’12.68” W), under stones, 06-05-2006, coll. A. Maeda, 2 females (5.4-6.8 mm) (CIB-49B); Parque Chipinque, Km 2, San Pedro Garza García (25°36’38.1” N, 100°21’20.8” W), under stones, 06-05-2006, coll. A. Maeda, 1 male (11.0 mm) (CIB-30B1). Tamaulipas: San José, Gómez Farías (23°05’23.1” N, 99°06’40.1” W), natural zone below stones, 30-07-2006, coll. A. Maeda, 3 males (6.8-9.6 mm, mean 7.9 ± 1.21 s.d. mm TL), 2 females (7.5-7.6 mm) (CIB-09B).
Haplotypic identity. COI haplotypes were obtained from a specimen from Chipinque, Nuevo León (GenBank accession number OK376218), and a specimen from San José, Tamaulipas (GenBank accession number OK376217). The genetic distance between these haplotypes is 2.5% (Table 2). Prior to this study there was no record of DNA sequences for Porcellionides virgatus/Porcellio virgatus in GenBank. The Bayesian analysis placed these haplotypes in a well supported clade within the genus Porcellio with high support rather than with species in the genus Porcellionides (Fig. 11).
Distribution in Mexico. Santiago and San Pedro Garza García, Nuevo León, and San José, Tamaulipas. Mulaik (1960) reported Porcellio virgatus (as Porcellionides virgatus) from Villagrán, Tamaulipas, and Tepic, Nayarit.
Table 2
Genetic p-distance (%) among COI sequences (623 bp) of Porcellionidae species used in the phylogenetic analysis.
Species | 1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 7 | 8 | 9 | 10 | 11 | 12 | 13 | 14 | 15 | 16 | 17 | |
1 | Porcellio virgatus Tamaulipas | |||||||||||||||||
2 | P. virgatus Nuevo León | 2.57 | ||||||||||||||||
3 | P. dilatatus KJ814238 | 17.17 | 17.34 | |||||||||||||||
4 | P. scaber LC126629 | 15.57 | 15.57 | 16.69 | ||||||||||||||
5 | P. scaber MF748307 | 16.21 | 16.21 | 17.01 | 2.89 | |||||||||||||
6 | P. scaber LC126628 | 16.53 | 16.53 | 16.85 | 2.57 | 1.93 | ||||||||||||
7 | P. spinicornis MF748236 | 18.14 | 18.30 | 20.55 | 17.34 | 17.66 | 18.14 | |||||||||||
8 | P. laevis FN824121 | 17.66 | 17.82 | 18.78 | 18.62 | 18.62 | 19.10 | 15.25 | ||||||||||
9 | P. laevis MN689275 | 19.26 | 19.10 | 19.74 | 18.78 | 18.78 | 19.42 | 18.62 | 13.00 | |||||||||
10 | P. laevis KJ814239 | 19.58 | 19.42 | 20.55 | 19.26 | 19.26 | 19.90 | 18.94 | 13.16 | 3.21 | ||||||||
11 | Porcellionides pruinosus EU364627 | 19.42 | 19.74 | 21.67 | 18.62 | 18.62 | 18.30 | 18.30 | 15.89 | 16.05 | 16.05 | |||||||
12 | P. pruinosus MN689284 | 19.58 | 19.90 | 21.51 | 18.46 | 18.46 | 18.14 | 18.14 | 15.73 | 15.89 | 15.89 | 0.16 | ||||||
13 | P. pruinosus MW449533 | 19.74 | 20.06 | 21.35 | 18.30 | 18.30 | 17.98 | 17.98 | 15.57 | 16.05 | 16.05 | 0.32 | 0.16 | |||||
14 | P. myrmecophilus FN824129 | 21.03 | 20.87 | 21.35 | 19.10 | 18.30 | 18.78 | 18.62 | 18.30 | 18.78 | 18.62 | 17.50 | 17.34 | 17.17 | ||||
15 | P. myrmecophilus FN824131 | 21.19 | 21.03 | 21.51 | 19.26 | 18.46 | 18.94 | 18.78 | 18.46 | 18.94 | 18.78 | 17.66 | 17.50 | 17.34 | 0.16 | |||
16 | Periclimenes rathbunae KX090114 | 23.49 | 24.14 | 23.82 | 23.33 | 23.33 | 23.65 | 21.21 | 22.02 | 19.90 | 21.86 | 22.02 | 22.19 | 22.35 | 21.04 | 21.21 | ||
17 | P. imperator GQ415636* | 22.79 | 22.63 | 22.47 | 20.87 | 21.35 | 21.51 | 22.63 | 21.03 | 20.06 | 21.35 | 22.47 | 22.63 | 22.79 | 21.51 | 21.67 | 15.82 |
Figure 11. Bayesian consensus tree of phylogenetic relationships of Porcellio virgatus (Budde-Lund, 1885) COI haplotypes from Nuevo León and Tamaulipas, Mexico, with selected GenBank haplotypes of Porcellionides and Porcellio species. GenBank sequences of palaemonids Periclimenes imperator Bruce, 1967 (= Zenopontonia rex [Kemp, 1922]) (DecaNet eds., 2024), and Periclimenes rathbunae Schmitt, 1924 were used as outgroup.
General distribution. Budde-Lund (1885), Van Name (1936), Mulaik and Mulaik (1942, 1943), and Mulaik (1960) reported the species (as Porcellionides virgatus)from the USA in Florida, Louisiana, Mississippi and Texas. Schultz (1982) reported Porcellio virgatus from North Carolina and Georgia, USA.
Remarks
The species has been cited as belonging to Metoponorthus Budde-Lund, 1879(Mulaik, 1960; Richardson, 1905), and to Porcellionides (the senior synonym, see Schmalfuss & Ferrara, 1978) (Jass & Klausmeier, 2004; Leistikow & Wägele, 1999; Souza-Kury, 2000; Van Name, 1936, 1940, 1942). Schmalfuss (2003) listed it as “Porcellionides” virgatus, indicating that the species does not belong to this genus. Schultz (1975, 1977, 1982) was the first carcinologist to recognize the species as Porcellio virgatus from Georgia and North Carolina, USA. The morphological similarity between Porcellio and Porcellionides has been, to date, an issue in recognizing them as separate genera (Dimitriou et al., 2018; Mattern, 2003; Mulaik, 1960; Schmalfuss & Ferrara, 1978; Van Name, 1936). Dimitriou et al. (2018) analysed 2 mitochondrial and 3 nuclear genes and found evidence against the monophyly of both Porcellionidae and Porcellio. The genetic distances they found were considerably high between Porcellionidae genera; e.g. for COI the variation was between 16.9-50.3% (Dimitriou et al., 2018). Mattern (2003) applied small subunit rRNA analyses to study the molecular phylogeny of Oniscidea and found that the genera Porcellio and Porcellionides are not monophyletic groups. He reported that Porcellio scaber Latreille, 1804 is more closely related to Porcellionides sexfaciatus Budde-Lund, 1885 than to Porcellio spinicornis Say, 1818, the latter branching as the sister group of Porcellionides pruinosus (Brandt, 1833). However, considering Mattern’s (2003: Fig. 2) molecular phylogenies, it can be concluded that Porcellio scaber and Porcellionides pruinosus represent 2 different lineages. Herein, we report the first COI haplotypes of the species obtained from specimens from Tamaulipas and Nuevo León. Our molecular analysis is not intended as a revision of the phylogenetic systematics of the group but rather to provide the first information on the molecular identity and the generic placement of these species. The results showed that the genetic distance of our haplotypes is larger when compared with haplotypes of Porcellionides (19.40 to 21.19%) than with haplotypes of Porcellio (15.57 to 19.58%) (Table 2). Besides, the Bayesian analysis placed our haplotypes in a clade with a specimen of Porcellio dilatatus Brandt in Brandt and Ratzeburg, 1831 haplotype with high nodal support, forming a group with Porcellio scaber (Fig. 11). Our specimens fit the diagnostic morphological features of the genus Porcellio proposed by Schmalfuss and Ferrara (1978): 2 pairs of pseudotracheae, unable to conglobate, pereon tergite 1 with caudally concave epimera, eyes with more than 20 ommatidea. The typical supra antennal line V-shape showed by most species of Porcellionides (Schmalfuss & Ferrara, 1978) is absent in our specimens (Fig. 10D) and in specimens examined by Van Name (1936, Fig. 135). Our specimens have the pereon-tergites 1-7 with a well marked dorsal transverse furrow (Fig. 10A), as figured for Porcellionides virgatus by Van Name (1936, Fig. 135). Mulaik (1960) recorded specimens of P. virgatus from Nayarit and Tamaulipas with 21 ommatidia and 10 mm TL. The specimens examined herein have 6.8-11.00 mm TL for males and 5.4-7.6 mm TL for females, with 19-30 ommatidia. The molecular data and morphological characteristics mentioned support Schultz’s assignation of the species as Porcellio virgatus.
Discussion
According to Schultz (1984), 3 Alloniscus species are recognized in North America, A. perconvexus Dana, 1854, known from Laguna Beach, California, USA to Vancouver Island, British Columbia, Canada; A. mirabilis recorded from Magdalena Bay, Mexico to the Pacific Grove, California; and A. thalassophilus Rioja, 1963 known from Isla de Ixtapan, Zihuatanejo, Guerrero, Mexico. The presence of Alloniscus in Mexico was first recorded by Mulaik (1960) who reported A. perconvexus based on specimens from Bahía Magdalena, Baja California Sur, and Isla Cedros and Bahía San Quintín, Baja California. Schultz (1984) mentioned that A. mirabilis and A. perconvexus are similar species, but can be separated by the uropod sympodite which is larger in A. mirabilis resulting in a broadened, extended posterolateral margin (Schultz, 1984, Fig. 3B, H) (Fig. 1L-N), and by the cephalothorax anterolateral lobes, which are well developed and extending far beyond the eyes in A. mirabilis (Schultz, 1984, Fig. 3D, E) (Fig. 1B, D), but small and well defined in A. perconvexus (Schultz, 1984, Fig. 1D). Schultz (1984) argued that Mulaik’s (1960) A. perconvexus illustrations actually represented A. mirabilis. We disagree with Schultz’s (1984) statement because the uropod sympodite illustrated by Mulaik (1960, Fig. 175) shows a straight posterolateral margin typical of A. perconvexus as also figured by Schultz (1984, Fig. 2B), while A. mirabilis has a wide-lobed posterolateral margin (Schultz, 1984, Fig. 3B, H) (Fig. 1L-N). Thus, we agree with Jass and Klausmeier (2004) that these 2 species are native to the northwest Mexican Pacific coast. As with all Mexican oniscideans, the populations of these similar species deserve more detailed morphological and genetic studies, including examination of material from their type localities.
The record of V. apacheus, formerly known only from Texas, USA, increases the number of species of Venezillo in Mexico from 18 (Jass & Klausmeier, 2004; Schmalfuss, 2003) to 19. Venezillo tanneri (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) also has been recorded in both USA (Texas) and Mexico (Nuevo León) (Mulaik & Mulaik, 1942; Schultz, 1965). In the southern USA Venezillo arizonicus (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) has also been recorded from Robles, Nogales, Olberg and Rock Springs, Arizona, and V. chamberlini (Mulaik in Mulaik & Mulaik, 1942) from Edinburg, Texas; both species are likely also inhabiting northern Mexico (Mulaik, 1960).
The genus Littorophiloscia is not well known in Mexico. Taiti and Ferrara (1986) recognized the presence of L. richardsonae from Baja California and L. tropicalis Taiti and Ferrara, 1986 from the Yucatán. In this study, L. richardsonae was recorded as co-occurring with A. mirabilis on a sand beach of Bahía Falsa in San Quintín, Baja California, sharing a habitat under marine macroalgae.
In Mexico, the genus Porcellio is now represented by the exotic P. laevis and P. scaber, and the putative natives P. scabriusculus Mulaik, 1960 (Jass & Klausmeier, 2004; Schmalfuss, 2003; Segura-Zarzosa et al., 2020), and P. virgatus (this study). Mulaik (1960) described and figured P. scabriusculus as very different from P. virgatus, with 9 ommatidea and spinous tubercles on the dorsal side of the cephalotorax, pereion terguites, and pleon terguites (except the pleotelson). Schmalfuss (2003) suggested that P. scabriusculus is probably not a member of the genus Porcellio. Mulaik (1960) mentioned his decision to keep Porcellionides saussurei (Dollfus, 1896) (a species known from Córdova, and San Luis Potosí, Mexico) in this genus until the Porcellio–Porcellionides complex is clarified. As mentioned above, these morphologically similar genera are not monophyletic groups (Dimitriou et al., 2018; Mattern, 2003) and delimiting them is an important unsolved problem that limits the understanding of the systematics of the species involved.
Acknowledgments
We thank an anonymous reviewer and Fernando Álvarez for helpful corrections to improve this article. Ariel A. Cruz Villacorta, Laboratorio de Microscopía Electrónica, CIB, provided expert assistance in the production of SEM images, and Gerardo Rafael Hernández García, Departamento de Extensión y Divulgación Científica, CIB edited the SEM plates and cladogram. Ilse E. Segura-Zarzosa received a doctoral fellowship from Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (No. 551538).
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a Universidad Nacional Autónoma de México, Facultad de Ciencias, Departamento de Biología Evolutiva, Museo de Zoología “Alfonso L. Herrera”, Circuito Exterior s/n, Ciudad Universitaria, Coyoacán, 04510 Ciudad de México, México
b Universidad Nacional del Comahue, Instituto de Biodiversidad y Medio Ambiente (INIBIOMA – CONICET), Laboratorio Ecotono, Pasaje Gutiérrez 1125, 8400 San Carlos de Bariloche, Argentina
* Autor de correspondencia: morrone@ciencias.unam.mx (J.J. Morrone)
Recibido: 7 julio 2023; aceptado: 19 septiembre 2024
Los patrones de riqueza resultan de la superposición geográfica de los nichos ecológicos de múltiples especies. El conservadurismo filogenético del nicho ecológico y la dispersión son procesos esenciales para entender patrones geográficos en la riqueza de especies. Aquí actualizamos la teoría del ensamble biótico en la Zona de Transición Mexicana (ZTM) incorporando al concepto de conservadurismo filogenético de nicho ecológico. La teoría del ensamble biótico de la ZTM recurre al concepto de cenocrón (i.e., conjunto de linajes de una misma afinidad biogeográfica que comparten una misma historia y tiempo de dispersión) para explicar gradientes en la riqueza de especies. Revisamos los fundamentos del conservadurismo filogenético de nicho ecológico, los postulados de la teoría del ensamble biótico de la ZTM y su relación con otras hipótesis propuestas para explicar los gradientes geográficos de riqueza de especies, con el fin de comparar las predicciones que se derivan para la ZTM. Ofrecemos una guía de posibilidades metodológicas para evaluar el conservadurismo filogenético del nicho ecológico aplicando el método comparativo filogenético. Incluimos una breve descripción de las técnicas y software disponibles, cómo ingresar los datos necesarios y otros requisitos para su implementación, y mostramos ejemplos de aplicación en la ZTM.
Palabras clave: Cenocrones; Ecología evolutiva; Método comparativo filogenético; Riqueza de especies; Señal filogenética
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
Richness patterns result from the geographic overlap of multiple species’ ecological niches. Phylogenetic niche conservatism and dispersal are essential processes for understanding species richness patterns. We update the theory on the biotic assembly of the Mexican Transition Zone (MTZ) by including the phylogenetic niche conservatism concept. This theory refers to the concept of cenocron (pool of lineages of the same biogeographic affinity, sharing the same history and time of dispersal) to explain species richness gradients. We review the phylogenetic niche conservatism foundations, the statements of the MTZ theory on biotic assembly, and their relationship to other hypotheses proposed to explain geographical richness gradients to compare the predictions derived for the MTZ gradients. We present a guide of methodological possibilities to assess phylogenetic niche conservatism by applying the phylogenetic comparative method. We provide an overview of the available techniques and software, how to input the data and other requisites for their implementation and show examples of their application in the MTZ.
Kewwords: Cenocrons; Evolutionary ecology; Phylogenetic comparative method; Species richness gradients; Phylogenetic signal
Introducción
La variación geográfica de la riqueza de especies muestra patrones geográficos consistentes entre diferentes grupos taxonómicos y regiones geográficas (Rosenzweig, 1995; Worm y Titterson, 2018). Existe consenso sobre la importancia de considerar el nicho ecológico de las especies para explicar los gradientes geográficos en su riqueza. Estos gradientes resultan de la superposición de los nichos ecológicos de las especies y su dinámica a través del tiempo (Pellisier et al., 2018; Pigot et al., 2016). El conservadurismo filogenético de nicho ecológico ha sido propuesto como proceso clave para explicar los patrones de diversificación y la variación espacial en la riqueza de especies a escala global (Cooney et al., 2016; Diniz-Filho, 2023; Hawkins et al., 2006, 2007).
Los gradientes geográficos en la riqueza de especies surgen de la superposición de las distribuciones geográficas de las especies. Dichos gradientes son abstracciones de la realidad que representan la presencia de especies coexistentes en un contexto geográfico y muestran relaciones complejas con el nicho ecológico (Gaston, 2009; Soberón, 2007). Específicamente, la distribución geográfica de las especies está influenciada por su nicho fundamental, definido como el conjunto completo de variables ambientales o escenopoéticas (sensu Hutchinson, 1957) en las cuales los organismos pueden sobrevivir y reproducirse (Soberón, 2007). El nicho fundamental no corresponde exactamente al área de distribución geográfica, dado que aquel es inasequible y solo puede determinarse experimentalmente para cada especie. El área de distribución geográfica de una especie refleja su nicho realizado (sensu Hutchinson, 1957) en un espacio geográfico existente, i.e., es un subconjunto de condiciones de su nicho fundamental luego de considerar el efecto de las interacciones bióticas (Peterson et al., 2011; Soberón y Nakamura, 2009). Aunque el área de distribución cambie, el nicho fundamental tiende a mantenerse a través del tiempo (Wiens y Graham 2005), por lo que especies con relaciones filogenéticas cercanas tienden a tener nichos ecológicos más similares que especies con relaciones filogenéticas más distantes (Wiens y Donoghue, 2004). El conservadurismo filogenético del nicho ecológico fundamental implica que las tolerancias ecológicas de las especies se conservan a través del tiempo evolutivo (Losos, 2008a; Wiens et al., 2010), limitando a los linajes para colonizar áreas ecológicamente contrastantes (Crisp et al., 2009; Wiens et al., 2010), es decir, que existen restricciones a largo plazo que afectan las posibilidades de distribución de las especies (Martínez-Meyer et al., 2004). De esta manera, el nicho fundamental influye sobre las distribuciones geográficas y, en consecuencia, sobre la variación espacial en la riqueza e identidad de las especies coexistentes y sus patrones biogeográficos (Algar et al., 2009; Giehl y Jarenkow, 2012; Wiens, 2011).
Un primer objetivo de nuestro trabajo es discutir la importancia de incorporar el concepto de conservadurismo filogenético del nicho al estudio de los gradientes de riqueza de especies que componen la biota de las montañas mexicanas. Esto representa una actualización de la teoría del ensamble biótico de la Zona de Transición Mexicana (ZTM) propuesta por Halffter (1962, 1964, 1976, 1978, 1987) y Halffter et al. (1995), sintetizada en Halffter y Morrone (2017) y Morrone (2020a), y referida en este trabajo como teoría de la ZTM. Esta teoría propone que la distribución de linajes neárticos y neotropicales en la ZTM está vinculada, tanto con las condiciones climáticas actuales, como con sus distribuciones ancestrales. Esto último se debe a un fenómeno reconocido en la teoría de la ZTM que fue denominado memoria biogeográfica (Lobo, 2007) o inercia ecológica (Halffter y Morrone, 2017), lo cual implica que organismos que comparten un ancestro común tienen alta probabilidad de heredar una misma forma de vida. Por lo tanto, las adaptaciones ecofisiológicas de los ancestros y las condiciones climáticas que existían en el tiempo y área de origen de los ancestros son importantes para explicar los patrones actuales de distribución geográfica de las especies (Lobo, 2024; Martín-Piera et al., 1992).
Halffter et al. (1995) propusieron que una síntesis de los patrones de distribución de la ZTM sería posible si se contara con suficientes datos georreferenciados y una cantidad razonable de información sobre las afinidades biogeográficas para diferentes grupos de especies. Sin embargo, aun contando con esta información, la síntesis resulta compleja debido a la falta de integración entre los términos, métodos y enfoques que comúnmente usan los ecólogos y los biogeógrafos evolutivos (Halffter, 1991; Warren et al., 2014; Wiens, 2011; Wiens y Donoghue, 2004). Aquí proponemos establecer un puente conceptual para la integración de ambas disciplinas relacionando conceptos utilizados por los biogeógrafos evolutivos (i.e., memoria biogeográfica o inercia ecológica) con el concepto equivalente de conservadurismo filogenético de nicho ecológico. Por otra parte, describimos y comparamos las predicciones derivadas de hipótesis alternativas al conservadurismo filogenético de nicho ecológico para explicar los patrones de riqueza y distribución geográfica de especies en la ZTM.
En las últimas décadas se ha avanzado mucho en la integración del conservadurismo filogenético de nicho ecológico con los procesos y mecanismos universales que controlan el ensamble de la riqueza de especies y generan los patrones de diversidad (Pontarp et al., 2019). Sin embargo, aún existen desafíos metodológicos para su estudio (Cooper et al., 2010). Por lo tanto, un segundo objetivo de esta contribución es aportar una lista de posibilidades metodológicas para el estudio del conservadurismo filogenético de nicho ecológico y su relación con los gradientes geográficos en la riqueza de especies en la ZTM desde la perspectiva del método comparativo filogenético (sensu Harvey y Pagel, 1991).
Cabe aclarar que el presente trabajo no representa una revisión exhaustiva de la literatura sobre la relación entre el conservadurismo filogenético de nicho ecológico y los patrones de riqueza de especies. En cambio, nos concentramos en la revisión de trabajos seleccionados como ejemplos útiles para mostrar la importancia de incorporar el concepto de conservadurismo filogenético de nicho ecológico al estudio de los patrones de riqueza y la biogeografía de la ZTM. En este contexto, incluimos los artículos más citados en el campo, revisiones previas y algunos estudios de caso que nos permiten revisar los fundamentos del concepto de nicho ecológico, el conservadurismo filogenético de nicho ecológico y su relación con los procesos que determinan los patrones de diversidad en la ZTM. Finalmente, para complementar nuestra propuesta, incluimos una guía práctica para evaluar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico desde la perspectiva del método comparativo filogenético. Además, ofrecemos una breve descripción de técnicas y softwares disponibles, los requisitos para su implementación, cómo incluir características del nicho ecológico en estos estudios y ejemplos de aplicación en la ZTM.
¿Qué es el conservadurismo filogenético de nicho ecológico?
El conservadurismo filogenético de nicho ecológico es la tendencia de las especies a retener características ecológicas ancestrales a través del tiempo (Wiens y Graham, 2005), siendo los nichos más parecidos cuanto mayor sea la relación filogenética debido a la falta de procesos determinísticos que afecten la evolución de sus caracteres (Losos, 2008a). Es decir, el conservadurismo filogenético de nicho ecológico es la retención del nicho ancestral, que se infiere que se encontraba el antecesor del grupo de estudio. El objetivo al estudiar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico no es simplemente detectar este fenómeno, pues los nichos ecológicos siempre tendrán algo de conservadurismo (Wiens y Graham, 2005), aunque no en todos los linajes, ni respecto de todas las variables ambientales, temporales o filogenéticas (Cooney et al., 2016; Losos, 2008a; Stigall, 2014). Una discusión profunda sobre la prevalencia de este fenómeno excede el objetivo de este trabajo (ver discusión en Losos [2008a, b] y Wiens [2008]). Aquí presentamos una breve recapitulación de las conclusiones relacionadas con el conservadurismo filogenético de nicho ecológico.
El conservadurismo filogenético de nicho ecológico es un patrón, no un proceso. Por requerir explicaciones causales en lugar de proporcionarlas (Wiens et al., 2010), el conservadurismo filogenético de nicho ecológico representa la impresión de eventos históricos sobre la filogenia (Losos, 2008a). Originalmente, Harvey y Pagel (1991) sugirieron que el conservadurismo filogenético de nicho ecológico es un patrón adaptativo producido por la adyacencia de nichos ecológicos similares. Aun así, la discusión sobre si es un patrón o un proceso ha sido extensa (Crisp y Cook, 2012; Losos, 2008a, b; Wiens, 2008; Wiens y Graham, 2005), principalmente porque el concepto también puede usarse como explicación causal de otros patrones, como el gradiente latitudinal en la riqueza de especies (Wiens y Donoghue, 2004).
El conservadurismo filogenético de nicho ecológico se refiere al nicho ecológico fundamental grinnelliano. La palabra nicho se ha utilizado con múltiples significados (Chase y Leibold, 2004); sin embargo, en el contexto del conservadurismo filogenético de nicho ecológico, se refiere al nicho grinnelliano (Soberón y Nakamura, 2009), que puede ser definido sobre una escala espacial de resolución gruesa a partir de considerar variables escenopoéticas o ambientales de tipo abiótico. El nicho ecológico puede ser caracterizado por su posición, tamaño y forma (Carscadden et al., 2020; Peterson et al., 2011). Vale la pena mencionar que algunas publicaciones evalúan atributos funcionales en el estudio del conservadurismo filogenético del nicho ecológico de las especies (Ackerly, 2009; Losos, 2008a; Starko et al., 2020), lo cual se aproximaría más al nicho eltoniano (Peterson et al., 2011).
El estudio del conservadurismo filogenético de nicho ecológico es un tema muy ligado al modelado de nicho. Por ello, es útil entender las representaciones de los distintos tipos de nichos ecológicos y su relación con la distribución geográfica en el diagrama BAM, que representa una abstracción del espacio geográfico (fig. 1, Soberón y Peterson, 2005). El nicho fundamental (A en la fig. 1) es la región que contiene el conjunto total de condiciones ambientales en que la especie responde con una tasa de incremento poblacional positiva (Soberón, 2007). El subconjunto de condiciones ambientales del nicho fundamental que existen en un espacio geográfico accesible para la especie (M en la fig. 1) en un tiempo dado se denomina nicho existente. El subconjunto de condiciones ambientales del nicho existente que se superponen con condiciones bióticas favorables (B en la fig. 1) se denomina nicho realizado (B ∩ A) y define el área geográfica ocupada por la especie (GO = área ocupada en fig. 1). Los resultados de los ejercicios de modelado de nicho ecológico que aplican un enfoque correlativo generan predicciones en el espacio ambiental que reflejan una situación intermedia entre el nicho fundamental y el nicho existente. Estas predicciones proyectadas en el espacio geográfico representan condiciones de “idoneidad” climática para la presencia de la especie, ésto es, su área geográfica potencial (GO + GI en la fig. 1).
En teoría, el conservadurismo filogenético de nicho ecológico se refiere a los cambios lentos o retención de la posición, tamaño o forma del nicho fundamental a lo largo del tiempo evolutivo, pues los cambios en el nicho realizado pueden deberse a causas ecológicas (e.g., dispersión, interacciones bióticas; Soberón y Nakamura, 2009). Sin embargo, para poner a prueba hipótesis sobre conservadurismo filogenético de nicho ecológico se analizan las distribuciones geográficas de las especies que, en realidad, son un reflejo del nicho realizado (Soberón y Nakamura, 2009).
Los estudios sobre conservadurismo filogenético del nicho ecológico que se centran en las variables climáticas predictoras de la idoneidad de hábitat y la distribución geográfica de una especie se refieren al nicho ecológico fundamental de tipo grinnelliano. A este mismo nos referimos aquí en todas las menciones al nicho, a menos que se indique lo contrario. No obstante, otras publicaciones pueden referirse a dicho nicho como nicho abiótico, nicho climático o nicho ambiental.
Las causas del conservadurismo filogenético de nicho ecológico son procesos micro y macroevolutivos. Los procesos microevolutivos, como la mutación, la dispersión, el flujo génico y la deriva, cambian las frecuencias alélicas, lo que a su vez modifica los caracteres fenotípicos de las especies y su nicho ecológico (Crisp y Cook, 2012). El conservadurismo filogenético de nicho ecológico asume que dichos caracteres cambian lentamente, debido a la falta de variabilidad genética (Wiens y Donoghue, 2004; Wiens y Graham, 2005). La importancia de la dispersión se relaciona con la tendencia de las especies a rastrear las condiciones ambientales adyacentes geográfica y ambientalmente a su nicho (Harvey y Pagel, 1991). Por este motivo, la respuesta principal de una especie ante la modificación de las condiciones ambientales es la dispersión y no la adaptación (Lobo, 2007). Como consecuencia de la dispersión, las poblaciones se aíslan y se modifica el flujo génico, resultando en especiación alopátrida y peripátrida. Finalmente, la deriva es considerada la hipótesis nula del conservadurismo filogenético de nicho ecológico (Crisp y Cook, 2012), dado que bajo condiciones de deriva los cambios observables en atributos del nicho no se deben a fuerzas externas como la adaptación. En este contexto, se asume que un carácter evoluciona siguiendo un modelo de movimiento browniano que resulta en una radiación no adaptativa basada en especiación alopátrida (ver Wiens et al. [2006, 2010] y Crisp y Cook [2012] para una discusión más detallada). Aunque existen otros modelos de evolución de carácter que podrían resultar en conservadurismo filogenético de nicho ecológico, su tratamiento excede los objetivos de nuestro trabajo (ver Cooper et al. [2010] para una discusión). Aquí basta decir que es necesario considerar aquel modelo que se ajuste mejor a los datos e hipótesis asociadas antes de poner a prueba la presencia de conservadurismo filogenético de nicho (Cooper et al., 2010).
El nicho ecológico define el contexto ambiental en que ocurre la evolución de las especies (Holt, 2009). A su vez, la combinación de los factores ambientales y geográficos que lo delimitan (bióticos, abióticos y de movimiento, fig. 1), pueden covariar con cambios macro y microevolutivos. Los factores bióticos y abióticos pueden ser causa de selección, mientras que las condiciones ambientales y barreras geográficas limitan la dispersión, y la especiación por vicarianza está dada por las barreras geográficas (fig. 1).
Figura 1. Modificación del diagrama BAM que representa una abstracción del espacio geográfico (Soberón y Nakamura, 2009). El conjunto A corresponde a la región con las condiciones abióticas adecuadas para la supervivencia y reproducción de la especie, ésto es, su nicho fundamental; el conjunto B corresponde a las regiones donde las interacciones bióticas son favorables; el conjunto M es la región a la que la especie tiene acceso. El área ocupada por la especie es GO, mientras que GI es el área disponible. Los puntos blancos son puntos de presencia y los negros son ausencias verdaderas. Se añaden los procesos claves en la generación de gradientes de riqueza (Pontarp et al., 2019): 1) la deriva ecológica representa la variación estocástica de las tasas de natalidad y muerte de las poblaciones, que afecta la abundancia en el GO; 2) la selección, incluye el efecto de los factores bióticos (B) y abióticos (A) en la supervivencia y reproducción de los individuos; 3) la dispersión está influenciada por la estructura espacial y ambiental del área accesible (M) que permite a los individuos colonizar nuevos territorios; 4) la especiación causada por vicarianza está relacionada con la modificación o creación de barreras geográficas en el área accesible (M).
Por definición, la condición mínima para que ocurra el conservadurismo filogenético de nicho ecológico es que el nicho tiene que ser heredable (Crisp y Cook, 2012). Existen trabajos teóricos que consideran al nicho ecológico como un carácter heredable (Jablonski, 1987), que puede evolucionar por selección natural (Holt y Gaines, 1992). Esto se apoya en que las características del nicho ecológico están definidas por la fisiología de la especie (Kozak y Wiens, 2010), la cual es heredable.
Los patrones y procesos de ensamble biótico en la Zona de Transición Mexicana
La teoría de la ZTM (Halffter, 1962, 1964, 1976, 1978, 1987; Halffter y Morrone, 2017; Halffter et al., 1995; Morrone, 2020a) postula que el gradiente de riqueza en la ZTM es producto de la interacción entre la heterogeneidad de las condiciones climáticas en la zona, su fisiografía y la historia evolutiva de las especies que allí habitan. Esta propuesta se originó con el estudio de la distribución geográfica de escarabajos coprófagos (Coleoptera: Scarabaeidae) de montaña en México y América Central (Halffter, 1964). El desarrollo histórico de estas ideas ha sido recapitulado en otros trabajos (Juárez-Barrera et al., 2020; Morrone, 2015, 2020a), por lo que en esta revisión nos enfocamos en los puntos clave de la teoría y su relación con el nicho ecológico de las especies.
La teoría de la ZTM propone que el ensamble biótico de la ZTM es el resultado de la superposición de biotas temporalmente disyuntas (De Mendonça y Ebach, 2020; Halffter y Morrone, 2017; Morrone, 2020a). Estas biotas son llamadas cenocrones, definidos como grupos de taxones identificables por su origen, que comparten una historia biogeográfica y que se han dispersado sincrónicamente para luego integrarse en la ZTM (Morrone, 2020a, b; Reig, 1981). El resultado de la integración es una horobiota (figura 2A, Reig, 1981), definida como el conjunto de especies que coexisten y diversifican durante un lapso extendido. Los cenocrones son unidades evolutivas que tienen características ecológicas distintivas (fig. 2B; Lobo, 2007). En la ZTM, cada cenocrón tiene una edad y origen (fig. 2A) asignados a partir de su distribución geográfica (fig. 2B), la amplitud del nicho ecológico de cada linaje, la riqueza diferencial de especies de un linaje entre áreas o regiones, y las afinidades filogenéticas de los linajes (Juárez-Barrera et al., 2020). Como resultado, se ha propuesto que los cenocrones de la ZTM se integraron en el siguiente orden (Morrone, 2020a, fig. 2A): 1) la biota Paleoamericana, originada del Jurásico al Cretácico, es la biota holártica original de México; 2) el cenocrón del Altiplano se dispersó desde América del Sur hacia la ZTM en asociación con el Máximo Térmico del Paleoceno-Eoceno; 3) el cenocrón Mesoamericano de Montaña se dispersó desde América del Sur durante el Oligoceno-Mioceno, en relación con una disminución de temperatura; 4) el cenocrón Neártico se dispersó desde América del Norte, entre el Mioceno y el Pleistoceno; y 5) el cenocrón Neotropical Típico se dispersó desde América del Sur durante el Plioceno-Pleistoceno, durante el Gran Intercambio Biótico Americano (Pelegrin et al., 2018).
La teoría de la ZTM hace referencia a las características de los nichos ecológicos de cada cenocrón y su conservación a lo largo del tiempo (tabla 1). En la ZTM existen taxones endémicos restringidos a una región (Neártica o Neotropical) y taxones que han evolucionado in situ luego de su dispersión a la ZTM, algunos de los cuales ahora se encuentran en ambas regiones o en una diferente de la que se originaron. Según la teoría de la ZTM, el tiempo transcurrido desde la dispersión del cenocrón posibilita que los linajes pierdan la inercia ecológica o el conservadurismo filogenético de nicho ecológico, permitiendo así que se dispersen a través de la ZTM (Halffter y Morrone, 2017).
La teoría de la ZTM (Halffter, 1962, 1964, 1976, 1978, 1987; Halffter y Morrone, 2017; Halffter et al., 1995; Morrone, 2020a) propone que los cenocrones más antiguos pierden la inercia ecológica (i.e., lo que equivale a decir que presentan evolución de nicho para adaptarse a nuevas condiciones) o tienen su distribución restringida por dicha inercia (i.e., presentan conservadurismo filogenético de nicho ecológico). Por ejemplo, las especies pertenecientes al cenocrón del Altiplano se dispersaron tempranamente desde el Neotrópico y se adaptaron a ambientes áridos y estacionales en la parte sur de la región Neártica, mientras que las especies del cenocrón Mesoamericano de Montaña se establecieron en zonas húmedas y frías en lo alto de las montañas, a pesar de tener relaciones filogenéticas con especies de tierras bajas y cálidas de América del Sur. Por otro lado, las especies del cenocrón Neártico se restringieron a los picos de las montañas, por conservar su nicho templado, mientras que las especies del cenocrón Neotropical Típico no lograron superan la barrera climática que representan las montañas, debido a que conservaron su nicho especializado en ambientes cálidos y poco variables de las tierras bajas. Aunque existen trabajos que han analizado la asociación entre los cenocrones y sus patrones de distribución (ver Morrone [2020a] para una revisión), todavía existen pocas contribuciones que hayan verificado la relación entre la distribución geográfica de los cenocrones y las predicciones acerca de su nicho ecológico (Lizardo, Escobar et al., 2024; Lizardo, García-Trejo et al., 2024). Esto refuerza la necesidad de propuestas metodológicas que integren enfoques de la ecología y la biogeografía evolutiva para el estudio de los patrones de diversidad en esta área.
El conservadurismo filogenético de nicho ecológico es útil para explicar los patrones de riqueza de especies en la Zona de Transición Mexicana
El nicho ancestral determina las áreas geográficas hacia las cuales las especies que portan los rasgos ancestrales de un clado podrían dispersarse y persistir frente a un cambio climático (Wiens y Donoghue, 2004). Si el nicho ecológico de las especies es heredable y tiende a conservarse, esto producirá una acumulación de especies coexistentes (mayor riqueza de especies) a través del tiempo en aquellas áreas geográficas con condiciones climáticas similares a aquellas de las áreas donde el linaje evolucionó inicialmente. Eventualmente, si un linaje pudiera expandirse a regiones con condiciones climáticas contrastantes, allí se observará una rápida diversificación que resultará en áreas con alta aglomeración filogenética y especies de edad reciente (Qian y Ricklefs, 2016; Qian et al., 2019; Wiens y Donoghue, 2004). La presencia de conservadurismo filogenético de nicho ecológico ha sido documentada para explicar gradientes latitudinales en la riqueza de especies en distintos grupos taxonómicos, como mamíferos (Buckley et al., 2010), aves (Hawkins et al., 2006, 2007), insectos (Chazot et al., 2021; Löwenberg-Neto et al., 2011), helechos (Hernández-Rojas et al., 2021) y angiospermas (Qian et al., 2017, 2018; Yue y Li, 2021).
Figura 2. Desarrollo histórico y características ecológicas de los cenocrones de la Zona de Transición Mexicana. A) Representación diagramática del ensamble biótico de la ZTM, con la incorporación sucesiva de los cenocrones a la biota original (Paleoamericana) y las horobiotas resultantes (modificado de Morrone, 2020a); B) rangos altitudinales, vegetación y región donde se distribuyen los cenocrones de la ZTM (Halffter y Morrone, 2017; Halffter et al., 1995).
Tabla 1
Características de los cenocrones de la Zona de Transición Mexicana y predicciones sobre su nicho ecológico (Halffter y Morrone, 2017; Halffter et al., 1995).
Cenocrón | Predicciones | |||
Factores ambientales clave | Amplitud de nicho ecológico | Conservadurismo filogenético de nicho ecológico | Señal filogenética | |
Altiplano Mexicano | Humedad | Amplio (estacionalidad) | No | Baja |
Mesoamericano de Montaña | Humedad | Angosto (húmedo) | No | Baja |
Neártico | Temperatura | Angosto (frío) | Sí | Alta |
Neotropical Típico | Temperatura | Angosto (cálido) | Sí | Alta |
De acuerdo con Halffter (1962, 1964, 1976, 1978, 1987) y Halffter et al. (1995), la identidad taxonómica de las especies en la ZTM (fig. 3) está dada por su nicho ancestral, el tiempo transcurrido desde su dispersión y su respuesta ante el cambio de las condiciones climáticas. Bajo este marco teórico, el conservadurismo filogenético de nicho ecológico resulta crucial para explicar la composición de especies en la ZTM donde linajes de distintas antigüedades y orígenes han pasado por un intenso desarrollo in situ resultando en una biota compleja (Halffter, 1978, 1987; Halffter et al., 1995). La ZTM representa un escenario afectado por las múltiples fluctuaciones climáticas y cambios topográficos (Mastretta-Yanes et al., 2015), que han mantenido una alta heterogeneidad ambiental e incluye ambientes equivalentes a otros encontrados tanto en la región Neotropical como en la Neártica (fig. 3).
Hipótesis alternativas al conservadurismo filogenético de nicho ecológico: predicciones sobre los patrones de riqueza de especies en la ZTM
La teoría de la ZTM ofrece un contexto útil para analizar la interacción entre factores ecológicos y evolutivos para explicar gradientes geográficos en la diversidad. Sin embargo, se han propuesto otras hipótesis para explicar los gradientes geográficos en la riqueza de especies a escala global que pueden integrarse con la teoría de la ZTM con el fin de comparar predicciones para la riqueza de especies.
Las hipótesis propuestas para explicar los gradientes geográficos en la riqueza de especies pueden agruparse en 3 categorías no excluyentes, según enfaticen el papel de los límites ecológicos, las tasas de diversificación y el tiempo de acumulación. La evidencia sugiere, sin embargo, que ninguno de estos factores aisladamente puede explicar por completo los patrones de diversidad a nivel global, por lo que se sugiere estudiar sus interacciones (Cerezer et al., 2022; Diniz-Filho, 2023; Fine, 2015; Machac, 2020; Pontarp et al., 2019). Desde esta perspectiva integradora, identificamos varias hipótesis que permiten derivar predicciones para la ZTM: fuera de los trópicos (Jablonski et al., 2006), archipiélagos de islas en el cielo (Love et al., 2023), estacionalidad y montañas tropicales (Janzen, 1967), cunas o museos (Stebbins, 1974; Vasconcelos et al., 2022) y tiempo de acumulación de especies (Willis, 1922).
Figura 3. Zona de Transición Mexicana. A) Ubicación geográfica de la ZTM (Morrone et al., 2022) con líneas de nivel cada 300 m, incluye las provincias biogeográficas de Los Altos de Chiapas, Sierra Madre del Sur, Sierra Madre Occidental, Sierra Madre Oriental y Faja Volcánica Transmexicana; B) espacio ambiental que representa la ZTM en comparación con las regiones Neártica y Neotropical, obtenida a través de un análisis de componentes principales aplicado a las 19 variables climáticas de WorldClim V.2 (Fick y Hijmans, 2017). Las dimensiones graficadas explican 80% de la variación ambiental en el área.
Fuera de los trópicos. Afirma que linajes de diferentes edades y orígenes convergen en condiciones ambientales que difieren de su nicho ancestral, debido a una expansión de nicho ecológico seguida por una diversificación lenta (Jablonski et al., 2006; Qian y Ricklefs, 2016). Este patrón originaría gradientes de riqueza de especies “suavizados” (Lobo, 2007), con mayor edad y sobredispersión filogenética de las especies en ambientes contrastantes al nicho ecológico ancestral (Hawkins et al., 2014; Jablonski et al., 2006; Qian y Ricklefs, 2016; Qian et al., 2018). Se ha documentado en plantas (Bryant et al., 2008; Cavender-Bares et al., 2011; Culmsee y Leuschner, 2013; González-Caro et al., 2014; Qian, 2014), algas (Starko et al., 2020), vertebrados (Rolland et al., 2014; Hagen et al., 2021) y opiliones (Benavides et al., 2021). De acuerdo con la teoría de la ZTM, los cenocrones del Altiplano Mexicano y Mesoamericano de Montaña se comportarían de acuerdo con esta explicación: tienen origen tropical y templado, pero se encuentran en zonas ambientales contrastantes (el del Altiplano Mexicano en zonas frías y secas, y el Mesoamericano de Montaña en zonas frías y húmedas, tabla 1). Se ha encontrado que la riqueza de especies de aves de las montañas de México y del subconjunto que pertenece al cenocrón Mesoamericano de Montaña tiene correlaciones débiles con las variables ambientales, como predice esta hipótesis (Lizardo, García-Trejo et al., 2024).
Archipiélagos de islas en el cielo. Se forman por un conjunto de picos de montañas que están rodeados por tierras bajas que limitan la dispersión y su estudio ha ayudado a entender los patrones de diversidad y especiación alopátrida (Love et al., 2023). La ZTM, en especial la Faja Volcánica Transmexicana, se considera un archipiélago de islas en el cielo (Mastretta-Yanes et al., 2015). Esta hipótesis resalta la importancia de los límites ecológicos (Pontarp et al., 2019) y la estabilidad climática (Fine, 2015). Durante las fluctuaciones climáticas del Pleistoceno, los valles de la ZTM han actuado como barreras o puentes impulsando procesos de colonización vertical y horizontal en respuesta a expansiones de nicho, cambios en la distribución geográfica y radiaciones adaptativas (Joaqui et al., 2021). Esto ha resultado en una alta tasa de diversificación (Quintero y Jetz, 2018), alta aglomeración filogenética (Qian et al., 2021), patrones de especiación vicariante explicados por fragmentación de hábitat debido a oscilaciones climáticas (Luna Vega et al., 1999) y estructura filogeográfica intraespecífica (Knowles, 2001).
Esta hipótesis podría asociarse con los patrones de riqueza de especies de los cenocrones Neártico y Mesoamericano de Montaña, cuyas especies se mantienen aisladas en zonas elevadas y frías. El cenocrón del Altiplano Mexicano no está aislado por la altitud, sino que corresponde a islas desérticas rodeadas de bosques. En contraste, el cenocrón Neotropical Típico se mantiene en zonas bajas.
Estacionalidad y montañas tropicales. Destaca la importancia de los límites ecológicos y la estacionalidad climática. Propone que las montañas son barreras fisiológicas más que topográficas (Ghalambor et al., 2006; Janzen, 1967), actuando como barreras severas en los trópicos donde el clima de las tierras bajas y altas contrasta más fuertemente que en zonas templadas. En zonas templadas, la variación estacional es similar al cambio gradual a lo largo del gradiente altitudinal (Muñoz y Bodensteiner, 2019). Es decir, la temporada cálida de zonas templadas o altas puede equipararse a la temporada fría de zonas tropicales. Por lo tanto, en la ZTM la migración estacional podría promover la colonización de los trópicos por linajes templados, que podrían encontrar condiciones favorables en zonas elevadas de las montañas (Winger et al., 2014), como ocurre, por ejemplo, con el cenocrón Neártico. Además, esta hipótesis predice la coexistencia de linajes tropicales y templados en zonas de elevación intermedia (Joaqui et al., 2021). Sin embargo, el patrón de distribución geográfica del cenocrón del Altiplano Mexicano, que involucra linajes de zonas tropicales estables que se dispersan hacia regiones con variación estacional, contradice las predicciones de esta hipótesis.
Cunas o museos. Las áreas de alta diversidad se explican por la alta especiación (cunas) o la baja extinción (museos). Stebbins (1974) propuso que la estabilidad climática y la heterogeneidad ambiental promueven la especiación, aumentando con cambios climáticos abruptos en el tiempo o el espacio (Vasconcelos et al., 2022). En las cunas se produjo una radiación adaptativa como consecuencia de la alta variabilidad ambiental y heterogeneidad espacial, mientras que los museos preservan las especies debido a la uniformidad ambiental (Vasconcelos et al., 2022). Cualquier área puede ser cuna o museo, dependiendo el grupo (Jablonski et al., 2006; Stebbins, 1974) o de las variables del nicho consideradas (Vasconcelos et al., 2022). La distinción entre cunas y museos no abarca la complejidad de los procesos tras los patrones de diversidad ni provee explicaciones causales (Rull, 2020; Vasconcelos et al., 2022). Como metáfora sirve como base para entender otras propuestas, pero los análisis deberían emplear modelos más complejos.
Las tierras bajas de la ZTM son las áreas donde cunas y museos entran en contacto. Con ésto se generan ciclos continuos de radiaciones adaptativas y persistencia de linajes, promoviendo áreas de alta riqueza (Jablonski et al., 2006; Rangel et al., 2018). Por ejemplo, los cenocrones Mesoamericano de Montaña y del Altiplano Mexicano, que tienen especies recientes, coexisten con especies descendientes de linajes neotropicales antiguos. El centro sur de México es citado como un museo por Stebbins (1974), lo que coincide con la presencia del cenocrón Neotropical Típico, el cual incluye algunas especies de linajes antiguos. Por otro lado, las montañas podrían ser cunas donde hubo alta diversificación y ésto podría explicar la presencia de mayor riqueza de especies con origen reciente como se observa, por ejemplo, para el cenocrón Neártico.
Tiempo de acumulación de especies. Propone que la zona de alta riqueza de un grupo coincide con su centro de origen, asumiendo que las tasas de diversificación son estables y que las regiones diversas contienen taxones más antiguos (Machac, 2020). De esta manera, la especiación en el tiempo contribuye al incremento de la riqueza de especies (Rosenzweig, 1995), generándose así una disparidad de la riqueza (Stephens y Wiens, 2003), con más especies en el área ancestral de un grupo. Esta hipótesis supone que la riqueza actual de especies es representativa de las condiciones ambientales presentes en la época de diversificación de un linaje (Stebbins, 1974). Este supuesto ha sido aceptado para explicar la riqueza de especies de grupos tropicales (Stephens y Wiens, 2003). Sin embargo, el área donde evolucionó inicialmente un taxón no determina la riqueza de especies (Cerezer et al., 2022), especialmente considerando las extinciones (Rosenzweig, 1995). Fine (2015) la considera una hipótesis descartada y se ha planteado que el tiempo sería una variable poco explicativa para los patrones de diversidad (Rangel et al., 2018).
La diversidad diferencial de especies de un mismo linaje entre áreas o regiones es uno de los criterios para asignar el origen y la edad de los cenocrones en las propuestas iniciales de Halffter (Juárez-Barrera et al., 2020). A partir de esta hipótesis, se propone que un género con alta riqueza en América del Norte y preferentemente distribuido en ambientes templados y fríos pertenece al cenocrón Neártico, mientras que géneros con mayor riqueza en áreas tropicales de América del Sur pertenecen a los cenocrones Neotropical Típico, del Altiplano Mexicano y Mesoamericano de Montaña.
Guía práctica para evaluar el conservadurismo filogenético del nicho ecológico en la ZTM
La integración del estudio del nicho ecológico de las especies y los métodos filogenéticos comparativos todavía es limitada. Si bien algunos autores han esgrimido fuertes críticas sobre la aplicación del método comparativo filogenético para el análisis de nichos ecológicos (Grandcolas et al., 2011), otros han considerado que esta integración constituye una oportunidad interesante (Evans et al., 2009). El método comparativo filogenético se define como el estudio analítico de especies en un contexto histórico para comprender los mecanismos que generan la diversidad de la vida (Paradis, 2014a). Cuando se realizan comparaciones de atributos a nivel interespecífico, las especies no pueden considerarse como puntos independientes en las pruebas estadísticas debido a que están relacionadas entre sí por su historia evolutiva. Si esto se ignora, se favorece la ocurrencia de un error de tipo I en los análisis estadísticos realizados a nivel interespecífico, esto es, cuando se comparan atributos del nicho ecológico entre diferentes especies (González-Voyer y Von Hardenberg, 2014). Por ello, solo las comparaciones dentro de un contexto filogenético son válidas (Felsenstein, 1985; González-Voyer y Von Hardenberg, 2014; Harvey y Pagel, 1991) y permiten separar la similitud que deriva de una historia evolutiva compartida de aquella que es producto de evolución convergente en respuesta a la variación del ambiente.
Harvey y Pagel (1991) presentaron la primera revisión de los métodos para enfrentar este problema metodológico. Para estos autores, el término “conservadurismo filogenético de nicho ecológico” es una explicación de la similitud ecológica entre especies relacionadas filogenéticamente. Dicho fenómeno es consecuencia de la dispersión de especies preadaptadas a condiciones ambientales no ocupadas (Harvey y Pagel, 1991). Es decir, las especies son capaces de rastrear los ambientes a los que están adaptadas (Ackerly, 2009). La contribución de Harvey y Pagel (1991) sentó las bases teóricas para algunos de los métodos más comunes para evaluar el nicho ecológico.
La propuesta de estudiar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico utilizando técnicas de modelado de nicho fue hecha por Peterson et al. (1999). Wiens y Graham (2005) propusieron al conservadurismo filogenético de nicho ecológico como un concepto integrador entre la ecología, la evolución y la biología de la conservación, y proporcionaron recomendaciones generales para su estudio. Este campo de estudio ha florecido con la disponibilidad de datos ambientales, software para modelado de nichos ecológicos (Sillero et al., 2023) y el método comparativo filogenético (Pennell et al., 2014; Revell, 2012). Se han publicado revisiones teóricas (Crisp y Cook, 2012; Losos, 2008a; Pyron et al., 2015; Qian y Ricklefs, 2016; Wiens y Donoghue, 2004; Wiens et al., 2010), metodológicas (Budic y Dormann, 2015; Cooper et al., 2010; Münkemüller et al., 2015; Warren et al., 2008) y de evidencias (Peterson, 2011). A continuación, presentamos una revisión de los métodos para evaluar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico, analizando algunos problemas comunes, con énfasis en su relevancia para entender los patrones de riqueza de especies en la ZTM.
¿Qué se requiere para evaluar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico?
Al ser un concepto basado en información filogenética, todas las pruebas están basadas en árboles filogenéticos, los cuales tienen que estar resueltos, tener longitud de ramas y ser ultramétricos. Dichos árboles se utilizan para comparar la evolución de los caracteres del nicho fundamental de las especies y dichos caracteres usualmente son medidas de nicho ecológico obtenidos a partir de registros de presencia. La mayoría de los métodos requiere un dato único para representar como un “carácter” el valor de una medida del nicho ecológico para cada especie (ver ejemplos abajo). Es importante contar con estos datos que deben ser de la mejor calidad posible, pero el objetivo final no solo debe ser mapear los caracteres en la filogenia, sino poner a prueba hipótesis ecológicas y evolutivas (Crisp y Cook, 2012).
¿Con qué caracteres se evalúa el conservadurismo filogenético del nicho ecológico?
Valores puntuales. El nicho ecológico es n-dimensional (Hutchinson, 1957) y cada una de sus dimensiones se puede caracterizar por 3 atributos: óptimo, amplitud y posición (Carscadden et al., 2020), cuyo cambio lento caracteriza al conservadurismo filogenético de nicho ecológico (Soberón y Nakamura, 200). El óptimo de un nicho ecológico teóricamente representa el valor (i.e., medido sobre cada una de las dimensiones ambientales) donde las tasas de supervivencia y de reproducción alcanzan sus valores máximos (Carscadden et al., 2020; Pagel, 1999). En la práctica se pueden utilizar medidas de tendencia central (fig. 4A, Lizardo, Escobar et al., 2024; Ringelberg et al., 2024; Schnitzleer et al., 2012) o calcular el centroide a partir de un modelo elipsoidal de nicho ecológico (fig. 4B, Osorio-Olvera et al., 2020). También se ha propuesto utilizar los valores extremos, como intervalos de confianza de 95% alrededor del óptimo, para caracterizar el nicho ecológico, por ser aquellos valores los que en teoría restringen la distribución (fig. 4A, Budic y Dormann, 2015). Se ha sugerido que la amplitud derivada de dichos valores extremos sería más informativa que el óptimo (Carscadden et al., 2020). Finalmente, la posición definida como las condiciones realmente utilizadas por la especie, no es una propiedad de la especie, sino que se relaciona con la distribución de las condiciones ambientales y solo difiere del óptimo cuando una especie se encuentra en condiciones subóptimas (Carscadden et al., 2020). Dado que la posición es un concepto difícil de interpretar y no es intrínseco a la especie, no recomendamos su uso.
Métodos multivariados. El nicho ecológico es n-dimensional (Hutchinson, 1957), por lo que frecuentemente se analiza con estos métodos, en particular el análisis de componentes principales (PCA). Esto es problemático porque los componentes principales representan combinaciones lineales de variables ambientales que son difíciles de interpretar biológicamente, además de promover la sobreparametrización de los modelos de nicho. El uso de caracteres o atributos del nicho obtenidos a partir de PCA suele favorecer la detección errónea de patrones de evolución que siguen modelos “Early burst” (Uyeda et al., 2015), caracterizados por una alta tasa de diversificación inicial seguida por estasis e interpretados usualmente como una radiación adaptativa (Harmon et al., 2010). Ante este problema, se ha sugerido utilizar otros métodos, como la escala no métrica multidimensional (NMDS; Hipp et al., 2018). Sin importar el método de análisis multivariado que se utilice, el valor a utilizar es también el óptimo, representado por la media, la amplitud o valores extremos de alguno de los ejes generados (fig. 4B). Sugerimos emplear los métodos multivariados como herramienta de visualización y analizar individualmente las variables ambientales que se incluirán en estos análisis para asegurar que no estén correlacionadas entre sí y tengan importancia biológica.
Ocupación del nicho predicho. Evans et al. (2009) propusieron utilizar los valores de idoneidad obtenidos del modelado de nicho para cuantificar la ocupación de las dimensiones climáticas y, así, obtener el valor a utilizar en la reconstrucción de carácter ancestral del nicho ecológico. Este método, llamado ocupación del nicho ecológico predicho (Predicted Niche Occupancy; Evans et al., 2009), permite integrar filogenias y los resultados de Maxent (Phillips et al., 2006). Se basa en la distribución de los valores de idoneidad de una especie respecto a los valores de una variable climática (fig. 4C), que son llamados perfiles de ocupación de nicho predicho. Este método obtiene el óptimo a partir del valor asociado a la mayor idoneidad climática y la amplitud, y los valores extremos se obtienen a partir de la distribución de la idoneidad en un intervalo de confianza dado.
Aunque se continúan proponiendo y refinando técnicas de modelado de nicho ecológico y otros criterios para su caracterización (Sillero et al., 2023), aún no existe un protocolo estandarizado para decidir qué medida del nicho ecológico utilizar en los estudios filogenéticos comparativos. Hasta entonces, es crucial definir y justificar explícitamente la decisión de la medida utilizada en cada análisis (Budic y Dormann, 2015).
Aplicación del método comparativo filogenético para evaluar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico en la ZTM
No existe un método único para evaluar el conservadurismo filogenético del nicho ecológico. En realidad, son rutas (fig. 5) que surgen a partir de la naturaleza de la pregunta, de los datos y de las decisiones de quien investiga. Estas decisiones deben tomarse con precaución luego de evaluar los supuestos de cada análisis y la biología de los grupos estudiados (Cooper, Thomas y FitzJohn, 2016), no es aconsejable dejarse llevar por la facilidad de implementación de los análisis o la accesibilidad de datos. Las viñetas, tutoriales y el material suplementario de muchos artículos contienen códigos computacionales con instrucciones de análisis que, aunque útiles, rara vez explican cómo interpretar o reportar los resultados o cómo comprobar el ajuste. Además, la mayoría de los tutoriales sobre métodos comparativos filogenéticos está enfocada en la comparación de caracteres morfológicos y omite la complejidad teórica que involucra analizar nichos ecológicos. Sin embargo, la lista aumenta constantemente; existe una lista actualizada con paquetes de R pertinentes para estos análisis (disponible en https://cran.r-project.org/web/views/Phylogenetics.html).
En este trabajo consideramos los aportes de revisiones previas focalizados en la evaluación del conservadurismo filogenético del nicho ecológico, el método comparativo filogenético (Cooper et al., 2010, 2016; Münkemüller et al., 2015), la señal filogenética (Münkemüller et al., 2012) y la integración de nichos abióticos con lo anterior para elaborar una propuesta de aplicación a los estudios de nicho y patrones de diversidad en la ZTM (Budic y Dormann, 2015). A continuación, haremos referencia a aquellas técnicas que consideramos más relevantes en este contexto.
Figura 4. Diversas representaciones del nicho ecológico para evaluar el conservadurismo filogenético de un carácter del nicho. Se comparan 3 especies hipotéticas, con 50% de la distribución de datos resaltado en tonos más oscuros. En A y C, la línea punteada indica el óptimo, es decir, el valor del carácter en evaluación, en B el óptimo se muestra con un punto sólido. A) Distribución normal y unimodal del carácter del nicho, la línea punteada representando la media y el área sombreada delinea la amplitud del nicho, así como los posibles valores extremos; B) análisis de componentes principales basado en puntos de registro; el punto grande indica la media de los valores de los componentes (PC1 y PC2), esquemáticamente así también se obtiene el centroide de un nicho a partir del modelado de elipsoides; C) perfil de ocupación de nicho predicho, donde la idoneidad (obtenida a partir de algún método de modelado como Maxent) se muestra en el eje Y y el valor asociado al carácter del nicho en evaluación en el eje X; la línea punteada indica el valor del carácter donde la idoneidad es máxima.
Señal filogenética. La tendencia de las especies a parecerse más entre sí que lo esperado por el azar se denomina señal filogenética (Blomberg y Garland 2003) y entre sus métricas más populares están λ de Pagel (1999) y K de Blomberg et al. (2003). Estos índices asumen movimiento browniano como hipótesis nula del patrón de evolución de un carácter generado por conservadurismo filogenético de nicho ecológico (Crisp y Cook, 2012; Losos, 2008a; Wiens et al., 2010). Sin embargo, únicamente encontrando una señal filogenética muy cercana a 1 se puede proponer que hay conservadurismo filogenético de nicho ecológico (Cooper et al., 2010). Valores intermedios se pueden obtener por varios procesos (Budic y Dormann, 2015), mientras que la ausencia de señal filogenética podría significar que el nicho ecológico varía aleatoriamente, se encuentra en estasis (Wiens et al., 2010) o varía con una tendencia, es decir, no cumple el supuesto de evolucionar por movimiento browniano sino por Ornstein-Uhlembeck (ambos se describen en la siguiente sección).
Implementación. Se calcula la señal filogenética para cada dimensión del nicho ecológico que sea de interés, utilizando un valor de medida del nicho por terminal (especie) en la filogenia. Se puede utilizar el paquete “phytools” (Revell, 2012) de R (R Core Team, 2021) para calcular K y λ con la función phylosig. K también se calcula con “Kcalc” del paquete “picante” (Kembel et al., 2010). Otros paquetes útiles son “adephylo” (Jombart et al., 2010) para calcular la I de Moran y Cmean de Abouheif y “phylosignal” (Keck et al., 2016) que calcula todos los mencionados. El número de terminales afecta el desempeño del índice de señal filogenética (Münkemüller et al., 2012); para filogenias pequeñas (< 30 terminales, fig. 5) se recomienda utilizar λ o Cmean.
Ejemplo de aplicación. Tomando en cuenta los patrones de variación en la riqueza de especies de distintos cenocrones en la ZTM, se puede medir la señal filogenética en árboles de grupos de especies que han superado las barreras geográficas (e.g., cenocrón del Altiplano Mexicano) vs. aquellos que no lo han hecho (e.g., cenocrones Neártico y Neotropical Típico). Por ejemplo, Lizardo, Escobar et al. (2024) encontraron ausencia de señal filogenética en el nicho térmico de la tribu Phanaeini, un grupo que contiene especies del cenocrón del Altiplano Mexicano.
Ajuste a modelos macroevolutivos. Para discutir los valores de señal filogenética, primero es necesario evaluar el ajuste del carácter a un modelo evolutivo (Cooper et al., 2010), con base en conocimiento biológico y no solo en el ajuste estadístico. Una evolución de carácter ajustada a movimiento browniano es lo que esperaríamos en el caso de existir conservadurismo filogenético de nicho ecológico resultado de evolución por deriva (Crisp y Cook, 2012), es decir, fluctuaciones con dirección y magnitud aleatorias en el nicho ecológico a través del tiempo, de manera que la similitud fenotípica está relacionada con la relación filogenética (Losos, 2008a). Sin embargo, por lo general los datos empíricos tienden a ajustarse más al modelo Orstein-Uhlenbeck (OU), el cual se caracteriza por tener una tendencia (α) a un valor óptimo (o varios) (Cooper, Thomas, Venditti et al., 2016). Este modelo implica que las especies podrían evolucionar para adaptarse a condiciones ambientales específicas y mantenerse dentro de ciertos límites de variación que maximicen su aptitud en ese nicho ecológico particular. Una variación de OU, donde α tiende a infinito, es el modelo White Noise (WN). Este modelo representa variaciones aleatorias en el nicho ecológico, sin patrones deterministas claros que podrían ser el resultado de factores ambientales aleatorios no relacionados directamente con la evolución de una especie. Esto resulta en un cambio muy rápido en los valores de un carácter, independientemente de la estructura filogenética (Münkemüller et al., 2015).
La comparación entre estos 3 modelos es común para proponer deriva (movimiento browniano), selección estabilizadora (OU) o falta de señal filogenética (WN) (Hawkins et al., 2014; López-Estrada et al., 2019; Morinière et al., 2016). Es recomendable usar la comparación entre estos modelos como parte de la respuesta a una pregunta previamente establecida, el mejor ajuste a uno u otro no es concluyente para aceptar o descartar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico. En cambio, puede ser un punto de partida para interpretar la señal filogenética ya que en simulaciones se pueden detectar valores espurios de señal filogenética para caracteres que evolucionan siguiendo un modelo OU de un solo óptimo y con fuertes restricciones, o con múltiples óptimos (nichos lábiles) (Münkemüller et al., 2015). Solo si el carácter sigue un modelo de movimiento browniano se puede utilizar el valor de señal filogenética como evidencia parcial de conservadurismo filogenético de nicho ecológico (Cooper, Thomas y FitzJohn, 2016).
Figura 5. Diagrama de flujo con posibles enfoques y rutas metodológicas para analizar la evolución del nicho fundamental. Los rectángulos grises representan análisis, los rombos morados son situaciones donde se tienen que tomar decisiones, los círculos amarillos son datos obtenidos, los hexágonos son los valores de carácter de nicho ecológico que pueden usarse para evaluar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico. Las vías no son excluyentes, sino que complementan la evidencia sobre el patrón de cambio en los caracteres del nicho.
El ajuste a modelos OU con parámetros variables es recomendable si la historia evolutiva del grupo en cuestión ha estado sujeta a cambios climáticos o si se sospecha una radiación adaptativa. En estos casos se puede poner a prueba el cambio en regímenes adaptativos (cambios en θ, es decir de óptimo), la variación de la atracción hacia el óptimo (cambios en α) o probar hipótesis específicas sobre regímenes adaptativos.
Implementación. Se calcula el ajuste de los datos que describen cada dimensión del nicho que sea de interés a modelos macroevolutivos, utilizando un valor de medida del nicho por terminal (especie) en la filogenia. Cualquier software que analice caracteres continuos, como son los valores de características ambientales, es válido. En R (R Core Team, 2021), la función fitContinuous del paquete “Geiger” evalúa los modelos mencionados y algunos otros descritos (Harmon et al., 2010; Pagel, 1999). Los paquetes especializados en modelos OU, como “OUwie” y “bayou” (Uyeda y Harmon, 2014), permiten la adición de error estándar obtenido a partir de la estimación del valor de la medida de nicho para cada especie. El paquete “bayou”, basado en estadística bayesiana, permite realizar ajustes a modelos OU variando parámetros con el objetivo de probar hipótesis adaptativas (Uyeda y Harmon, 2014).
Ejemplo de aplicación. La teoría de la ZTM propone la existencia de 4 cenocrones, 2 restringidos por el clima (Neotropical Típico y Neártico) y 2 adaptados a condiciones más frías que las de su nicho ancestral (del Altiplano Mexicano y Mesoamericano de Montaña). Por esto, se espera que los caracteres de taxones neárticos y neotropicales típicos se ajusten al movimiento browniano, mientras que los taxones del Altiplano y mesoamericanos sigan un modelo OU, donde el valor óptimo ha cambiado hacia las características xéricas. Esto se ha observado en las especies de Quercus de México, lo que ha llevado a sugerir que han tenido 2 cambios de óptimo en sus nichos ecológicos en asociación con su diversificación en distintos hábitats del país (Hipp et al., 2018).
Reconstrucción del carácter ancestral. La reconstrucción del nicho ancestral se puede realizar si se analiza como un carácter continuo a partir del modelo de macroevolución seleccionado (Vieites et al., 2009). Estas reconstrucciones se han hecho con modelos de nicho ecológico (Vieites et al., 2009), registros de presencia (Hipp et al., 2018) y curvas de respuesta (Evans et al., 2009). Para reconstruir el estado ancestral de alguna dimensión del nicho ecológico, se requiere un dato único de medida de nicho por cada terminal (especie) en la filogenia. Estas reconstrucciones son muy sensibles al modelo macroevolutivo con el que se construyen y a sus parámetros, pero generalmente se asume movimiento browniano. A pesar de ésto, son herramientas útiles para visualizar el cambio de un carácter a lo largo de la filogenia y, en teoría, podría proyectarse el nicho ancestral sobre variables paleoclimáticas. Sin embargo, la reconstrucción de caracteres es una herramienta exploratoria y de visualización más que un análisis, ya que no ofrecen una medida de evolución o conservación del carácter.
Implementación. El paquete de R (R Core Team, 2021) más comúnmente utilizado es “phytools” (Revell, 2012), el cual incluye varias funciones que reconstruyen caracteres con máxima verosimilitud (fastAnc y anc.ML) y estadística bayesiana MCMC (anc.Bayes). Estas funciones permiten hacer reconstrucciones con movimiento browniano e “Early Burst”, y aunque también pueden hacer reconstrucciones con OU, en este caso es preferible utilizar “bayou” (Uyeda y Harmon, 2014). Se reconstruye a partir de un valor de medida del nicho por terminal (especie) en la filogenia y, en el caso de “bayou”, se puede incluir el error estándar de dicho valor. El resultado se grafica con “phytools” (Revell, 2012), mapeando el carácter sobre la filogenia con un gradiente de color (función contMap) o en un espacio bivariado con la función phylomorphospace. También se puede reconstruir el nicho ancestral con intervalos de confianza, a partir de perfiles de ocupación del nicho predicho (Evans et al., 2009) utilizando “phyloclim” (Heibl y Calenge, 2018). Si la reconstrucción tiene valores realistas e intervalos de confianza razonables, se pueden transferir los valores de los nodos sobre variables paleoclimáticas como las disponibles en el paquete “pastclim” (Leonardi et al., 2023), que contiene intervalos temporales de hasta 800,000 años antes del presente.
Ejemplo de aplicación. Una parte importante de la teoría de la ZTM son las rutas y tiempos de dispersión en relación con eventos climáticos y cambios de topografía. Al tener los valores de nicho ecológico de nodos datados y transferir sobre paleoclimas, se podrían inferir las vías de dispersión que habrían seguido las especies al rastrear el nicho ancestral.
Biogeografía paramétrica. La biogeografía paramétrica modela la historia de las distribuciones geográficas de taxones individuales en un contexto explícitamente filogenético y espacial (Ree y Sanmartín, 2009), identificando eventos como dispersión, extinción, cladogénesis y efecto fundador (Matzke, 2014). Estos métodos permiten estimar el área ancestral, donde el área ocupada por las especies es un carácter discreto definido a priori (Albert y Antonelli, 2017; Jablonski, 1987), lo cual es desventajoso pues solo se puede evaluar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico a partir de áreas consideradas como equivalentes a condiciones ambientales (templado vs. tropical).
Existen varios modelos para describir la historia biogeográfica de un linaje. Dos de los más populares son el de cladogénesis-dispersión-extinción (DEC, por sus siglas en inglés; Ree y Smith, 2008; Ree et al., 2005) y el de dispersión-vicarianza (DIVA; Ronquist, 1997). Otro modelo es BayArea (Landis et al., 2013), el cual asume un modelo de tiempo continuo en que los cambios ocurren por dispersión, extinción y cladogénesis (Matzke, 2013). Esta última se da por 4 procesos: simpatría con distribuciones idénticas, simpatría con distribución en subconjunto, vicarianza y especiación por evento fundador. Los procesos anagenéticos que modifican la distribución entre dos eventos de especiación son la dispersión y la extinción. Estos métodos tienen la ventaja de modelar el movimiento y establecimiento de especies en una nueva área geográfica que deja una marca en la filogenia (Hackel y Sanmartín, 2021), lo cual podría ser aplicado al espacio ambiental. Sin embargo, no hemos encontrado publicaciones donde se aplique. Una propuesta cercana modela la dispersión de los linajes fuera del área donde actualmente tienen más riqueza de especies, encontrando que la dispersión fuera de esos “hotspots” de riqueza se asocia con un incremento en la amplitud del nicho ecológico y tasas elevadas de evolución (Skeels y Cardillo, 2017).
Implementación. No se usan características del nicho sino áreas geográficas o zonas climáticas que puedan servir como equivalente (i.e., templado vs. tropical). Como datos de entrada se requiere una filogenia datada y una matriz con la presencia-ausencia de las especies en las áreas de interés. Por limitaciones computacionales, los métodos basados en estadística bayesiana, generalmente, pueden analizar menos de 10 áreas (Landis et al., 2013). Estos análisis se pueden realizar en R (R Core Team, 2021) con el paquete ‘BioGeoBEARS’ (Matzke, 2018), pero actualmente el paquete ha sido retirado del repositorio y carece de mantenimiento, por lo que es recomendable hacerlos con “RevBayes” (Höhna et al., 2016).
Ejemplo de aplicación. Para evaluar el conservadurismo filogenético de nicho ecológico se puede usar la zonación altitudinal como sustituto del clima. Esto fue aplicado para las Passalidae de América, donde hay 2 clados (Passalini y Proculini, Beza-Beza et al., 2021). Se encontró que los clados de distribución restringida son especialistas de las montañas (i.e., con conservadurismo de filogenético de nicho), mientras que aquellos de distribución amplia están en ambientes más variados (i.e., sin conservadurismo filogenético de nicho ecológico) y en tierras bajas de latitudes mayores, lo que puede deberse a condiciones climáticas equivalentes.
Patrones de riqueza de especies y aglomeración filogenética. Una pregunta focal en ecología y biogeografía es si los factores bióticos determinan la estructura de las comunidades y los patrones de riqueza a gran escala (Münkemüller et al., 2020; Qian y Ricklefs, 2016). Para analizar ésto, se compara el patrón de riqueza de especies observado con expectativas nulas. Por ejemplo, un valor de riqueza taxonómica o funcional menor que lo esperado por el azar indica que hay un filtro ambiental, mientras que valores más altos que lo esperado por el azar sugieren competencia por superposición de nicho ecológico (Münkemüller et al., 2020).
Qian y Rickleffs (2016) sugieren que se pueden contrastar los patrones de conservadurismo y convergencia de nicho ecológico a partir de la relación de variables ambientales con la riqueza, la edad y la aglomeración filogenética. Las especies con conservadurismo filogenético de nicho ecológico tienen correlación fuerte con características ambientales, con una edad menor y alta aglomeración filogenética en ambientes que difieren de su nicho ancestral. Cuando hay convergencia, los gradientes se suavizan o invierten (Lobo, 2007), mientras que a mayor edad (Jablonski et al., 2006; Qian et al., 2018) y dispersión filogenética (Hawkins et al., 2014; Qian y Ricklefs, 2016; Qian et al., 2018) los ambientes tienden a diferir del nicho ancestral. Este método tiene la ventaja de utilizar datos de registros de especies o modelos de distribución potencial, pero no se puede llegar a una conclusión general basándose únicamente en patrones de riqueza de especies (Münkemüller et al., 2020). Usando este método, se ha encontrado que la convergencia de nicho ecológico en angiospermas leñosas ocurre sobre gradientes altitudinales de riqueza de especies en ambientes templados a escala global, mientras que el conservadurismo filogenético de nicho ecológico explica gradientes latitudinales de riqueza de especies en ambientes tropicales (Qian y Ricklefs, 2016; Qian et al., 2013, 2020, 2021).
Implementación. Se requiere una gradilla, a la cual se le asignan métricas de diversidad (riqueza de especies, índices de diversidad y diversidad filogenética), valores promedios de edad o longitud de ramas de las especies que contiene y métricas de aglomeración filogenética (e.g., Nearest Taxon Index, Qian y Ricklefs, 2016). Todas estas medidas se pueden obtener con los paquetes “BAT” (Cardoso et al., 2015), “picante” (Heibl y Calenge, 2018) y “phytools” (Revell, 2012) y luego se pueden correlacionar con valores de variables ambientales obtenidos para cada celda.
Ejemplo de aplicación. De acuerdo con Halffter (1964, 1978, 1987) y Halffter et al. (1995), la ZTM es un área donde los nichos ecológicos de especies del Neártico y del Neotrópico convergen, aunque las especies de dispersión más reciente tienen una distribución restringida debido a que sus nichos ecológicos son conservados. Esta hipótesis fue verificada por Lizardo, García-Trejo et al. (2024), quienes clasificaron las especies de aves en cenocrones y evaluaron la correlación de la riqueza de especies, edad, número de nodos y endemismo con variables ambientales. Los resultados indicaron que dichas variables son estadísticamente diferentes entre los cenocrones, apoyando las predicciones de la teoría de la ZTM. Además, las correlaciones de los cenocrones Neártico y Neotropical Típico con el ambiente mostraron un patrón conforme a lo esperado por el conservadurismo filogenético de nicho ecológico. Por el contrario, las correlaciones del total de especies y del cenocrón Mesoamericano de Montaña mostraron el patrón esperado por convergencia de nicho ecológico.
Superposición de nicho. Peterson et al. (1999) evaluaron el grado en que el nicho ecológico de una especie reproduce las características ecológicas de su especie hermana. Warren (2008) propuso métricas basadas en la superposición para determinar si 2 modelos de nicho ecológico son idénticos: D de Schoener e I de Hellinger. Estos coeficientes de asociación miden la similitud ecológica (Legendre y Legendre, 1998), con un valor que va de 0 (sin superposición) a 1 (las distribuciones son idénticas). Este tipo de análisis se hace a través de comparaciones entre pares de especies, por lo que su escala temporal está restringida al tiempo de separación de las especies hermanas. A esta escala, generalmente se llega a la conclusión de que las especies hermanas son más similares de lo esperado por el azar, pero rara vez son idénticas (Warren et al., 2008), recalcando la importancia de la escala temporal en la evaluación del conservadurismo filogenético de nicho ecológico (Losos, 2008a).
En las comparaciones pareadas no se usa necesariamente una filogenia. Sin embargo, Warren et al. (2008) propusieron una metodología para comparar más de 2 especies utilizando una filogenia. La primera aproximación parte de obtener una matriz de disimilitud ecológica basada en nichos ecológicos que se correlaciona con otra matriz de distancias filogenéticas entre todos los pares de especies a través de una prueba de Mantel (usada en Jaquemyn et al., 2024). La segunda consiste en correlacionar el grado de similitud de nicho ecológico con la edad de los nodos en la filogenia. Este último método, llamado correlación de edad-rango (Fitzpatrick y Turelli, 2006) intenta encontrar cambios de nicho ecológico posteriores a la especiación, bajo la hipótesis de que la superposición depende primero de la geografía de la especiación y luego se aleatoriza (Fitzpatrick y Turelli, 2006). Para ésto, se aplica un modelo de regresión linear para medir la magnitud de la asociación (pendiente) entre el nicho ecológico (y) y la edad de separación de pares de especies (x). A partir del valor del intercepto del modelo (el valor donde x cruza el eje y) y la pendiente (que describe la magnitud de la relación entre la edad de separación de pares de especies y su nicho ecológico), es posible interpretar si hubo especiación alopátrida o competencia (Warren et al., 2008) o si existe señal filogenética en la evolución del nicho ecológico (Culumber y Tobler, 2016). Estas múltiples interpretaciones hacen problemático al método y existen métodos más directos para poner a prueba lo anterior. Además, las comparaciones focalizadas en medir la superposición de nicho entre pares de especies no tienen en cuenta la estructura filogenética, a excepción de la correlación de edad-rango.
Implementación. El cálculo de D de Schoener e I de Hellinger está disponible en el paquete “ENMtools” (Warren et al., 2010), con la función env.overlap y en “dismo” (Hijmans et al., 2017), con la función nicheOverlap. En ambos casos se requiere contar con la distribución potencial de las especies a comparar representadas como probabilidades de presencia de las especies (e.g., obtenidas a partir de Maxent (Phillips et al., 2006)), en formato ráster y que coincidan en resolución y extensión. Para realizar un ARC se utiliza el paquete “phyloclim” (Heibl y Calenge, 2018) y se aplican 3 pasos: 1) caracterizar el nicho a partir de los perfiles de ocupación de nicho predicho a partir de las capas con probabilidades obtenidas de Maxent y la capa climática de interés (que coincidan en resolución y extensión) con la función pno; 2) obtener métricas de superposición usando las funciones ya mencionadas, lo que permite generar una matriz de datos; y 3) a partir de la matriz se mide la correlación entre las métricas de superposición y la edad de separación utilizando la función age.range.correlation.
Ejemplo de aplicación. Phanaeus (Coleoptera: Scarabaeidae) es un grupo modelo para el estudio de la biogeografía de la ZTM. Al comparar la similitud de los nichos ecológicos del grupo de especies P. tridens (Moctezuma et al., 2021), se encontró que hay poca superposición entre los nichos ecológicos de especies distribuidas adyacentemente, lo que sugiere poco conservadurismo filogenético de nicho ecológico a nivel del grupo.
Simulaciones. La forma más común de evaluar la eficacia de los métodos comparativos es por medio de simulaciones que proporcionen modelos nulos a comparar con datos reales. Las simulaciones han sido una herramienta poderosa para hacer inferencias evolutivas a partir de filogenias (Paradis, 2014b). Estas simulaciones se hacen bajo los modelos evolutivos previamente mencionados y se pueden ajustar los parámetros de acuerdo con la hipótesis a comprobar, por ejemplo, la evolución de un carácter de nicho ecológico con un valor de señal filogenética determinado (Münkemüller et al., 2015), con hipótesis de cambio de nicho ecológico en ciertos clados o simulando gradientes de riqueza de especies (Pontarp et al., 2019; Uyeda y Harmon, 2014). Por otro lado, es posible crear especies hipotéticas (Leroy et al., 2016), donde los parámetros para generarlas pueden utilizarse como “priors” para evaluar la evolución del carácter por métodos bayesianos (como en “bayou”: Uyeda y Harmon, 2014). Aunque las simulaciones para historias biogeográficas concretas y su integración con modelos de evolución de nicho ecológico no ha sido implementadas para la ZTM, estas simulaciones tienen potencial de ser útiles para medir la eficiencia de los métodos previamente descritos.
Implementación. Con el paquete “ape” (Paradis et al., 2004) se pueden simular caracteres continuos (i.e., características del nicho ecológico) con la función rTraitCont y árboles ultramétricos con la función rcoal. Otro paquete útil es “diversitree” (FitzJohn, 2012), que puede simular caracteres y árboles bajo varios modelos. Para simulaciones más complejas se puede utilizar “bayou” (Uyeda y Harmon, 2014). Hay un paquete dedicado a simular especies virtuales, llamado “virtualspecies” (Leroy et al., 2016) que puede generar distribuciones a partir de curvas de respuestas conocidas.
Ejemplo de aplicación. A partir de los patrones conocidos de vicarianza, se pueden simular filogenias con valores de nicho obtenidos por especies virtuales. Con ésto se obtendrían patrones de riqueza teóricos parecidos a los propuestos por Qian y Ricklefs (2016) para comparar con los empíricos.
Consideraciones finales
La incorporación del concepto de conservadurismo filogenético de nicho ecológico al marco de la teoría de la ZTM renueva el interés por estudiar la estructuración de su diversidad biológica desde una perspectiva integradora entre la ecología y la biogeografía histórica. Actualmente, esta integración se ve favorecida principalmente por dos factores. Por un lado, los cenocrones, postulados por la teoría de la ZTM, pueden considerarse como hipótesis evolutivas y ecológicas a partir de las cuales es posible derivar predicciones sobre los nichos ecológicos de las especies en relación con sus patrones de riqueza y distribución geográfica. En este trabajo, mostramos que la ecología ofrece varias hipótesis acerca de procesos de adaptación ecológica y dispersión para explicar los patrones de riqueza de especies, las que pueden relacionarse con las características de distintos cenocrones en la ZTM. Por otro lado, aunque muchas publicaciones sobre la ZTM donde se menciona el fenómeno del conservadurismo filogenético de nicho ecológico no realizan un análisis formal, en este trabajo mostramos una amplia variedad de posibilidades metodológicas disponibles para abordar el tema desde un enfoque cuantitativo y la aplicación del método comparativo filogenético.
Vincular el conservadurismo filogenético de nicho ecológico con la teoría de la ZTM nos acerca al objetivo de descubrir patrones generales en la naturaleza y establecer conexiones con los procesos subyacentes. No obstante, esta tarea no está exenta de desafíos. El conservadurismo filogenético de nicho ecológico y la riqueza de especies son patrones y ésto complica proponer relaciones causales directas entre ellos. En lugar de explicar un patrón con otro, se ha sugerido la importancia de teorizar sobre procesos y mecanismos (Diniz-Filho, 2023). En este sentido, la teoría de la ZTM enfatiza la importancia de la historia y la geodispersión (i.e., dispersión simultánea de linajes debido a la pérdida de una barrera) para entender el patrón de ensamble de la biodiversidad en la ZTM (Halffter, 1987; Halffter y Morrone, 2017; Morrone, 2020a, b).
La teoría de la ZTM, aunque originalmente propuesta en el contexto de la biogeografía evolutiva, se aproxima a una perspectiva general de la ecología que propone el ensamble de la biodiversidad basado en dispersión y donde la diferenciación de nicho refleja una historia promediada en el tiempo de ambientes selectivos cambiantes, a los cuales los linajes ancestrales estuvieron expuestos durante sus largas historias evolutivas (Hubbell, 2011). El hecho que G. Halffter considerara inadecuado proveer una regionalización biogeográfica “estática” de la ZTM y, en cambio, propusiera considerar faunas “fluidas” en dicha región (ver discusión en Morrone, 2020a) también es consistente con una visión de ensamble de la biodiversidad basada en dispersión. Sin embargo, cabe enfatizar que en la teoría de la ZTM la dispersión es un proceso que ocurre a escala evolutiva (geodispersión), afectando simultáneamente a los distintos linajes que constituyen un cenocrón (Halffter, 1987; Halffter y Morrone, 2017; Morrone, 2020a).
Proponemos estudiar los patrones de riqueza y del conservadurismo filogenético de nicho ecológico en la ZTM teniendo en cuenta la naturaleza de la pregunta específica de investigación, el encuadre teórico de la teoría y la existencia de otras hipótesis que permiten derivar predicciones específicas. En un marco más general, recomendamos consultar las contribuciones de Hubbell (2001) y Diniz-Filho (2023) para una consideración de aspectos filosóficos y conceptuales pertinentes al estudio de los patrones de diversidad. Pontarp et al. (2019) ofrecen un marco teórico mecanístico útil para el estudio de gradientes de diversidad y Münkemüller et al. (2020) discuten prácticas de buen uso al inferir procesos a partir de patrones de riqueza de especies. Para aquellos estudios que consideren específicamente la integración del concepto de conservadurismo filogenético de nicho ecológico, sugerimos escoger métricas apropiadas que tengan en cuenta el trasfondo conceptual y considerar el uso de simulaciones y modelos mecanísticos para entender su relación con los patrones de diversidad. Si el estudio está basado en un grupo taxonómico o en un área geográfica determinada, es conveniente verificar las características de los datos, como la cantidad y calidad y su ajuste a modelos macroevolutivos, priorizando la comprensión de los supuestos y las limitaciones de cada análisis en relación con los datos y la pregunta de investigación.
Agradecimientos
Al Conahcyt por el financiamiento otorgado, así como al Posgrado en Ciencias Biológicas de la Universidad Nacional Autónoma de México, dentro del cual se realizó esta investigación como parte de la tesis doctoral de Viridiana Lizardo. Adriana Ruggiero agradece el financiamiento recibido a través del Programa de Estancias de Investigación (PREI) para su estancia académica en el Museo de Zoología “Alfonso L. Herrera”. Expresamos nuestra gratitud a Enrique Martínez Meyer, Patricia Dolores Dávila Aranda, Luis Antonio Sánchez González, Lázaro Guevara López e Isolda Luna Vega, por proponer el tema que dio origen a este ensayo. También a Isaac Emmanuel Díaz Ortega por las charlas acerca de los métodos. Finalmente, agradecemos a los 2 revisores anónimos y a la editora, Pilar Rodríguez, por los comentarios y sugerencias que enriquecieron y mejoraron este trabajo.
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Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, S.C., Programa Académico de Planeación Ambiental y Conservación, Laboratorio de Aracnología, Km. 1 Carretera a San Juan de La Costa “El Comitán”, 23205 La Paz, Baja California Sur, Mexico
*Corresponding author: lat_mactans@yahoo.com.mx (A. Valdez-Mondragón)
Received: 11 March 2024; accepted: 29 October 2024
We describe the morphological and genetic variation in Ixchela azteca Valdez-Mondragón & Francke (Pholcidae) from central Mexico, based on morphological and DNA barcoding evidence. Species delimitation employing the barcoding locus included 3 methods under the corrected genetic p-distances neighbor-joining (NJ) criteria: 1) Assemble Species by Automatic Partitioning (ASAP), 2) General Mixed Yule Coalescent model (GMYC), and 3) Bayesian Poisson Tree Processes (bPTP). The genetic analyses found a genetic p-distance of 3.5% between 2 populations of I. azteca. The molecular methods and morphology were not congruent in delimiting and recognizing 2 possible different species. Instead, 2 allopatric populations of I. azteca are recognized. Also, an updated taxonomic revision of I. azteca is included. In conclusion, the incongruence between the molecular delimitation methods for species delimitation and the morphological, genetic, ecological, and biogeographic evidence maintain I. azteca as a widespread species across central Mexico, with allopatric populations in temperate and semiarid regions.
Keywords: Species delimitation; Integrative taxonomy; CO1; Ecology; Biogeographic provinces
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
Describimos la variación morfológica y genética en Ixchela azteca Valdez-Mondragón y Francke (Pholcidae) del centro de México, basado en evidencia morfológica y código de barras de DNA. La delimitación de especies con el locus de código de barras incluyó 3 métodos bajo el criterio de distancias genéticas p corregidas “neighbor-joining” (NJ): 1) “Assemble Species by Automatic Partitioning” (ASAP), 2) “General Mixed Yule Coalescent model” (GMYC), and 3) “Bayesian Poisson Tree Processes” (bPTP). Los análisis genéticos entre 2 poblaciones de I. azteca encontraron una distancia genética p de 3.5%. Los métodos moleculares y morfología no fueron congruentes para delimitar y reconocer 2 posibles especies, pero sí se reconocen 2 poblaciones alopátricas de I. azteca. Adicionalmente, se incluye una revisión taxonómica actualizada de I. azteca.En conclusión, la incongruencia de los métodos de delimitación molecular para la delimitación de especies en combinación con la evidencia morfológica, genética, ecológica y biogeográfica, corrobora a I. azteca como una especie ampliamente extendida en la región central de México, con poblaciones alopátricas en zonas templadas, pero también en regiones semiáridas.
Palabras clave: Delimitación de especies; Taxonomía integrativa; CO1; Ecología; Provincias biogeográficas
Introduction
The spider family Pholcidae is the ninth-largest spider family in the world and the most diverse within the Synspermiata clade (WSC, 2025). Commonly known as cellar spiders or daddy long-legs spiders, Pholcidae is currently composed of 97 genera and 1,901 species (WSC, 2025). This family is among the most diverse and abundant web-building spiders in the world, mainly occurring in tropical and subtropical forests and with a high number of synanthropic and troglobite species (Huber, 2000, 2011, 2018; Valdez-Mondragón, 2010).
The genus Ixchela Huber, 2000 (subfamily Modisiminae) currently contains 22 described species (Valdez-Mondragón, 2013, 2020; Valdez-Mondragón & Francke, 2015; WSC, 2025). The genus is composed of relatively large pholcid spiders mainly distributed in Mexico and Central America. These spiders inhabit temperate climate zones in pine, oak, or pine-oak forests at moderately high elevations (1,000-2,950 m) (Valdez-Mondragón, 2013, 2020; Valdez-Mondragón & Francke, 2015). The monophyly of the genus is supported based on morphological and molecular evidence (CO1+16S), with the genus’ divergence time estimated to have occurred in the late Miocene (Valdez-Mondragón & Francke, 2015).
Although pholcid spiders generally have a relatively uniform and conservative somatic morphology, their genitalia (palps and epigyna) and secondary sexual characters (male chelicerae) are highly informative for morphological identification at species level. These morphological features are a source of important and robust evidence and are commonly used for species delimitation in most groups of spiders (Huber, 2003). Spider genitalia usually show little intraspecific, but conspicuous interspecific variation (Eberhard, 1985; Eberhard et al., 1998). However, in certain groups with highly conservative morphology, or species with a wide geographic distribution, species delimitation and identification require additional diagnostic features to differentiate underestimated species diversity. In contrast, other species of spiders have wide geographic variation and even show intrasexual dimorphism within males or females. In the last 4 decades, research has focused on understanding the variation among individuals, leading sexual variation to be understood as the differences exhibited not only between males and females but also among individuals of the same sex within a species (Andersson, 1994; Barraclough, 1995; Gross, 1996; Huber, 2021).
The mitochondrial cytochrome c oxidase subunit 1 (CO1) DNA barcode gene has emerged as the standard animal barcoding marker for many taxa, including spiders (Astrin et al., 2006; Correa-Ramírez et al., 2010; Graham et al., 2015; Hamilton et al., 2011, 2014, 2016; Hebert, Cywinska et al., 2003; Hebert, Ratnasingham et al., 2003; Hebert et al., 2004; Ortiz & Francke, 2016; Planas & Ribera, 2015; Nolasco & Valdez-Mondragón, 2022a; Tahami et al., 2017). The integrative taxonomy approach is generally accepted as being more effective in the diagnosis, delimitation, and description of species or even to understand the variation in different populations within species.
Ixchela azteca Valdez-Mondragón & Francke, 2015from central Mexico and Ixchela abernathyi (Gertsch, 1971) from northeast Mexico represent the species with the widest distributions in comparison with other species of the genus, mainly in temperate regions. However, Valdez-Mondragón and Francke (2015) reported body size variation for populations of I. azteca from temperate regions, bringing into question if this is merely geographic variation in the same species or is evidence of the presence of different species not yet described. Because of that, morphological and molecular evidence are needed to test if I. azteca has a widespread distribution in temperate and semiarid habitats or represents different species.
In this study, we described based on morphological evidence and DNA barcoding (CO1) the variation of different populations of I. azteca including 3 populations from temperate regions of central Mexico and a population from a semiarid habitat in Guanajuato state, Mexico. In addition, an updated taxonomic revision of I. azteca is included herein, including new records for the species.
Materials and methods
The specimens used in this study are deposited in the Colección Nacional de Arácnidos (CNAN), Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México (IBUNAM), Mexico City; and the Colección Aracnológica (CARCIB), Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, CIB, La Paz, Baja California Sur, Mexico. The specimens from Guanajuato, Mexico are deposited at the CARCIB. Morphological structures, such as female epigyna and male palps, were dissected in ethanol (80%) and cleared in potassium hydroxide (KOH-10%). Habitus, chelicerae, palps, and epigyna were placed on 96% gel alcohol to facilitate positioning and covered with a thin layer of liquid ethanol (80%) to minimize diffraction during photography. The analyzed morphological structures were female epigyna and male palps, dorsal and ventral habitus, and male chelicerae.
A Zeiss Axiocam 506 color camera attached to a Zeiss AXIO Zoom.V16 stereoscope was used to photograph specimen structures. For measurements, the specimens were observed using a Zeiss Discovery V8 stereoscope. All measurements are in millimeters (mm). The distribution map was generated using QGIS v. 2.18.17 “Las Palmas”. Photographs and a map were edited using Adobe Photoshop CS6. Morphological abbreviations follow Valdez-Mondragón (2013, 2020) and Valdez-Mondragón and Francke (2015). Abbreviations: ALE, anterior lateral eyes; AME, anterior median eyes; E, embolus; FAC, frontal apophysis of chelicerae; MSE, median septum of epigynum; PAB, prolateroventral apophysis of bulb; PLE, posterior lateral eyes; PME, posterior median eyes; PP, pore plates; PR, procursus; SAC, sclerotized apophysis of chelicerae; VPP, ventrobasal protuberance of procursus.
The DNA barcoding locus was obtained from a total of 59 specimens belonging to 19 species of Ixchela previously described by Valdez-Mondragón (2013, 2020) and Valdez-Mondragón and Francke (2015), and combined with available CO1 sequences, including I. azteca and a single outgroup (Physocyclus dugesi Simon) for the genetic p-distances analysis. Species used in the molecular analyses are listed in Supplementary material (S1). Physocyclus dugesi (subfamily Arteminae) was used only to root the tree. The comparison among sequences of I. azteca and the rest of the species’ sequences was to analyze the intra and interspecific genetic variation. For samples of I. azteca,1 sequence (CNAN Ara-0160) from Km 46 highway Toluca-Valle de Bravo, Estado de México (type locality of the species); 2 sequences (CNAN Ara-0158 and Ara-0159) from Cueva del Fraile, Gustavo A. Madero, Mexico City; and 2 sequences (CNAN Ara-0169 and Ara-0170) from Cueva del Diablo, Tepoztlán, Morelos were used for the analysis. Specimens used in this study, including GenBank accession numbers and locality information are listed in S1.
DNA was isolated from legs (1 complete leg per sample), and extractions were performed with a Qiagen DNeasy Tissue Kit following a modified protocol described in Valdez-Mondragón and Francke (2015) and Valdez-Mondragón (2020). DNA fragments corresponding to 658 bp of the mitochondrial cytochrome c oxidase subunit 1 (CO1) gene were amplified using the same primers (LCO1490 and HCO2198) as in Valdez-Mondragón and Francke (2015) and Valdez-Mondragón (2020). Amplifications were carried out using a Veriti 96 Well Thermal Cycler (Applied Biosystems) following the modified protocol of Valdez-Mondragón and Francke (2015) and Valdez-Mondragón (2020). PCR products were checked to analyze length and purity on 1% agarose gels with a marker of 100 bp and purified directly from the QIAquick PCR Purification kit of Qiagen. DNA extraction and PCR amplification were performed at Laboratorio de Biología Molecular, Laboratorio Regional de Biodiversidad y Cultivo de Tejidos Vegetales (LBCTV), Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México (IB-UNAM), Tlaxcala. Bi-directional Sanger sequencing was performed at the Laboratorio de Secuenciación Genómica de la Biodiversidad y la Salud (LANABIO), IB-UNAM, Mexico City. The generated sequences were saved in FASTA format. All newly generated sequences were deposited in GenBank with the accession numbers OR106002-OR106006 (see S1).
Sequences were aligned using the default gap opening penalty of 1.53 in the online MAFFT platform (multiple alignment using fast fourier transform), version 7 (Katoh & Toh, 2008) using the following alignment strategy: auto (FFT-NS-2, FFTNS-I, or L-INS-i; depending on data size). Inspection and editing of sequences and alignments was done using GENEIOUS version 10.2.6 (Kearse et al., 2012) and BioEdit version 7.0.5.3 (Hall, 1999). The matrix obtained from the multiple sequence alignments was then used for subsequent analyses.
To assess species delimitation with the barcoding locus, we first conducted a phenetic analysis with the neighbor joining (NJ) method to visualize the uncorrected p-distances using the program MEGA v. 7.0 (Tamura et al.,2007). We subsequently used the reconstructed NJ tree to carry out analyses with the following 3 methods: 1) Assemble Species by Automatic Partitioning (ASAP) (Puillandre et al., 2021): we ran this analysis on the online platform (https://bioinfo.mnhn.fr/abi/public/asap/) with the parameters suggested by Nolasco and Valdez-Mondragón (2022a); 2) General Mixed Yule Coalescent model (GMYC) (Pons et al., 2006): this analysis was performed using the GMYC web server (https://species.h-its.org/gmyc/); and 3) Bayesian Poisson Tree Processes (bPTP) (Kapli et al., 2017; Zhang et al., 2013): this method was conducted using the web server (https://species.h-its.org/ptp/).
p-distances under neighbor joining (NJ)
The genetic distances tree was reconstructed with MEGA v. 7.0 (Tamura et al.,2007), using the following commands: No. replicates = 1,000, bootstrap support values = 1,000 (significant values ≥ 50%), substitution type = nucleotide, model = p-distance, substitution to include = d: transitions + transversions, rates among sites = gamma distributed with invariant sites (G+I), missing data treatment = pairwise deletion.
Automatic Barcode Gap Discovery (ABGD): this method is implemented to find gaps in genetic divergence, considering that the intraspecific genetic variation is smaller than the interspecific divergences. First, the method generates a prior data partition of the data into putative species (initial partitions, IP). Then, these initial partitions are recursively partitioned until there is no further partitioning of the data (recursive partitions, RP). ABGD analyses were carried out in the online platform (https://bioinfo.mnhn.fr/abi/public/abgd/) using the following options: K2P distances non-corrected, pmin = 0.001, pmax = 0.1, steps = 10, relative gap width (X) = 1, nb bins = 20. Assemble Species by Automatic Partitioning (ASAP): this is an ascending hierarchical clustering method, merging sequences into groups that are successively further merged until all sequences form a single group. A partition is the equivalent to each sequence merge step, then, the software analyzes all partitions and scores the most probable groups on the tree (Puillandre et al., 2021). ASAP analyses were run in the online platform (https://bioinfo.mnhn.fr/abi/public/asap/) using Kimura (K80) distance matrices and configurated with following parameters: substitution model = p-distances, probability = 0.01, best scores = 10, fixed seed value = -. General Mixed Yule Coalescent (GMYC): this species delimitation method applies single (Pons et al., 2006) or multiple (Monaghan et al., 2009) time thresholds to delimit species in a maximum likelihood context, using ultrametric trees (Ortiz & Francke 2016). To generate the ultrametric tree, phylogenetic analyses were carried out in BEAUti and BEAST v.1.10.4 software (Drummond et al., 2012) using a coalescent (constant population) tree prior. Independent log normal clock uncorrelated was applied with its respective evolutionary model and substitution rates. The models of sequence evolution were selected using jModelTest version 2.1.10 using the Akaike information criterion (AIC) (Posada & Buckley, 2004). The models selected for CO1for each partition block were GTR+G+I (1st and 2nd codon positions) and GTR+G (3rd codon position). For the analyses, 40 million iterations were run 5 times, independently. The program Tracer 1.6 (Rambaut & Drummond, 2003) was used to evaluate the convergence values. Tree annotator v. 2.6.0 (BEAST package) was used to construct maximum clade credibility trees, after discarding the first 25% of generations (“burnin”) of the 5 independent runs. Finally, the GMYC method was implemented in the web service (https://species.h-its.org/gmyc/), which uses the original R implementation of the GMYC model (Fujiwasa & Barraclough, 2013). Bayesian Poisson Tree Processes (bPTP): this species delimitation method is similar to GMYC, but it does not use an ultrametric tree as input. This is because the models of speciation rate are implemented directly using the numbers of substitutions calculated from the branch lengths. The Bayesian and maximum likelihood variants were carried out on the online version (https://species.h-its.org/ptp/), with the following options: rooted tree, MCMC = 1,000,000, thinning = 100, burn-in = 0.1, seed = 123. The trees obtained in all analyses were edited with iTOL online version (https://itol.embl.de/) (Letunic & Bork 2021) and Photoshop CS6. We used the congruence integration criteria to delimit species, which is based on the correspondence among the different molecular methods to generate high support for a species hypothesis (DeSalle et al., 2005, Hamilton et al. 2011, Navarro-Rodríguez & Valdez-Mondragón, 2020, 2024; Nolasco & Valdez-Mondragón, 2022a; Valdez-Mondragón, 2020).
The approaches for DNA barcoding tree-based delimitation explicitly use the phylogenetic species concept, where the analysis recognizes a monophyletic cluster by searching differential intra and inter-specific branching patterns (Ortiz & Francke, 2016).
Results
According to the morphology of primary (male palps and female epigyna) and secondary (male chelicerae) sexual structures, the populations of Ixchela azteca showed geographical variation in morphological traits (Fig. 1). The males of the 3 populations have the same shape of the palp (Figs. 1, 8, 9; Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Figs. 38, 39); however, there are differences in the shape of the male chelicerae (Figs 1, 4, 6, 7; Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Figs. 36, 37, 40) and female epigyna (Figs. 10-13; Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Fig. 36). The populations from the temperate region of Cueva del Fraile, Mexico City (CNAN Ara-0158 and Ara-0159), the population from the type locality (Estado de México, CNAN Ara-160), and the population from Cueva de Diablo, Morelos (CNAN Ara-0169 and Ara-0170) have the frontal apophysis of chelicerae (FAC) shorter (Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Fig. 40) than the males from the population of the dry region of Guanajuato, which have a longer and conical FAC (Fig. 7). The female epigynum from Guanajuato is square-shaped in ventral view (Fig. 10), whereas in the other 3 populations from temperate region of central Mexico (Mexico City, Estado de México and Morelos) it is more trapezoidal (Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Fig. 42). In frontal view, the conical projection in the population from Guanajuato is smaller (Fig. 12) than the one observed in females from central Mexico (Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Fig. 44). Finally, females from the 3 populations of the temperate region of central Mexico have a longer and straighter epigynum in lateral view (Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Fig. 41) than the population from the dry region of Guanajuato, which have a shorter and curved epigynum (Fig. 13). The dorsal pattern of the carapace is similar between populations of I. azteca,with lateral spots on the carapace and a dark region along the fovea (Fig. 5; Valdez-Mondragón & Francke, 2015: Fig. 35). In comparison with the rest of the species of the genus, I. azteca so far is the only species with morphological variation in the primary (male palps and female epigyna) and secondary (male chelicerae) sexual structures.
The CO1 matrix included 59 terminals (including 1 outgroup) and 601 aligned positions. The uncorrected CO1 average distances between the populations of I. azteca from temperate regions and the dry region of Guanajuato was 3.5% (Table 1), whereas the average genetic distances among the remaining species of Ixchela was 12.1% (Table 1). Bootstrap support for the populations from Guanajuato was 100% (Fig. 1, red branch), whereas the group with the populations from temperate regions in central Mexico had a bootstrap support of 59% (Fig. 1, green branch).
Molecular methods for species delimitation
In the maximum likelihood (ML) phylogram obtained with CO1 (Fig. 2), most of the species assignments based on the current taxonomy were congruent with all species delimitation methods, except for the specimens assigned to I. azteca (Fig. 2). The GMYC model recovered a total of 21 species, and the 2 clades of I. azteca (Fig. 2, green and red branches) were recovered as a single species exclusive of I. azteca CNAN-Ara0169 and Ara0170, which were recognized as a different species (Fig. 2). The ASAP method recognized a total of 18 species, recovering both clades of I. azteca as a single species (Fig. 2). Finally, the bPTP method recovered a total of 25 species of Ixchela under both variants (BI and ML); however, similar to the GMYC analysis, the specimens CNAN-Ara0169 and Ara0170 were recognized as a different species from I. azteca (Fig. 2). The first clade of I. azteca (Fig. 2, green branch)did not receive significant bootstrap support (58%), a result also observed in the NJ analysis, whereas the clade from Guanajuato (Fig. 2, red branch) was supported by a high bootstrap value (100%). The I. azteca samples CNAN-Ara0169 and Ara0170 had a high bootstrap support of 99% for their sister relationship (Fig. 2).
Family Pholcidae C. L. Koch, 1850
Genus Ixchela Huber, 2000
Diagnosis and description. For an updated diagnosis and description of the genus, see Valdez-Mondragón (2013, 2020) and Valdez-Mondragón and Francke (2015).
Taxonomic summary
Type species. Coryssocnemis furcula F. O. Pickard-Cambridge, 1902, by original designation of Huber (2000). Type locality: female holotype from Tecpam, región de los Altos (cerro Tecpam, Departmento Chimaltenango), Guatemala, around 2,300 m, Otto Stoll. Godman & Salvin Coll., in BMNH (F. O. Pickard-Cambridge, 1902; Huber, 1998).
Composition. Twenty-two species. See the World Spider Catalog (2025) for the specific list of species.
Distribution. Ixchela is widely distributed from northeastern Mexico to Nicaragua. Although specimens from Nicaragua were not examined in this work, Huber (2000) examined 1 male of an undescribed species from this country deposited in the Museo Entomológico Nicaraguense (León, Nicaragua).
Ixchela azteca Valdez-Mondragón & Francke, 2015
I. azteca Valdez-Mondragón & Francke, 2015: 29, f. 1-6, 18-44 (Description ♂, ♀).
Figs. 3-13, 16-19
Diagnosis and description. See Valdez-Mondragón and Francke (2015).
Taxonomic summary
Type material. Mexico: Estado de México: ♂ holotype (CNAN T0763) [26 August 2011; A. Valdez, J. Mendoza, D. Barrales, R. Monjaraz, E. Miranda Cols.] from Km 46 highway Toluca-Valle de Bravo (19°15’21.6” N, 100°04’00.8” W; 2,315 m asl) (examined). Paratypes: 1 f# (CNAN T0764); 1 ♀, 3 juv. (CNAN T0765), same data as holotype (examined). See Valdez-Mondragón and Francke (2015) for the complete list of material examined from Estado de México, Guerrero, Mexico City, Michoacán, and Morelos.
Table 1
Average genetic p-distance under NJ among the different species of Ixchela analyzed with CO1. The value in bold indicates the average p-distance between the populations from temperate regions (A) and the population from the dry region in Guanajuato (B) of I. azteca (3.5%) (bold). The average genetic p-distance under NJ between the species of Ixchela was 12.1%.
Species | 1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 7 | 8 | 9 | 10 | 11 | 12 | 13 | 14 | 15 | 16 | 17 | 18 |
1. Ixchela juarezi | ||||||||||||||||||
2. Ixchela jalisco | 0.099 | |||||||||||||||||
3. Ixchela grix | 0.107 | 0.099 | ||||||||||||||||
4. Ixchela abernathyi | 0.110 | 0.109 | 0.118 | |||||||||||||||
5. Ixchela tzotzil | 0.105 | 0.118 | 0.107 | 0.110 | ||||||||||||||
6. Ixchela pecki | 0.123 | 0.108 | 0.112 | 0.125 | 0.120 | |||||||||||||
7. Ixchela azteca A | 0.116 | 0.091 | 0.102 | 0.120 | 0.131 | 0.136 | ||||||||||||
8. Ixchela tlayuda | 0.119 | 0.104 | 0.120 | 0.096 | 0.127 | 0.127 | 0.115 | |||||||||||
9. Ixchela azteca B | 0.123 | 0.098 | 0.113 | 0.128 | 0.135 | 0.143 | 0.035 | 0.112 | ||||||||||
10. Ixchela zapatai | 0.094 | 0.099 | 0.111 | 0.112 | 0.115 | 0.117 | 0.117 | 0.116 | 0.112 | |||||||||
11. Ixchela panchovillai | 0.113 | 0.118 | 0.127 | 0.122 | 0.124 | 0.149 | 0.120 | 0.115 | 0.116 | 0.116 | ||||||||
12. Ixchela franckei | 0.129 | 0.100 | 0.129 | 0.131 | 0.131 | 0.106 | 0.129 | 0.138 | 0.137 | 0.120 | 0.135 | |||||||
13. Ixchela taxco | 0.124 | 0.108 | 0.120 | 0.139 | 0.133 | 0.129 | 0.118 | 0.131 | 0.121 | 0.084 | 0.138 | 0.137 | ||||||
14. Ixchela mixe | 0.141 | 0.133 | 0.121 | 0.153 | 0.153 | 0.139 | 0.141 | 0.145 | 0.154 | 0.140 | 0.155 | 0.133 | 0.144 | |||||
15. Ixchela huberi | 0.130 | 0.122 | 0.129 | 0.129 | 0.131 | 0.144 | 0.124 | 0.117 | 0.121 | 0.119 | 0.122 | 0.142 | 0.143 | 0.127 | ||||
16. Ixchela huasteca | 0.112 | 0.124 | 0.135 | 0.138 | 0.142 | 0.140 | 0.123 | 0.112 | 0.119 | 0.109 | 0.137 | 0.136 | 0.130 | 0.153 | 0.137 | |||
17. Ixchela placida | 0.113 | 0.129 | 0.134 | 0.117 | 0.139 | 0.148 | 0.122 | 0.126 | 0.126 | 0.126 | 0.079 | 0.122 | 0.145 | 0.156 | 0.134 | 0.134 | ||
18. Ixchela mendozai | 0.111 | 0.082 | 0.105 | 0.076 | 0.116 | 0.116 | 0.106 | 0.084 | 0.107 | 0.099 | 0.120 | 0.122 | 0.123 | 0.131 | 0.120 | 0.115 | 0.127 | |
19. Ixchels purepecha | 0.121 | 0.127 | 0.128 | 0.136 | 0.147 | 0.144 | 0.123 | 0.127 | 0.128 | 0.118 | 0.123 | 0.151 | 0.119 | 0.156 | 0.145 | 0.134 | 0.134 | 0.126 |
Figure 1. Neighbor-joining tree constructed with p-distances of the CO1 barcode sequences from different specimens and species of Ixchela. Branch colors indicate species, red and green branches and asterisks represent populations of Ixchela azteca. Male chelicera, male palp, and female epigyna are shown to illustrate the variation at species level and within I. azteca. Numbers on branches indicate bootstrap support values (> 50%).
Figure 2. Maximum likelihood tree of Ixchela constructed with CO1. Bar colors represent putative species in the tree and in the columns, which represent the different species delimitation methods. Red and green branches and asterisks represent populations of Ixchela azteca. Numbers below the columns represent the species recovered in each species delimitation method (not considering Physocyclus dugesi). Numbers above branches represent bootstrap support values for ML (> 50%). Column abbreviations: morphology (M); GMYC with single (SN) and multi (MT) thresholds; ASAP; bPTP with maximum likelihood (ML) and Bayesian inference (BI) variants.
Figures 3-9. Ixchela azteca Valdez-Mondragón & Francke, 2015 from Cortazar, Guanajuato, Mexico. Male: 3-4, habitus, lateral and dorsal views, respectively; 5, carapace and chelicerae, frontal view; 6-7, chelicerae, frontal and left lateral views, respectively; 8-9, left palp, prolateral and retrolateral views, respectively. E: Embolus, PAB: prolateroventral apophysis of bulb, PR: procursus, SAC: sclerotized apophysis of chelicerae, VPP: ventrobasal protuberance of procursus. Scale bars: Figs. 6, 7 = 0.5 mm, Figs. 5, 8, 9 = 1 mm, Figs 3, 4 = 2 mm.
New material examined. Mexico: Guanajuato: 1 ♂, 2 ♀, 2 juv. (CARCIB) [14 October 2021; A. Valdez, A. Juárez, L. Cabrera, S. Nolasco Cols.] from 7.5 km southeast of Cortazar (20°25’31.1” N, 100°54’51.8” W; 2,160 m asl), Municipality Cortazar (night collecting).
Morphological variation. Male specimens from Cueva del Diablo (Morelos, Mexico) and from Gruta de Tziranda were notably smaller than specimens from the type locality and the other localities, including the new specimens from Guanajuato. Female specimens from Grutas de Tziranda (Michoacán, Mexico) and road to Cueva del Fraile (Mexico City, Mexico) were notably smaller than specimens from the other localities, including the new specimens from Guanajuato.
Figures 10-13. Ixchela azteca Valdez-Mondragón & Francke, 2015 from Cortazar, Guanajuato, Mexico. Female epigynum: 10, ventral view; 11, dorsal view; 12, frontal view; 13, left lateral view. MSE: Median septum of epigynum, PP: pore plates. Scale bars: 0.5 mm.
Specimens from Cueva del Diablo have paler coloration on carapace and legs than specimens from other localities. The opisthosomal coloration can vary from grey, pale grey, blue, or pale blue, potentially related to the prey consumed. Males:Cueva del Diablo (Morelos, Mexico) (n= 4), tibia I: 10.87-12.50 (x= 11.74). Cueva del Diablo, La Peña (Estado de México, Mexico) (n= 1): tibia I: 18.12. Cueva de Peña Blanca (Estado de México, Mexico) (n= 2), tibia I: 13.75, 14.00. Gruta de Tziranda (Michoacán, Mexico) (n= 1): tibia I: 11.00. Road to Cueva del Fraile and Cueva del Fraile, respectively (Mexico City, Mexico) (n= 2): tibia I: 9.50, 12.25. 7.5 km southeast of Cortazar (Guanajuato, Mexico) (n= 1): tibia I: 13.63. Females:Cueva del Diablo (Morelos, Mexico) (n= 7): tibia I: 7.50-16.00 (x= 12.77). Km 34 highway Toluca-Zitácuaro (Estado de México, Mexico) (n= 3): tibia I: 6.60-12.5 (x = 9.50). 5 km W of Casahuates (Guerrero, Mexico) (n= 3): tibia I: 9.37-15.25 (x= 11.95). El Naranjo (Michoacán, Mexico) (n= 2): tibia I: 9.50, 11.75. 7 km SE of Ciudad Hidalgo (Michoacán, Mexico) (n= 2): tibia I: 9.7, 11.37. Gruta de Tziranda (Michoacán, Mexico) (n= 4): tibia I: 7.10-10.2 (x= 8.70). Road to Cueva del Fraile (Mexico City, Mexico) (n= 2): tibia I: 10.12, 11.87. 7.5 km southeast of Cortazar (Guanajuato, Mexico) (n = 2): tibia I: 9.87, 11.87 (x = 10.87).
Figures 14-19. Habitat and live specimens of I. azteca. 14-15, Thorny scrub forest at 2,160 m asl. from 7.5 km southeast of Cortazar, Municipality Cortazar, Guanajuato, Mexico (red arrow indicates the microhabitat where the specimens were collected); 16-17, live male specimens; 18-19, live female specimens.
Natural history. Valdez-Mondragón and Francke (2015) reported that the specimens from Estado de México and Guerrero were collected on their sheet webs in oak-pine and pine forests, inside cavities on walls along road-cuts in wet and shaded areas covered with roots. The male collected in the Instituto de Biología, UNAM was walking on a wall inside a classroom. The specimens from Cueva del Fraile, Mexico City, and Gruta de Tziranda, Michoacán were collected on their sheet webs inside the caves, close to the walls. Specimens collected outside the Cueva del Fraile were among boulders in shady moist areas, whereas specimens from Cueva del Diablo, Morelos were collected in the cave entrance and inside the cave, where humidity was c.70% and temperatures cold. These specimens were collected on their sheet webs, and it was very common to find prey remains in their webs, mainly large leafcutter ants of the genus Atta (subfamily Myrmicinae). The specimens from Cortazar, Guanajuato, were collected in a disturbed thorny scrub forest (Figs. 14, 15) with columnar cacti and nopales (Opuntia sp.). These specimens were observed on their sheet webs built among walls of big rocks (Figs. 14, 15 red arrow, 16-19).
Figure 20. Distribution records of I. azteca in the Chihuahuan Desert biogeographic province (Southern Semiarid Elevations ecoregion) and in the Transmexican Volcanic Belt biogeographic province (Temperate Mountains ecoregion). Map by Mayra Cortez Roldán.
Distribution. Mexico: Estado de México, Guanajuato, Guerrero, Mexico City, Michoacán, Morelos (Fig. 20).
Discussion
The evolutionary aspects of morphological variation, including dimorphism and polymorphism within and among sexes, has been widely studied in several animal groups. Also, assessing species boundaries is a central debate in modern systematics, particularly in cases where morphology presents wide variations or lacks information at deep levels. The use of DNA barcoding approaches has been applied in modern systematics in 2 different ways: first, to distinguish among described species (equivalent to species identification or species diagnosis), and second, to discover new species (incorporating species delimitation methods and species descriptions) (DeSalle et al., 2005). In this way, another taxonomic task is to establish the limits between species or identify those species with wide morphological and genetic variation among populations.
Regarding the genus Ixchela,molecular methods for species delimitation have been used in parallel with morphological features to obtain the most robust evidence for species delimitation and diagnoses. Valdez-Mondragón (2020) described I. panchovillai and I. zapatai using 4 molecular species delimitation methods and morphology. All molecular methods were congruent with the morphology of primary and secondary sexual features (male palps, male chelicerae, and female epigyna). However, in the case of I. azteca,despite the population from Guanajuato (Fig. 2, green branch) being genetically divergent from the populations from central Mexico (Fig. 2, red branch) by a p-distance value of 3.5% (Table 1), the molecular species delimitation methods were not congruent with morphology, recovering the 2 clades as a single species. Previous studies on species delimitation in pholcid spiders have usually found congruence between species limits hypothesized a prioribased on morphology and those recovered using mitochondrial markers (Nolasco & Valdez-Mondragón, 2022a; Valdez-Mondragón, 2020). However, similar to I. azteca, morphological variation of sexual structures within the same species has been previously reported in other pholcid spiders. Huber and Pérez-González (2001) reported a case of morphological variation in the female genitalia of 3 species in the genus Ciboneya Huber & Pérez-González, 2001, which even have different female morphs in the same population. Valdez-Mondragón (2010) described discontinuous interspecific variation in the epigyne shape in females of Physocyclus enaulus Crosby, 1926 with 3 distinct morphotypes. Such variation has been observed in insular pholcids as Huber and Acurio (2021) reported for Aymaria conica (Banks, 1902), with wide morphological variation in the female´s genitalia. In the case of I. azteca, the epigyna of the population from Guanajuato is wider and more curved than in the populations from central Mexico, which are longer and less curved. Males of the different I. azteca populations also showmorphological variation, mainly in the chelicerae, a robust and very important feature at species level in the family Pholcidae. Males from Guanajuato have longer apophyses than males from central Mexico.
Pholcid spiders show a great variety of morphological features that allow for delimitation and diagnosis to the species level in most cases. Primary sexual structures such as male palps and female genitalia, as well as secondary sexual structures such as male chelicerae, are important and useful characters for identifying and diagnosing pholcids species (Huber et al., 2018; Nolasco & Valdez-Mondragón, 2022b; Valdez-Mondragón, 2020). However, as Huber and Pérez-González (2001) suggest, it is possible that taxonomists are strongly biased against discovering genitalic variation such as dimorphisms or even polymorphisms, simply because the genitalia have traditionally been used with an overwhelming priority for species delimitation and identification. This is why taxonomic descriptions should (ideally) be based on a large series of specimens to analyze both intra- and inter-specific morphological and genetic variation. This practice also allows us to identify cases of morpho-clines, dimorphisms, or even polymorphisms.
Although the genetic p-distance under CO1 between both populations of I. azteca was 3.5% (Table 1), this mitochondrial marker is susceptible to over- and underestimating diversity in some cases; therefore, the limits interpretation must be considered with caution (Astrin et al., 2006; Ortiz & Francke, 2016). Additional informative mitochondrial (e.g., 16S) or even nuclear (e.g., ITS1, ITS2, or 28S) markers, as well as further morphological evidence, would help to obtain better resolution of species hypotheses (Astrin et al., 2006; Agnarsson, 2010; Navarro-Rodríguez & Valdez-Mondragón, 2020; Nolasco & Valdez-Mondragón, 2022a; Ortiz & Francke, 2016; Planas & Ribera, 2015; Valdez-Mondragón et al., 2019).
For the most part, the natural distribution of the genus Ixchela is in temperate climate zones, principally in pine, oak, or pine-oak forests, between 1,000-2,950 m of elevation (Valdez-Mondragón, 2013). However, species such as Ixchela juarezi Valdez-Mondragón, 2013have been recorded in thorny scrub forest. The population of I. azteca from Cortazar, Guanajuato, was similarly collected in a disturbed thorny scrub forest in the Chihuahuan Desert biogeographic province. Although intensive collecting efforts have targeted low elevations, Ixchela seems to occur only above 1,000 m asl mainly in temperate climate regions (Valdez-Mondragón, 2013, 2020; Valdez-Mondragón & Francke, 2015). Species such as I. juarez and I. azteca that are found in arid and semiarid elevations might represent relict species or populations resulting from vicariant events, and the temperate mountains likely served as a conduit for dispersal. Allopatric populations of I. azteca may be a product of the repeated appearance and disappearance of orographic barriers and habitat fragmentation across a complex landscape formed in response to past orogenic events and climate oscillations, mainly in the Transmexican Volcanic Belt (TVB) biogeographic province (transition zone between the Nearctic and Neotropical regions), as was demonstrated by Valdez-Mondragón and Francke (2015) in the genus Ixchela.
Based on the available evidence, we propose that the allopatric populations of I. azteca assessed herein belong to the same species considering the following: 1) although morphological variation is evident, this variation could be influenced by environmental effects, genetic mutations, developmental perturbations, or even geographic variation as was suggested in other groups by Debat and David (2001); 2) although 2 clades of I. azteca were recovered under ML with a genetic p-distance of 3.5%, the populations from central Mexico present a low bootstrap support value (59%) and 2 subclades were found; 3) incongruence among molecular species delimitation methods was observed with regards to I. azteca, with some methods recovering both clades as a single species; and 4) the population from Guanajuato was collected in a thorny scrub forest (Chihuahuan Desert province-Southern Semiarid Elevations ecoregion), while the rest of the specimens from central Mexico where collected in temperate pine-oak forests (TVB province-Temperate Mountains ecoregion) (Fig. 20). We suggest that the observed morphological and genetic variation might be due to the geographic variation of the species.
In conclusion and considering the suggestions of Carstens et al. (2013), while probing different methods or lines of evidence is necessary for properly implementing species delimitation, it is better to be conservative about species delimitation when the information and results are incongruent to avoid over-splitting species.
Acknowledgments
The first author thanks SEP-Conahcyt for financial support of the project of Basic Science (Ciencia Básica) 2016, No. 282834. We also thank Edmundo González Santillán (curator) and Oscar F. Francke (ex-curator) of the Colección Nacional de Arácnidos (CNAN), Instituto de Biología, UNAM, for providing specimen loans. We are grateful to Laura Márquez Valdelamar for help in the molecular sequencing of the samples, to Brett O. Butler for the English language review of the manuscript, and to the reviewers for their comments and suggestions that improved the manuscript. We thank Carlos Palacios-Cardiel (Technician of the Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste) for his support with storage of the material at the CARCIB. Specimens were collected under the Scientific Collector Permit FAUT-0309 from the Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales provided to Alejandro Valdez Mondragón.
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a Universidad Nacional de San Luis – Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas, Almirante Brown 907, 5700 San Luis, Argentina
b Universidad Nacional de San Luis, Facultad de Química, Bioquímica y Farmacia, Área de Biología, Departamento de Biología, Ejército de los Andes 950, segundo piso, 5700 San Luis, Argentina
c Universidad Nacional del Nordeste – Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas, Centro de Ecología Aplicada del Litoral, Ruta Provincial Nº 5 Km 2,5, 3400 Corrientes, Argentina
*Corresponding author: cynthyaelizabethgonzalez@gmail.com (C. González)
Received: 16 October 2023; accepted: 2 October 2024
The studies of helminth parasites in Argentine amphibians have focused on the Dry and Humid Chaco ecoregions; in the Dry Chaco the reports are from the Chaco and Formosa provinces. The aim of this work was to report the first record of Aplectana hylambatis (Baylis, 1927) Travassos, 1931 (Nematoda: Cosmocercidae) from San Luis province and the southernmost record for the Dry Chaco ecoregion. Specimens of Rhinella arenarum (Hensel, 1867) (n = 6), Leptodactylus mystacinus (Burmeister, 1861) (n = 13), and Odontophrynus cf. asper (n = 6) were analyzed. Specimens of A. hylambatis were collected from the large intestine of these hosts and were studied using light and scanning electron microscopy (SEM). In addition, relevant features are described, including the number and arrangement of caudal papillae, and of mamelon-like cuticular protuberances associated to the vulva. The morphological characteristics are compared and discussed in relation to those of specimens collected from other hosts in other localities of the country. The presence of A. hylambatis in localities of the Dry Chaco represents an expansion of the geographic range of this cosmocercid and the first record in L. mystacinus and O. cf. asper from Argentina.
Keywords: Aplectana hylambatis; Bufonidae; Cosmocercidae;Dry Chaco; Leptodactylidae; Odontophrynidae; Parasitic helminths
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
Los estudios de helmintos parásitos de anfibios argentinos se han centrado en las ecorregiones del Chaco Seco y Húmedo; en el Chaco Seco los reportes se realizaron en las provincias de Chaco y Formosa. El objetivo de este trabajo fue reportar el primer registro de Aplectana hylambatis (Baylis, 1927) Travassos, 1931 (Nematoda: Cosmocercidae) para la provincia de San Luis y el registro más austral para la ecorregión del Chaco Seco. Se analizaron ejemplares de Rhinella arenarum (Hensel, 1867) (n = 6), Leptodactylus mystacinus (Burmeister, 1861) (n = 13) y Odontophrynus cf. asper (n = 6). Los ejemplares de A. hylambatis fueron colectados del intestino grueso de estos hospedadores y se estudiaron mediante microscopía óptica y electrónica de barrido (MEB). Se describen características relevantes, como el número y disposición de las papilas caudales, y el número y disposición de las protuberancias cuticulares tipo mamelón asociadas a la vulva. Los caracteres morfológicos encontrados se comparan y discuten con los especímenes colectados en otros hospedadores de diferentes localidades del país. La presencia de A. hylambatis en localidades del Chaco Seco representa una ampliación del rango geográfico de este cosmocércido y el primer registro para L. mystacinus y O. cf. asper de Argentina.
Palabras clave: Aplectana hylambatis; Bufonidae; Cosmocercidae; Chaco Seco; Leptodactylidae; Odontophrynidae; Helmintos parásitos
Introduction
In 1927, Baylis described Oxysomatium hylambatis parasitizing the large intestine of Leptopelis aubryi (Duméril, 1856) from Macenta, Guinea, Africa (Baylis, 1927). In that work, the author established a synonymy between the genera Oxysomatium and Aplectana; however, he did not question the validity of the genus Aplectana, stating that it included species without a gubernaculum (called at that time “accessory piece”).
Later, Travassos (1931) published a review of the family Cosmocercidae (Railliet, 1916) Travassos, 1925, where he established that the division between the 2 genera occurs mainly by the female reproductive system, which is prodelphic in the genus Aplectana and amphidelphic in Oxysomatium. In this way, it reproduces the description of the specimens made by Baylis (1927), but places them under the genus Aplectana due to the anterior location of the reproductive system of females.
Over the years, both genera have been studied in numerous works around the world. In some of them, these taxa were considered synonymous (Fotedar, 1960; Gutiérrez, 1945; Harwood, 1930; Hsü & Hoeppli, 1933; Skrjabin, 1910, 1951; Walton, 1940, 1941), whereas in others, they were separated on the basis of the size and shape of gubernaculum and spicules, the presence or absence of lateral alae, the number of cephalic papillae, the position of the vulva, and the stage of the eggs in utero (Bravo-Hollis, 1943), or on the basis of the presence or absence of gubernaculum in males, and prodelphic or amphidelphic condition in females (Ballesteros-Márquez, 1945).
Baker (1980) redescribes A. hylambatis (Baylis, 1927) Travassos, 1931 based on specimens collected from Sclerophrys mauritanica (Schlegel, 1841) (= Bufo mauritanicus), Leptopelis aubryi (Duméril, 1856), and Rhinella achalensis (Cei, 1972) (= Bufo achalensis). Subsequently, Baker and Vaucher (1986) synonymized Oxysomatium bonariensis (Gutiérrez, 1945) collected from Rhinella arenarum (Hensel, 1867) (= Bufo arenarum) in Argentina, and A. pudenda (Masi Pallarés and Maciel, 1974) collected from Rhinella diptycha (Cope, 1862) (= Bufo paracnemis), Rana pacybrachion (Steffen, 1815) (= Leptodactylus latrans), Boana raniceps (Cope, 1862), and Boana punctata (Schneider, 1799) (= Hyla punctata) in Paraguay, with A. hylambatis.
In South America, this cosmocercid has a wide geographic and host range; it was found in Argentina, Ecuador, Guyana, Paraguay, Peru, Brazil, and Uruguay (Campião et al., 2014; González, Hamann et al., 2021). In Argentina it is the nematode species of amphibians with the widest geographic distribution. There are records in 7 provinces, namely Buenos Aires, Córdoba, Corrientes, Chaco, Formosa, Salta, and San Juan, where it has been found parasitizing anurans of the families Bufonidae, Ceratophryidae, Hylidae, Leptodactylidae, Microhylidae, and Odontophrynidae (Draghi et al., 2015; González et al., 2019; González, Hamann et al., 2021).
Rhinella arenarum (Anura: Bufonidae) is distributed in Argentina, Bolivia, Brazil, and Uruguay (Frost, 2023). It is characterized by having terrestrial habits, reproducing in temporary or semi-permanent lentic and lotic environments where it deposits strings of pigmented eggs, and having a generalist diet (Babini et al., 2015; Bionda et al., 2011; de Oliveira et al., 2017; Quiroga et al., 2009). Leptodactylus mystacinus (Burmeister, 1861) (Anura: Leptodactylidae) is distributed in Argentina, Bolivia, Brazil, Paraguay, and Uruguay (Frost, 2023). It is a terrestrial anuran, with fossorial characteristics; it breeds on foam nests built in temporary or semi-permanent lentic and lotic environments, and has a generalist diet (Babini et al., 2015; De-Carvalho et al., 2008; Heyer et al., 2010; López et al., 2005). These amphibian species are categorized as “Not Threatened” according to Vaira et al. (2012) and as “Least Concern” according to IUCN (2023). Finally, the genus Odontophrynus Reinhardt and Lütken, 1862 (Anura: Odontophrynidae), which includes 11 species, is distributed in southern and eastern South America (Frost, 2023). Recently, Argentinean species of this genus were revised by Rosset et al. (2022). These authors synonymized Odontophrynus americanus (Duméril and Bibron, 1841) with O. occidentalis, and established its distribution area, restricted to the center, west and south of the country, in the ecoregions of Monte, Dry Chaco, Patagonian steppe, and in the coastal dunes of the Humid Pampa ecoregion. On the other hand, these authors also proposed to name the cryptic diploid and tetraploid species currently grouped as the Odontophrynus americanus species group, as Odontophrynus asper (Philippi, 1902), with distribution in extensive areas of central and northern Argentina, Uruguay, southern Paraguay, southeastern Brazil, and probably also Bolivia (Rosset et al., 2022).
Studies on parasitic helminths in these 3 hosts, both in the larval and adult stages, refer to descriptions of new species, intraspecific variations, or extensions of host or geographic range (Campião et al., 2014; da Graça, et al., 2017; da Silva et al., 2018; González et al., 2019; González, Duré et al., 2021; González, Hamann et al., 2021; Queiroz et al., 2020; Ramallo et al., 2020). Throughout its geographic range, the helminth fauna of R. arenarum has been studied in Argentina, Brazil, and Uruguay (Campião et al., 2014). Specifically, in Argentina, A. hylambatis has been reported from Buenos Aires and San Juan provinces; Rhabdias elegans Gutiérrez, 1945 from Buenos Aires and Tucumán provinces; Borrellostrongylus platensis Gutiérrez, 1945 (= Parabatrachostrongylus platensis Tantalean and Naupay, 1974) from Buenos Aires province; Oswaldocruzia proencai Ben Slimane and Durette-Desset, 1995, Ophidascaris sp., Aplectana tarija Ramallo, Bursey and Goldberg, 2007, and Cosmocercoides lilloi Ramallo, Bursey and Goldberg, 2007 from Salta province; and Bufonerakis andersoni Baker, 1980 has been found but its locality was not reported (González and Hamann, 2015; González et al., 2019; Ramallo et al., 2020). For L. mystacinus, previous reports about its helminths have been made in Brazil and Paraguay (Campião et al., 2014); so far, no helminths have been found in this amphibian in Argentina. The previous records of helminths that have been made in the country for amphibians of the genus Odontophrynus include the nematodes R. elegans, Cosmocerca podicipinus Baker and Vaucher, 1984, and C. parva Travassos, 1925, and the digeneans Echinostomatidae gen. sp., and Travtrema aff. stenocotyle for O. asper (= O. americanus) from Corrientes province; A. hylambatis and Falcaustra sanjuanensis González, Sanabria and Quiroga, 2013 for O. americanus (= O. occidentalis) from San Juan province, and A. hylambatis for O. lavillai Cei, 1985 from Formosa province (Campião et al., 2014; González, Hamann et al., 2021; Piñeiro-Gómez et al., 2023).
The aim of this work was to report the first record of the cosmocercid A. hylambatis from the province of San Luis, Argentina, in the anurans R. arenarum, L. mystacinus, and O. cf. asper.
Materials and methods
San Luis, Argentina is part of the Dry Chaco ecoregion, and has xerophytic deciduous shrub vegetation with patches of Larrea (Morello et al., 2012). The sampled sites were located on the Central Sierras of San Luis. In the extreme west, these mountain ranges constitute an orographic barrier to humid winds from the east, which causes greater rainfall on the eastern slopes and drier climates to the west (Torrella & Adámoli, 2006). From November 2019 to February 2023, through active sampling techniques of direct visual recording and auditory detection (Vaira et al., 2021), 25 anuran amphibians of 3 species, belonging to 3 families, were captured: R. arenarum (Bufonidae) (n = 6), L. mystacinus (Leptodactylidae) (n = 13), and O. cf. asper (Odontophrynidae) (n = 6) (Table 1). Secretaría de Medio Ambiente, San Luis Province, authorized the capture of the specimens for this study (Resolution N°295-PRN-2022).
All organ systems were examined in the captured specimens, using helminthological techniques according to the criteria of Goater and Goater (2001) and González and Draghi (2021). Nematodes found in the large intestine, were counted, fixed with a hot 10% formalin solution, preserved in 70% alcohol, cleared with Amann’s lactophenol and then, were morphometrically analyzed. Illustrations were made using a Leica DM2500 optical microscope with the aid of a drawing tube. For examination with scanning electron microscope (SEM), nematodes were dehydrated through a series of ethanol and acetone, and critical point-dried using CO2. The specimens were coated with gold-palladium and examined with a JEOL JSM-5800 scanning electron microscope. Measurements along the text are given in micrometers unless otherwise indicated and are presented as the mean ± 1 standard deviation, with the minimum and maximum value in parentheses. Nematodes were deposited in the Helminthological Collection of Museo de la Plata, La Plata, Argentina (MLP-He). The anuran specimens are stored in the Universidad Nacional de San Luis Herpetology Collection (CH-UNSL), San Luis, Argentina.
Results
Of the total amphibians analyzed, 11 were parasitized (total prevalence: 44%). In these, 338 specimens belonging to the species Aplectana hylambatis (Baylis, 1927) Travassos, 1931 (Nematoda, Cosmocercidae) were found (accession numbers: MLP-He 8044, 5 males and 5 females from O. cf. asper; MLP-He 8045, 5 males and 5 females from L. mystacinus; MLP-He 8046, 5 males and 5 females from R. arenarum).
Description
Aplectana hylambatis (Baylis, 1927) Travassos, 1931 [= Oxysomatium bonariensis
Gutiérrez, 1945; = Aplectana pudenda Masi Pallarés and Maciel, 1974]
(Figs. 1-3)
Table 1
Sample size (n), sex (F: females; M: males), collection date and accession numbers for 3 amphibian species from San Luis Province, Argentina.
Species | n | Sex | Collection data | Accession numbers | ||
Collection date | Locality-geographical coordinates | Elevation (m asl) | ||||
Rhinella arenarum | 2 | 1 F; 1 M | November/ 2019 | 33°06’38” S; 66°03’41” W El Trapiche | 1,049 | CH-UNSL 0644 CH-UNSL 0645 |
1 | 1 M | October/ 2021 | 33°15’50” S; 66°12’32” W Cruz de Piedra | 887 | CH-UNSL 0646 | |
2 | 2 M | October/ 2021 | 33°16’35” S; 66°13’44” W Juana Koslay | 850 | CH-UNSL 0647 | |
1 | 1 F | December/ 2022 | 32°35’52” S; 66°06’37” W San Francisco del Monte de Oro | 777 | CH-UNSL 0636 | |
Leptodactylus mystacinus | 2 | 2 M | November/ 2019 October/ 2021 | 33°16’35” S; 66°13’44” W Juana Koslay | 850 | CH-UNSL 0638 CH-UNSL 0639 |
11 | 2 F; 9 M | December/ 2021 January/ 2022 October/ 2022 November/ 2022 February/ 2023 | 33°6’22.6” S; 66°0’14.1” W La Florida | 1,025 | CH-UNSL 0634 CH-UNSL 0637 CH-UNSL 0631 CH-UNSL 0627 CH-UNSL 0630 | |
Odontophrynus cf. asper | 2 | 2 F | November/ 2019 | 33°11’53” S; 66°07’29” W Estancia Grande | 1,071 | CH-UNSL 0640 |
2 | 1 F; 1 M | October/ 2021 November/ 2022 | 33°14’24.7” S; 66°10’46.4” W El Volcán | 954 | CH-UNSL 0635 CH-UNSL 0642 | |
2 | 2 M | January/ 2022 February/ 2022 | 33°6’22.6” S; 66°0’14.1” W La Florida | 1,025 | CH-UNSL 0632 CH-UNSL 0643 |
General morphology (based on 82 adult specimens). Small nematodes, cuticle with transverse striations evenly distributed along the body. Lateral alae present in both sexes beginning at the level of the nerve ring and ending at the level of the anus in females and at the level of the first pairs of precloacal papillae in males. Triangular mouth surrounded by 3 lips, 1 dorsal with 2 cephalic papillae, and 2 ventral lips each with a papilla and an amphid (Fig. 1A). Well-differentiated esophageal bulb with chitinous valves. Very visible excretory pore, pre-bulbar and fringed (Fig. 2A). Prodelphic females with a highly developed ovijector (Fig. 2D, E); thin-membrane, morulated eggs and larvated eggs at the level of the vulva. Males with gubernaculum and equal spicules with characteristic articulation. The morphometric characters of males and females collected are provided in Table 2.
Male (based on 40 adult specimens). Specimens with 3 typical groups of caudal papillae present in this species, precloacal, adcloacal, and postcloacal, with a large medial unpaired papilla anterior to the cloaca. In the analyzed specimens, thirteen pairs of caudal papillae were counted with the following arrangement: 4 pairs of ventral precloacal papillae; 5 pairs adcloacal (2 pairs ventrolateral, 3 pairs in anterior lip of the cloaca) and 1 unpaired papilla on anterior lip of the cloaca; 4 pairs of postcloacal papillae (2 pairs ventrolateral at the middle tail; 2 pairs close to its posterior end) (Figs. 1B-D; 2B, C).
Table 2
Morphometric characters (mean ± SD and Min.-Max.) of males and females of Aplectana hylambatis collected in the 3 anuran species from San Luis Province, Argentina.
San Francisco del Monte de Oro | La Florida | El Volcán | ||||
Rhinella arenarum | Leptodactylus mystacinus | Odontophrynus cf. asper | ||||
Males (n = 14) | Females (n = 11) | Males (n = 9) | Females (n = 10) | Males (n = 17) | Females (n = 21) | |
Total length | 3.65±0.35mm (2.72-4.07) | 4.37±0.36mm (3.55-4.85) | 3.03±0.23mm (2.7-3.4) | 3.53±0.20mm (3.22-3.87) | 4.16±0.21mm (3.73-4.52) | 5.0±0.30mm (4.5-5.4) |
Greatest width | 176.7±13.9 (145-205) | 217.2±24.6 (185-265) | 153.3±11.7 (135-170) | 1047.5±133.5 (850-1250) | 190.5±19.3 (150-220) | 285.2±32.2 (235-360) |
Oesophagus length | 478.5±24.5 (415-505) | 596.3±42.6 (490-645) | 452.2±22.3 (405-480) | 520.5±33.5 (455-550) | 502.6±27.5 (450-550) | 528.5±36.7 (430-575) |
Oesophagus width | 39.7±5.3 (31,2-48) | 50.6±7.9 (33.6-60) | 39.2±8.4 (28.8-57.6) | 37.9±5.15 (31.2-45.6) | 44.3±4.2 (38.7-53.2) | 53.3±4.3 (45.2-61.1) |
Bulb length | 90.3±7.2 (74.4-98.4) | 114.9±13.4 (84-129.6) | 92±6.23 (84-100.8) | 99.8±9.0 (84-117.6) | 98.9±7.6 (91.77-118.37) | 118.3±8.1 (106.4-113) |
Bulb width | 96.5±11.5 (72-110.4) | 126.1±12.8 (98.4-148.8) | 88.2±6.5 (76.8-98.4) | 100.8±7.2 (88.8-115.2) | 108±5.7 (99.7-119.7) | 135.4±6.8 (122.3-148.9) |
Nerve ring* | 258.9±25.5 (205-295) | 284.0±19.3 (245-305) | 236.1±27.3 (200-275) | 267.5±19.0 (245-300) | 257.1±23.9 (200-295) | 260.7±17.3 (240-300) |
Excretory pore* | 481±36.1 (400-515) | 569.5±51.4 (450-630) | 469.4±19.2 (435-495) | 515.5±32.6 (470-560) | 530.3±43.6 (475-636) | 571.6±32.8 (505-640) |
Tail length ** | 209.8±17.6 (172.8-235.2) | 258.1±23.0 (210-285) | 156.5±11.4 (144-172.8) | 197±24.5 (150-225) | 227.1±14.3 (205-260) | 247.6±18.7 (210-280) |
Gubernaculum length | 76.1±8.33 (55.2-88.8) | – | 68.5±6.4 (62.4-84) | – | 85.9±7.1 (73-97) | – |
Spicules length | 242.4±21.7 (196.8-266.4) | – | 208±18.8 (189.6–244.8) | – | 284.8±23.3 (235-319) | – |
Vulva* | – | 2.9±0.2mm (2.4-3.25) | – | 2.45±0.15mm (2.25-2.72) | – | 3.32±0.22mm (2.86-3.71) |
Egg length | – | 90.5±5.4 (81.6-98.4) | – | 84.2±5.1 (74.4-91.2) | – | 105.83±11.9 (61.18-118.37) |
Egg width | – | 53.2±4.1 (48-60) | – | 50.1±2.6 (48-55.2) | – | 59.4±3.6 (53.2-65.1) |
Figure 1. Aplectana hylambatis parasite of anurans from San Luis province, Argentina. A, Anterior end, apical view; B, male, posterior end, ventral view; C, detail of cloacal region, latero-ventral view; D, detail of paired papillae, latero-ventral view; E-F, female, mamelon-like cuticular, latero-ventral view. Abbreviations: a: amphid; ad: adcloacal papillae; fc: cuticular fringe; up: unpaired papilla; po: postcloacal papillae; pr: precloacal papillae; * cephalic papillae; closed arrows indicate paired papillae. A-D from O. cf. asper; E, F from L. mystacinus.
Figure 2. Aplectana hylambatis parasite of anurans from San Luis province, Argentina. A, Male, anterior end, ventral view; B, male, posterior end, ventral view; C, male, posterior end, lateral view; D, ovijector and 2 mamelon-like cuticular protuberances anterior to the vulva, ventral view; E, ovijector and 2 mamelon-like cuticular protuberances, 1 anterior and 1 posterior to the vulva, ventral view; F, female, posterior end, lateral view; G, gubernaculum, ventral view; H, spicules and gubernaculum, ventral view. Scale: A-D: 200 μm; E: 100 μm; F: 200 μm; G: 50 μm; H: 100 μm). A-C from R. arenarum; D-F from L. mystacinus; G, H from O. cf. asper.
Spicules and gubernaculum did not show morphological variation between specimens collected in different amphibian hosts and localities. Spicules showed the characteristic structure described for the species, long and chitinised, with a capitulum in the proximal end, and a pointed distal end that, when the spicules are outside the body, have a sickle or hockey stick appearance (Fig. 2H). Gubernaculum has an oval shape, chinitised, concave ventrally, with thickened edges, tapering towards the distal end (Fig. 2G).
Female (based on 42 adult specimens). Regarding the mamelon-like cuticular protuberances, most of the specimens analyzed showed between 1 large mamelon or 2 smaller mamelon-like protuberances located on the anterior lip of the vulva. However, in an analyzed specimen collected in L. mystacinus, 2 mamelon-like cuticular protuberances were observed, but with a different disposition than the one previously detailed; in this case, one protuberance was located anterior to the vulva and the other, posterior to it (Figs. 1E, F; 2D-F).
Some specimens collected from R. arenarum (2 couples) and from L. mystacinus (2 couples) were found in copulation (Fig. 3A). In these cases, a detailed examination of these specimens showed that only the right spicule enters the female reproductive system. In it, the distal end presented the typical articulation described in previous works. This articulation is in the elbow of the ovijector. The spicule that remains inside the male reproductive system was fully stretched. Although the specimens were clarified, it was not possible to identify the gubernaculum in the specimens in copulation (Fig. 3B).
Figure 3. Aplectana hylambatis parasite of anurans from San Luis province, Argentina. A, Couples in copulation; B, detail of the arrangement of the spicules at the copulation time. Scale: A: 400 μm; B: 100 μm. A, B from L. mystacinus.
Discussion
The genus Aplectana is characterized by having lateral alae and somatic papillae in both sexes. Males lack plectanes or rosettes at the posterior end. Females have numerous thin-shelled eggs in the uterus and have prodelphic reproductive system (Gibbons, 2010). These characters were easily observable in the specimens studied here. The species of the genus Aplectana are grouped mainly according to the presence or absence of gubernaculum. Other features that distinguish these helminths are the number and arrangement of caudal papillae, and the size and morphology of the gubernaculum and spicules (Baker, 1980; Piñeiro-Gómez et al., 2017).
Morphological characters such as number and arrangement of caudal papillae in males, and mamelon-like cuticular protuberances on the anterior lip of the vulva in females, are presented in Table 3, and compared to those previously found in other hosts and other localities in Argentina. Regarding the number and arrangement of the caudal papillae, the males collected from the 3 host species presented a total of 13 pairs with the formula: 4:5:4+1. Compared with previous studies, only the specimens found in T. typhonius had a lower number of pairs of caudal papillae (12) (Draghi et al., 2015). Thirteen pairs of caudal papillae were also found in P. santafecinus and R. major from Taco Pozo (Table 3); however, their arrangement presented differences (P. santafecinus: 3:5:5; R. major: 4:4:5 vs. 4:5:4 in the present study). Finally, in males collected from other amphibians, a greater number of pairs of cloacal papillae were observed (up to 16 pairs in D. muelleri) (González et al., 2019) (Table 3).
Table 3
Some morphological characters of males and females of Aplectana hylambatis of the present study compared with specimens collected in different hosts in Argentina. n.e. = not specified.
Total number of pair papillae | Number and arrangement of caudal papillae * | Number of mamelon-like cuticular protuberances | Locality | Reference | |
Bufonidae | |||||
Rhinella achalensis | n.e. | n.e. | Córdoba | a | |
Rhinella arenarum | 15 | 4:5:6+1 | 1-2 | La Plata, Buenos Aires | b |
Rhinella arenarum | 15 | 4:5:6+1 | 1 | Presidente Sarmiento, San Juan | c |
Rhinella arenarum | 15 | 4:5:6+1 | 1-2 | La Plata, Buenos Aires | d |
Rhinella arenarum | 13 | 4:5:4+1 | 1-2 | San Francisco del Monte de Oro, San Luis | Present study |
Rhinella major | 14 | 4:5:5+1 | 2 | Ingeniero Juárez, Formosa | d |
Rhinella major | 13 | 4:4:5+1 | 2 | Taco Pozo, Chaco | d |
Rhinella major | 14 | 4:5:5+1 | 1-2 | Concepción del Bermejo, Chaco | d |
Rhinella major | 14 | 5:4:5+1 | 1-2 | Las Lomitas, Formosa | d |
Hylidae | |||||
Trachycephalus typhonius (Linnaeus, 1758) | 10-11 | 3-4:4:3+1 | n.e | Pirané, Formosa | e |
Leptodactylidae | |||||
Leptodactylus bufonius (Boulenger, 1894) | 14 | 5:4:5+1 | 1-2 | Las Lomitas, Formosa | d |
Leptodactylus bufonius (Boulenger, 1894) | 15 | 4:5:6+1 | 1 | Taco Pozo, Chaco | d |
Leptodactylus bufonius (Boulenger, 1894) | 14 | 5:4:6+1 | 2-3 | Corrientes, Corrientes | d |
Leptodactylus mystacinus | 13 | 4:5:4+1 | 1-2 | La Florida, San Luis | Present study |
Physalaemus santafecinus (Barrio, 1965) | 13 | 3:5:5+1 | 1 | Corrientes, Corrientes | f |
Microhylidae | |||||
Dermatonotus muelleri (Boettger, 1885) | 16 | 3:5:8+1 | 1 | Las Lomitas, Formosa | d |
Odontophrynidae | |||||
Odontophrynus cf. asper | 13 | 4:5:4+1 | 1-2 | El Volcán, San Luis | Present study |
O. americanus (= O. occidentalis) | 14 | 4:5:5+1 | 2 | Quebrada de las Flores, San Juan | g |
The mamelon-like cuticular protuberances are structures that were not included in the original description of the species by Baylis (1927); however, subsequent studies have detailed their number and arrangement in specimens collected from different hosts and locations (Baker, 1980; González et al., 2019; Gutiérrez, 1945). In this study, these structures of the females varied between 1 and 2, and were located on the anterior lip of the vulva. This character of the females was like that found in the specimens studied in R. arenarum from La Plata, R. major from Concepción del Bermejo and Las Lomitas, and L. bufonius from Las Lomitas (Table 3) (González et al., 2019). However, one female presented a protuberance posterior to the vulva; and to our knowledge this had not been reported until now. Finally, of all the morphological characters studied, mamelon-like cuticular protuberances varied the most among hosts and localities (González et al., 2019; Gutiérrez, 1945) (Table 3).
In reference to the specimens in copulation, they were found with the typical arrangement of the male coiled by its posterior end to the female at the level of the vulva and forming an angle of approximately 90 degrees between them. In nematode mating, the spicules play an active role in copulation, while the gubernaculum, which is typically not everted during this process, acts as a guide for the spicules and prevents them from piercing the wall of the spicular pouch and cloaca when pressure is exerted on them (Chitwood & Chitwood, 1974).
In the 4 couples studied, it was observed that the right spicule is inserted into the vagina of the female and the articulation of the distal part is curved at the level of the ovijector’s elbow, while the left spicule remains fully elongated in the male without showing the articulation. Regarding this, the spicules serve to keep the vulva and vagina open. In trichostrongylids, the branching of the spicular lamina and the formation of twisted spicules seem to be adapted to this activity; in taxa with unequal spicules, the short spicule opens the vulva and the proximal region of the vagina, while the long one ensures sperm progression (Chitwood & Chitwood, 1974). In reference to the gubernaculum, unfortunately, we could not observe its location in the specimens studied. Thus, it is necessary to find new mating specimens to elucidate the position it occupies during copulation.
Intraspecific variations in parasitic nematodes of amphibians have been recorded for different families such as Molineidae (Skrjabin & Schulz, 1937) Durette-Desset and Chabaud, 1977, Onchocercidae (Leiper, 1911), Pharyngodonidae (Travassos, 1919), and Cosmocercidae (González et al., 2019; Kirillova et al., 2021; Kuzmin et al., 2023; Rhoden & Bolek, 2011; Vhora & Bolek, 2013; Willkiens et al., 2023). Specifically, in A. hylambatis, previous studies carried out in different hosts from different locations of the Neotropical realm showed variations in 2 of the characters studied here, namely number and arrangement of mamelon-like cuticular protuberances and number and arrangement of cloacal papillae, in addition to variations in the total length of individuals of both sexes (Baker, 1980; González et al., 2019; Gutiérrez, 1945; Masi-Pallarés & Maciel, 1974). In this regard, intraspecific variation may be attributed to a number of factors related to the host, such as size, age, physical condition, metabolic rate, and food supply, and factors related to the parasite, such as the time of penetration (first, second or subsequent infection) and the crowding of the specimens, or related to different study techniques, in addition to ecological and geographic factors (Baker, 1980; Chitwood, 1957; Perkins et al., 2011; Vhora & Bolek, 2013).
The studies of helminth parasites of Argentine amphibians have focused on the Dry and Humid Chaco ecoregions; specifically, in the Dry Chaco the reports have been made in the northern provinces of the country, Chaco and Formosa. Until now, the southernmost records in this ecoregion correspond to Concepción del Bermejo in Chaco province (González, Duré et al., 2021; González, Hamann et al., 2021). In this way, the present study expands the knowledge on parasitic helminths from the South American Chaco by providing the southernmost record for the Dry Chaco ecoregion. Furthermore, it represents the first record of A. hylambatis in L. mystacinus and O. cf. asper from Argentina.
Acknowledgments
Financial support was received from Secretaría de Ciencia y Tecnología, Universidad Nacional de San Luis-UNSL (grant number PROICO 02-1520 to M.B.J.), from Universidad Nacional del Nordeste-UNNE (grant number PI21Q001 to C.E.G.), and from CONICET (PIP 11220200101582CO to C.E.G.). M.A. Villegas Ojeda was supported by Doctoral scholarship of CONICET.
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Instituto del Mar del Perú, Sede Chimbote, Prolongación Los Pinos s/n Nueva Caleta Chimbote, Perú
*Autor para correspondencia: pberru@imarpe.gob.pe (P.M. Berrú-Paz)
Recibido: 25 enero 2024; aceptado: 23 octubre 2024
Se identificó por primera vez en la región Ancash y el Perú, el cangrejo ermitaño Isocheles aequimanus (Dana, 1852), recolectado en las áreas de Mar Brava (09°16’57.39” S, 78°30’44.16” O) y Colorado (09°40’02.19” S, 78°19’21.59” O). Se describen sus caracteres taxonómicos y se analiza la asociación que existe con I. aequimanus y 8 conchas de gasterópodos (Nassarius dentifer, Polinices uber, Solatia buccionides, Stramonita biserialis, Thaissella chocolata, Trophon peruvianus, Xanthochorus buxea y Sinum cymba) que utiliza como habitáculo. Se estudiaron 231 ejemplares de I. aequimanus cuyas tallas variaron de 3.19 a 9.21 mm de longitud del escudo, con peso medio de 0.35 g. El 33.6% de los individuos fueron machos y 66.4% hembras. Las conchas de gasterópodos con mayor frecuencia de ocupación fueron N. dentifer con 59.7%, P. uber con 25.5%, S. buccionides con 6.9% y S. biserialis con 5.6%. Isocheles aequimanus se reporta como registro nuevo para las costas de Perú, incrementando el conocimiento de la riqueza específica de cangrejos ermitaños, promoviendo la necesidad de aumentar el esfuerzo en el estudio de la biodiversidad local y nacional, con el fin de cubrir vacíos informativos y establecer conexión geográfica con otros países de la región.
Palabras clave: Isocheles aequimanus; Cangrejo ermitaño; Conchas; Selección de conchas
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
The hermit crab Isocheles aequimanus (Dana, 182), was first identified in the Ancash region of Peru, specifically in the Mar Brava (09°16’57.39” S, 78°30’44.16” W) and Colorado (09°40’02.19” S, 78°19’21.59” W) areas. This study describes its taxonomic characteristics and analyzes the association between I. aequimanus and eight gastropod shells (Nassarius dentifer, Polinices uber, Solatia buccionides, Stramonita biserialis, Thaissella chocolata, Trophon peruvianus, Xanthochorus buxea, and Sinum cymba) used as shelter. Two-hundred and thirty-one specimens of I. aequimanus were analized, ranging in size from 3.19 to 9.21 mm shield length, with an average weight of 0.35 g. Of the analyzed individuals, 33.6% were males and 66.4% were females. The gastropod shells with the highest occupancy frequency were N. dentifer with 59.7%, P. uber with 25.5%, S. buccionides with 6.9%, and S. biserialis with 5.6%. Isocheles aequimanus is reported as a new record from the coasts of Peru, increasing the knowledge of the specific richness of hermit crabs, promoting the need to increase efforts in the study of local and nationalbiodiversity, in order to cover information gaps and establish geographic connections with other countries in the region.
Keywords: Isocheles aequimanus;Hermit crab; Shells; Shell selection
Introducción
Los cangrejos ermitaños de la familia Diogenidae se conocen comúnmente como cangrejos zurdos, por tener el quelípedo izquierdo generalmente más grande que el derecho (Bijukumar y Reshmi, 2018). Esta familia se identifica por no presentar un espacio en la parte basal del tercer maxilípedo (Ingle, 1992). Comprende 429 especies existentes, lo que representa la segunda familia más grande de cangrejos ermitaños marinos, después de Paguridae (McLaughlin et al., 2010). Dentro de esta familia se encuentra el género Isocheles (Stimpson, 1858) caracterizado por presentar los quelípedos iguales o subiguales, con los dactilos abriéndose en un plano generalmente horizontal (McLaughlin, 2003; Sánchez y Campos, 1978).
La forma de alimentarse puede darse captando partículas filtradas por las antenas, rastrillando la superficie de la arena con el tercer maxilípedo o utilizando las quelas para recoger alimento (Wicksten, 2012). Su distribución biogeográfica está restringida a aguas someras de las costas tropicales y subtropicales americanas (Mantelatto et al., 2006).
Vera-Silva y Mantelatto (2022) señalan que existen grandes similitudes entre las especies de este género, por ello, recientemente realizaron una actualización de la clave taxonómica basada en la forma y ornamentación de los quelípedos y del número de dientes ubicados en el segundo artículo de la antena, validando estos caracteres a nivel genético, y como resultado han sido descritas 6 especies en la actualidad: Isocheles aequimanus (Dana, 1852) en Chile, I. pilosus (Holmes, 1900) e I. wurdemanni (Stimpson, 1859) en Estados Unidos, I. pacificus (Bouvier, 1907) en México y Ecuador, I. sawayai (Forest y de Saint Laurent, 1968) en Venezuela y Brasil, e I. ingowehrtmanni (Vera-Silva y Mantelatto, 2022) en Costa Rica. En Perú, Moscoso (2013) reportó la presencia de I. pacificus caracterizándose por la terminación aguda en las puntas de los dedos del quelípedo, sin embargo, esta descripción no es un indicador taxonómico. En este estudio, se describe por vez primera a Isocheles aequimanus (Dana, 1852) para el litoral peruano y se analiza el patrón de ocupación de conchas de gasterópodos, asociadas al banco natural de Ensis macha en el submareal arenoso de las playas de Mar Brava y Colorado en la región Ancash.
Materiales y métodos
Los muestreos biológicos se realizaron en el submareal arenoso en las ensenadas de Mar Brava y Colorado, ubicadas en las provincias de El Santa y Casma, respectivamente, en la región Ancash (fig. 1a, b). Los ejemplares fueron recolectados manualmente en 4 estaciones, empleando como referencia un cuadrante de 1 m2, en el marco de las investigaciones propias que realiza el Laboratorio Costero de IMARPE Chimbote, durante julio del 2023.
Isocheles aequimanus fue identificado considerando principalmente: 1) la región dorsal y la forma del caparazón; 2) la forma y protuberancias en la vista dorsal de la quela izquierda; 3) el número de espinas en el segundo artículo de la antena izquierda en vista dorso mesial; y 4) la isometría de los quelípedos en forma y tamaño. La identificación específica se llevó a cabo utilizando las referencias bibliográficas de McLaughlin (2003), Guzmán (2004), Moscoso (2013) y Vera-Silva y Mantelatto (2022). Los especímenes están depositados en las colecciones del Instituto del Mar del Perú, sede Chimbote con el código IMARPE-LABCH 23-002.
Se registró como medida referencial la longitud del escudo, considerada como la máxima distancia entre el rostro y el borde medio posterior del escudo empleando un estereoscopio y un amplificador de imagen. Los especímenes fueron extraídos de sus conchas y dimensionados en las siguientes variables: longitud del escudo (LE) y peso total húmedo con una balanza analítica de 0.0001 gr de precisión; el sexo se determinó según Lancaster (1988), y con base en la presencia de gonoporos conspicuos en el sector basal (coxa) del tercer par de pereiópodos en las hembras y quinto par de pereiópodos en los machos, además de la presencia de huevos en las hembras.
Figura 1. Estaciones de muestreo del material biológico en las áreas de Mar Brava (a) y Colorado (b). Julio del 2023. Mapa elaborado por P.M. Berrú-Paz.
Con respecto de las conchas de gasterópodos usadas como refugios temporales, éstas fueron identificadas, medidas y pesadas considerando la talla de cada ejemplar de I. aequimanus hospedado en ellas. Las relaciones somatométricas se estimaron para confrontar pares de variables cuantitativas como longitud vs. peso total de I. aequimanus, longitud I. aequimanus vs. longitud de la concha, longitud I. aequimanus vs. peso de la concha, entre otras. El grado de coherencia entre estas variables se midió mediante el coeficiente de correlación de Pearson.
Resultados
Se estudiaron un total de 231 ejemplares de I. aequimanus, con medidas que variaron de 3.19 a 9.21 mm de longitud del escudo y con peso medio de 0.35 g. El 33.6% de los individuos analizados fueron machos y 66.4% hembras, de las cuales 82.2% correspondieron a hembras grávidas (tabla 1).
Tabla 1
Algunas variables biológicas registradas en Isocheles aequimanus en las playas de Mar Brava y Colorado en la región Áncash, julio de 2023.
Especie | N° | Rango (mm) | Talla (mm) | Peso (gr) | % ♂ | % ♀ | % ♀ ovig. |
Isocheles aequimanus | 231 | 3.19 – 9.21 | 4.31 | 0.35 | 33.6 | 66.4 | 82.8 |
Tabla 2
Dimensiones de conchas de gasterópodos empleadas como refugio por Isocheles aequimanus en las playas de Mar Brava y Colorado, junio de 2023.
Especie | N° | Rango (mm) | Talla (mm) | Peso (gr) | % |
Nassarius dentifer | 138 | 13.1 – 18.91 | 15.7 | 0.4 | 59.74 |
Polinices uber | 59 | 11.7 – 25.72 | 16.8 | 1.3 | 25.54 |
Solatia buccinoides | 16 | 15.3 – 24.88 | 18.8 | 0.6 | 6.93 |
Stramonita biserialis | 13 | 18.7 – 28.63 | 22.8 | 1.8 | 5.63 |
Thaisella chocolata | 2 | 21.2 – 37.13 | 29.2 | 4.2 | 0.87 |
Trophon peruvianus | 1 | 31.4 | 31.4 | 1.8 | 0.43 |
Xanthochorus buxea | 1 | 21.0 | 21.0 | 1.0 | 0.43 |
Sinun cymba | 1 | 18.4 | 18.4 | 0.9 | 0.43 |
Total | 231 |
Figura 2. Abundancia porcentual de la comunidad macro-bentónica en las áreas de estudio. Julio 2023.
La comunidad macrobentónica en las áreas de estudio estuvo representada por 27 taxones, de los cuales los crustáceos fueron los más abundantes con 62.25%, seguido por gasterópodos (13.28%), bivalvos (8.95%), poliquetos (3.61%) y otros (11.91%) (fig. 2). Dentro de los crustáceos, I. aequimanus correspondió al 97.3% de la abundancia, mientras que de los gasterópodos, Nassarius dentifer representó 80.8% de abundancia, y destacó la preferencia de I. aequimanus por las conchas de N. dentifer debido a la facilidad con que éstas se encuentran en el entorno.
Se identificaron 8 taxones de conchas de gasterópodos utilizadas como refugio por I. aequimanus, de los cuales N. dentifer (Powys, 1835), Polinices uber (Valenciennes, 1832), Solatia buccionoides (Sowerby, 1832) y Stramonita biserialis (Blainville, 1832) mostraron el mayor porcentaje de ocupación con 59.7, 25.5, 6.9 y 5.6%, respectivamente; mientras que Thaisella chocolata (Duclos, 1832), Trophon peruvianus (Lamarck, 1816), Xanthochorus buxeus (Broderip, 1833) y Sinum cymba (Menke, 1828) fueron los menos representados (tabla 2).
La macrofauna asociada al grupo gasterópoda estuvo representada por 5 especies, con abundancia numérica de 80.8% en N. dentifer, 15.1% en S. buccinoides, 1.7% en S. cymba, 1.4% en X. buxea y 1.0% en A. unifasciata (tabla 3).
Tabla 3
Diversidad de gasterópodos registrados como fauna asociada en las playas de Mar Brava y Colorado, junio de 2023.
Especie | N° | % |
Nassarius dentifer | 235 | 80.8 |
Solatia buccionoides | 44 | 15.1 |
Sinum cymba | 5 | 1.7 |
Xantochorus buxea | 4 | 1.4 |
Alia unifasciata | 3 | 1.0 |
Total | 291 | 100 |
Diagnosis. Quelípedos de igual forma y tamaño, pilosos, con la superficie de color verde azulado en ejemplares vivos o frescos y anaranjados en individuos preservados con alcohol, presencia de tubérculos de diferentes tamaños distribuidos aleatoriamente (fig. 3).
Figura 3. Ejemplar macho (a) y hembra (b) de Isocheles aequimanus.
Márgenes laterales con espinas curvas de color dorado terminadas en el dedo fijo y móvil (fig. 4a). Segundo y tercer pereiópodo de gran tamaño a comparación del tercero y cuarto que son pequeños. Escudo más largo que ancho, con una coloración moteada entre azul, verde y gris, con presencia de mechones de setas largas y espinas pequeñas, proyecciones laterales terminadas con una espina (fig. 4b). Pedúnculo ocular de color azul grisáceo con pequeñas setas, una banda longitudinal de color marrón, córnea pequeña (fig. 4c). Acículos oculares con 3-4 espinas de color dorado (fig. 4d). Telson asimétrico, piloso, márgenes dorso laterales con espinas (fig. 4e). Urópodo izquierdo más grande que el derecho (fig. 4f).
Tabla 4
Valores medios de talla y peso de Isocheles aequimanus y distintos taxones de concha de gasterópodo habitada.
Paguridae | Talla (mm) | Peso (gr) | Concha gasterópodo | Talla (mm) | Peso (gr) |
I. aequimanus | 3.90 | 0.23 | Nassarius dentifer | 15.7 | 0.41 |
I. aequimanus | 5.17 | 0.57 | Polinices uber | 16.8 | 1.27 |
I. aequimanus | 4.14 | 0.32 | Solatia buccinoides | 18.7 | 0.67 |
I. aequimanus | 5.11 | 0.56 | Stramonita biserialis | 22.8 | 1.79 |
I. aequimanus | 6.88 | 0.39 | Thaisella chocolata | 29.2 | 4.23 |
I. aequimanus | 4.33 | 0.37 | Trophon peruvianus | 31.4 | 1.76 |
I. aequimanus | 3.64 | 0.18 | Xantochorus buxea | 21.0 | 0.96 |
I. aequimanus | 5.73 | 0.34 | Sinum cymba | 18.4 | 0.92 |
Figura 4. Isocheles aequimanus: a) quelípedos, b) escudo, c) pedúnculo ocular, d) acículos oculares, e) telson y f) urópodos.
Figura 5. Indicadores taxonómicos de Isocheles aequimanus: a) quela izquierda con presencia de tubérculos; b) segundo artículo izquierdo de la antena con 6 espinas.
El análisis de los especímenes de Isocheles aequimanus concuerda con las características mencionadas en la redescripción de Vera-Silva y Mantelatto (2022). Como información adicional, I. aequimanus se diferencia de sus congéneres por la distribución de tubérculos en la superficie dorsal de la quela, con 3 filas más prominentes que otras (fig. 5a), y por la presencia de 6-8 espinas en el margen mesial del segundo artículo de la antena (fig. 5b).
Relaciones somatométricas. La correlación entre la talla media de I. aequimanus y las tallas y pesos de las distintas conchas de gasterópodos habitadas, permitió estimar una correlación positiva con valores de r2 de 0.7767 para talla vs. talla y de 0.9774 para talla vs. peso, lo que sugiere que los ejemplares de una talla determinada de I. aequimanus elijen proporcionalmente una talla y peso adecuado de la concha de gasterópodo a ocupar como refugio (tabla 4, fig. 6).
Figura 6. Curvas de correlación entre la talla de Isocheles aequimanus y talla (a) y peso (b) de distintos taxones de conchas de gasterópodos.
Figura 7. Correlación entre las variables talla y peso de Isocheles aequimanus.
Isocheles aequimanus vs. Nassarius dentifer. La correlación talla vs. peso, talla vs. talla y peso vs. peso entre I. aequimanus y concha de N. dentifer registró una asociación de tipo moderada con un coeficiente de correlación de Pearson estimado de 0.492, 0.481 y 0.436 para cada uno de los casos, respectivamente. En el caso de Polinices uber las correlaciones fueron más altas(0.791, 0.862 y 0.798, respectivamente); así como para Solatia buccionides (0.845, 0.630 y 0.770, respectivamente).
Relación longitud-peso. La relación longitud-peso en I. aequimanus permitió encontrar un buen ajuste al modelo potencial, con valores del coeficiente de determinación (r2) de 0.745, un valor de la pendiente “b” de 1.080 que denota un crecimiento alométrico negativo y un valor de la constante “a” de 0.0596 (fig. 7).
Discusión
En el submareal costero de la región Ancash (norte-centro del Perú) fue recolectada, identificada y registrada por primera vez la especie Isocheles aequimanus, como parte de la macrofauna acompañante durante el estudio de un recurso infaunal conocido como “navaja” Ensis macha, sin haber reportes hasta la fecha sobre otros estudios relacionados con su taxonomía y/o biología en el país.
En otros países, I. aequimanus fue revalidada por Guzmán (2004) con ejemplares recolectados en las playas de Iquique y Copiapó en Chile y refiere, además, la descripción de 5 especies del género Isocheles: 2 para el océano Atlántico (I. wurdemanni, I. sawayai) y las otras 3 para el Pacífico e Indopacífico (I. pilosus, I. pacificus, I. aequimanus); considerando a I. pacificus como una variación de I. wurdemani, citada para el Perú por Chirichigno (1970). En una última clave para la identificación de crustáceos decápodos y estomatópodos del Perú (Moscoso, 2013), solo se cita a I. pacificus; mientrasque Vera-Silva y Mantelatto (2023) realizan una revisión taxonómica del género,utilizan datos morfológicos y multigénicos e incluyen a I. ingowehrtmanni como una nueva especie en el Pacífico oriental.
Dentro de los mecanismos de selección y las relaciones interespecíficas entre los pagúridos y la diversidad de gastrópodos, I. aequimanus se encontró habitando 8 conchas distintas de gasterópodos en las playas de Mar Brava y Colorado (fig. 8), con una presencia porcentual de 59.74% para N. dentifer, 25.54% para P. uber, 6.93% para S. buccionoides, 5.63% para S. biserialis, 0.87% para T. chocolata y 0.43% para T. peruvianus, X. buxea y S. cymba. Quiñe et al. (2003) encontraron para la zona de Pisco (sur de Perú), que 94% de la población de Pagurus villosus estuvo habitando la concha de N. gayi; mientras que Iannacone y Alvariño (2005), registraron en la bahía de Ancón (centro de Perú) la preferencia de 3 especies simpátricas de pagúridos (P. villosus, P. edwarsi, P. perlatus) por N. dentifer, lo cual coincide con la preferencia de I. aequimanus en el presente estudio.
Figura 8. Conchas de gasterópodos utilizados como refugio de I. aequimanus: a) Nassarius dentifer; b) Poliniceps uber; c) Solatia buccionoides; d) Stramonita biserialis; e) Thaisella chocolate; f) Trophon peruvianus; g) Xantochorus buxea y h) Sinum cymba.
El uso de conchas empleadas como refugios temporales por los cangrejos ermitaños es de vital importancia para su supervivencia y reproducción, y seguramente existe una coherencia entre el peso y talla del organismo ocupante y el peso y talla de la concha ocupada, que se traduce en el uso óptimo de la energía empleada por el pagúrido. La diversidad de conchas empleadas ha sido relacionada con el crecimiento, reproducción y protección de los depredadores, según Hazlett (1981). Así, conchas livianas y de mayor volumen interno (globosas) han sido relacionadas con un aumento en las tasas de crecimiento y tamaño de puestas (Bertness, 1981), patrón observado para otras especies como Pagurus bernhardus (Elwood et al., 1979). Sin embargo, en el presente estudio se registró un patrón local diferente, se observó una asociación más fuerte entre I. aequimanus y las conchas de N. dentifer, P. uber, S. buccionoides y S. biserialis; por otro lado, se notó una disminución en el grado de ocupación de T. chocolata, T. peruvianus, X. buxeus y S. cymba.
Figura 9. Importancia numérica del grupo gasterópoda en el área de muestreo.
El uso preferencial de I. aequimanus por las distintas conchas de gasterópodos en el presente estudio, contrario a lo sucedido en otras especies de pagúridos, estaría más bien relacionado con la abundancia relativa de cada uno de los taxones de gasterópodos en el área de muestreo, donde se registraron 5 especies en la macrofauna asociada. De éstas, N. dentifer y S. buccinoides presentaron la mayor abundancia numérica con 80.8 y 15.1%, respectivamente (fig. 9), valores muy correlacionados al grado de ocupación de I. aequimanus, estimado en 59.7% para N. dentifer y 25.5% para P. uber (tabla 2).
De los 8 taxones de conchillas de gasterópodos ocupadas por I. aequimanus, 4 se registraron como macrofauna viva, durante el muestreo, lo que supone que las conchas vacías de P. uber, S. biserialis, T. chocolata y T. peruvianus ocupadas por I. aequimanus reflejan un gran dinamismo de interacciones entre individuos de la misma especie y muestran un alto grado de oportunismo al ocupar conchillas con muy baja abundancia numérica, que pudieron ser transportadas desde el borde costero al submareal arenoso y terminar muriendo, muy fuera de su zona de confort.
Isocheles aequimanus constituye un nuevo registro para el litoral costero de Perú, incrementa el conocimiento de la riqueza de cangrejos ermitaños y refleja la necesidad de aumentar el esfuerzo para el estudio de la biodiversidad en general, con el fin de cubrir vacíos informativos y establecer conexión geográfica con otros países de la región.
En las áreas de estudio de Mar Brava y Colorado, I. aequimanus utiliza 8 conchas de gasterópodos como refugios temporales. El uso preferencial de I. aequimanus por las conchas de N. dentifer, está mayormente relacionado por su abundancia relativa en la composición macrobentónica de las áreas estudiadas.
Agradecimientos
Los autores agradecen a Guillermo Guzmán, profesor de Recursos Naturales de la Universidad Nacional Arturo Prat, por sus aportes oportunos y la confirmación en la identificación taxonómica de Isocheles aequimanus.
Referencias
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a Universidad Autónoma del Estado de México, Instituto de Ciencias Agropecuarias y Rurales, “El Cerrillo Piedras Blancas”, Instituto Literario 100, Centro, 50000 Toluca, Estado de México, Mexico
b Universidad Nacional Autónoma de México, Centro de Investigaciones en Geografía Ambiental, Antigua carretera a Pátzcuaro No. 8701, Col. Ex-hacienda de San José de la Huerta, 58190 Morelia, Michoacán, Mexico
c Universidad Autónoma del Estado de México, Centro de Investigación en Ciencias Biológicas Aplicadas, Carretera Toluca-Ixtlahuaca Km. 14.5, 50200 Toluca, Estado de México, Mexico
*Corresponding author: arendaraa@uaemex.mx (A.R. Endara-Agramont)
Received: 20 December 2022; accepted: 10 July 2024
The distribution of the endemic endangered volcano rabbit (Romerolagus diazi) has been controversial. We aimed to answer 2 questions: What is the current distribution of the volcano rabbit? and What is the role of geological and biogeographical processes compared to ecological factors in explaining the presence or absence of this species? A geoecological analysis was carried out in areas where the presence or absence of the volcano rabbit was controversial. The method included circular sampling sites of 1,000 m2 with equidistance of 300 m on contour lines at every 100 m; environmental variables and vegetation attributes were measured, and evidence of the volcano rabbit was recorded by counting latrines in 300/m2 per site. Results revealed irrefutable evidence of the presence of the volcano rabbit on the Tláloc Volcano in the Sierra Nevada: a density of 0.047 latrines/m2 and a new distribution area of 1,537 ha were obtained. In contrast, the absence of this species on the Nevado de Toluca Volcano is here proven indisputably. Geological and biogeographical, ecological and human activities, all play a role explaining the presence of the volcano rabbit. Implications for its conservation are discussed in light of the habitat importance comprising other endemic sympatric species.
Keywords: Density; Monte Tláloc; Pinus hartwegii; Romerolagus diazi; Habitat use; Zacatuche
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
La distribución del conejo volcánico endémico, en peligro de extinción (Romerolagus diazi) ha sido controversial. Nuestro objetivo fue responder a 2 preguntas: ¿cuál es la distribución actual del conejo volcánico? y ¿cuál es el papel de los procesos geológicos y biogeográficos frente a los factores ecológicos que explican su presencia o ausencia? Se llevó a cabo un análisis geoecológico en áreas controversiales. El método consistió en sitios de muestreo circulares de 1,000 m2 con una equidistancia de 300 m en curvas de nivel cada 100 m; se midieron variables ambientales y atributos de la vegetación, se registró evidencia del conejo cuantificando letrinas en 300/m2. Los resultados revelaron evidencia irrefutable de la presencia del conejo volcánico en el volcán Tláloc en la Sierra Nevada: se obtuvo una densidad de 0.047 letrinas/m2 y una nueva área de distribución de 1,537 ha. Además, se prueba de manera indiscutible la ausencia de esta especie en el Nevado de Toluca. Las actividades geológicas y biogeográficas, ecológicas y antropogénicas, juegan un papel importante para explicar la presencia del conejo volcánico. Las implicaciones para su conservación se discuten a la luz de la importancia del hábitat que comprende otras especies endémicas simpátricas.
Palabras clave: Densidad; Monte Tláloc; Pinus hartwegii; Romerolagus diazi; Uso de hábitat; Zacatuche
Introduction
Updating the distribution pattern of all endemic and endangered species proves relevant (Smith et al., 2020), and most critically, those that have been controversial, as has been for the volcano rabbit, Romerolagus diazi. Hoth et al. (1987) conducted the most thorough study in this area 35 years ago. Controversial new evidence has contested original findings (Gonzalez et al., 2014; Monroy-Vilchis et al., 2020). The volcano rabbit, locally known as zacatuche, an endangered species (Velázquez & Guerrero, 2019), is the smallest lagomorph and endemic to the central mountains of the Trans-Mexican Volcanic Belt, specifically in the Sierra Chichinautzin and Sierra Nevada which comprises the Popocatépetl and Iztaccíhuatl volcanoes. Its range covers 386 km2 (Velázquez, 1994), though recent studies suggest the area might be larger (Rizo-Aguilar et al., 2015). It is restricted to bunchgrasses (Muhlenbergia spp., Festuca spp.) within forests at elevations of 2,800-4,200 m (Osuna et al., 2021).
Species with a high level of habitat specificity are often associated with ecological factors as proximal drivers to explain their distribution (Ottaviani et al., 2020). Long-term underlying geo-ecological factors (García & Di Marco, 2020), as well as short-term anthropic factors, have also proven to be relevant to explain distribution patterns of endemic and endangered species (López et al., 1996; Uriostegui-Velarde et al., 2018; Velázquez, 1993). This is even more relevant when there are many sympatric endemic species (Fa et al., 1992), so that habitat, rather than one species on its own, must be considered endemic and endangered (Velázquez & Heil, 1996).
The volcano rabbit and its habitat have experienced human-caused and climate change threats (Anderson et al., 2009; Velázquez et al., 2011). Current research on the species has confirmed that dense bunch grassland habitats favor its presence (Hunter & Cresswell, 2015; Rizo-Aguilar et al., 2015; Uriostegui-Velarde et al., 2018). Monroy-Vilchis et al. (2020) recently found that similar dense bunchgrass land habitats are unsuitable. Hence, ecological conditions seem to be only part of the drivers explaining the volcano rabbit distribution pattern. Local surveys of limited scientific outreach have shown that many other areas have been overlooked. These areas may be potentially suitable habitats (Osuna et al., 2021; Velázquez & Guerrero, 2019). To date, the factors that determine the occurrence or absence of the zacatuche at the local and regional level have been a poorly documented aspect.
This research aimed at comparing 2 areas (Monte Tláloc and Nevado de Toluca) with similar ecological habitat characteristics but with different geological histories, where fieldwork in both areas was extensive and the presence of the volcano rabbit has been controversial. The results are discussed, considering their implications for biogeographical conservation contexts.
Materials and methods
Our research took place in areas in a dispute concerning the presence of the volcano rabbit, namely, Sierra Nevada and Nevado de Toluca. Sierra Nevada comprises the Iztaccíhuatl, Popocatépetl, Telapon, and Tláloc volcanoes (Fig. 1). This area was formed around 1.4 Ma to recent (Arce et al., 2003; Espinasa-Pereña and Martín-Del Pozzo, 2006). Nevado de Toluca is one massive structure, locally known as Xinantecatl, that was formed in the Late Pliocene – Holocene around 2.6 Ma to recent (Arce et al., 2003; Astudillo-Sánchez et al., 2017; Table 1). These 2 areas are detached from the Sierra Chichinautzin, where the volcano rabbit has been systematically reported as abundant (García et al., 2018; Rizo-Aguilar et al., 2015; Velázquez, 1993). This is also the case with the Iztaccíhuatl and Popocatépetl volcanoes, where there is well-documented evidence of the volcano rabbit presence. The Telapon Volcano was also thoroughly surveyed recently with no evidence of the volcano rabbit, although Osuna et al. (2020) reported its presence. Our current research focuses on the last 2 controversial areas, namely the Tláloc Volcano (locally known as Monte Tláloc) and the Nevado de Toluca Volcano.
The 2,441 sampling sites were surveyed from April 2017 to November 2020. Out of these places, 634 were from the Tláloc Volcano and 1,807 from the Nevado de Toluca. These sampling sites were located above 3,400 m asl, along contour lines (BOLFOR et al., 2000), with an elevational separation of 100 m (Mayer & Ott, 1991). The sampling sites were circles of 0.1 ha with a 17.86 m radius. Sites were systematically distributed on each curve at a 300 m equidistance. We followed Dauber (1995) to obtain the minimum sampling intensity (0.89% recommended and 1.36% achieved). All sampling sites were located by UTM coordinates and elevation, and data on dominant plant species were recorded. Plant species were identified in situ to genus and species, using taxonomic guides and local knowledge. Each sampling unit was characterized by slope steepness, slope exposure (°), percentage of occupation of the dominant herbaceous and shrub species (calculated in m2), evidence of recent fire (< 1 year), rocky areas (% coverage), if there was any type of road or trail., and other reference data for the sampling site (e.g.,reforestation, extraction, ravine, associated fauna). In addition, all trees were inventoried (≥ 7.5 cm of normal diameter), recording their normal diameter and total height. Evidence of the volcano rabbit was recorded through droppings, direct sightings, and carcasses.
Following Velázquez (1994), the abundance was estimated by latrine counts (group of 30 or more pellets) in a 9.78 m (300 m2) radius within the sampling site. Interpolation was carried out with the Natural Neighbor method (Childs, 2004; Etherington, 2020; Sibson, 1981) to calculate the area occupied by the species in ArcGis Desktop software v. 10.8 (ESRI, 2019).
Following Velázquez and Heil (1996), we conducted Canonical Correlation Analysis (CCA) habitat analyses (CANOCO v. 4.5; ter Braak, 2002) to test habitat affinities among the study areas, where the largest part of the variation could be explained by the environmental and floristic variables. In addition, data on the presence or absence of the volcano rabbit at all the sampling sites were subjected to factorial analysis with the extraction method of principal components with varimax rotation (Kaiser, 1974). We ran this in SPSS Statistics v. 26.0 (IBM Corp., 2019), considering the variables elevation (m asl), exposure and slope (°), top of the trees, soil cover percentages (rock, herbaceous, shrub), fire, habitat, records of Sylvilagus sp. and R. diazi (through latrines), reforestation (management practices), and road proximity. To calculate the elevation range with the highest presence of zacatuche, the Kaiser-Meyer-Olkin suitability measure and Bartlett´s test of sphericity were performed (Bartlett, 1950).
To evaluate habitat preferences, each habitat type was categorized considering the dominant species of each soil cover (herbaceous, shrub, trees); the observed frequency of the latrine number in each habitat was recorded. The Pearson’s chi-square goodness-of-fit test was applied to obtain frequencies. The result of this analysis was repre-
sented following Monroy-Vilchis and Velázquez (2002).
Results
For the Tláloc Volcano, 4 types of habitats were surveyed: pine forest-bunchgrass land (65 sampling sites with volcano rabbit latrines), alder forest (2 sampling sites with latrines), cypress forest (no evidence of the volcano rabbit), and other habitats (no evidence of the volcano rabbit). In contrast, in the Nevado de Toluca, 3 habitats were surveyed: pine forest-bunchgrass land, alder forest, and other habitats (Fig. 2). No evidence of the volcano rabbit was found in the 1,807 sampling sites in the Nevado de Toluca.
Table 1
Geological history of the volcanoes Nevado de Toluca and Tláloc. Source: Macías et al. (1997); Montero (2002); Macías (2005); D´Antonio (2008); García-Tovar (2011); García-Palomo (2015); Weber et al. (2019).
Tláloc | Nevado de Toluca | |
Type of volcano | Stratovolcano | Stratovolcano |
Age | 2.6 million years | 1.8 million years |
Eruptive activities | 1. 2.6 – 1.15 million years 2. 42,000 and 10,500 years | 1. 1.82 and 1.58 million years 2. 14,000 to 12,500 years |
Figure 1. Area of study: Tláloc and Telapon are in the Sierra Nevada and Nevado de Toluca (both in green color). Present protected areas in Sierra Nevada (Izta-Popo-Zoquiapan National Park) and Nevado de Toluca (both are delineated by dashed lines). The new volcano rabbit distribution area in Tláloc and Telapon is not fully embraced by the Protected Area in Izta-Popo National Park. Map by Luis Antonio García Almaraz.
On the Tláloc, the presence of R. diazi was recorded in 67 of the 634 sites (Fig. 3). Most were on the southwest slope, which covers 1,537 ha of the volcano rabbit habitat in the sampled area. According to the latrine number per surface, the abundance of R. diazi on Tláloc was 0.047 latrines / m2. The elevational distribution ranges between 3,400 and 3,900 m asl, with a higher abundance between 3,700 and 3,800 m asl (p < 0.05, 95% confidence) (Table 2), as well as in sites with evidence of recent burning (25 sampling sites) and reforestation (12 sampling sites).
Table 2
Contrasts between Kaiser-Meyer-Olkin suitability measurement and Bartlett´s sphericity test. Both measurements are consistent with the 3,700-3,800 elevation range as the most suitable one for the presence of the volcano rabbit on Tláloc.
Kaiser-Meyer-Olkin suitability measurement | 00.626 | |
Bartlett´s sphericity test | Chi-squared | 948.054 |
Degrees of freedom | 78 | |
Level of significance | p < 0.01 |
There was significant variation in the frequency of volcano rabbit latrine among habitats (Fig. 4). The pine forest-bunchgrass land (10% of the total area) and the alder forest (0.16% of the total area) habitats had higher frequency values than expected.
The Principal Component Analysis was the relationships between variables and the influence on each component (Fig. 5). According to this, fire and reforestation variables were positively correlated with each other. This means that the presence of any of these variables in the highland pine forest and the forest bunchgrass land habitat increases the probability of finding R. diazi.
Discussion
Our results demonstrate that ecological conditions are not the only driving factor to explain the present distribution pattern of the volcano rabbit. Here it is documented that the Tláloc and Nevado de Toluca volcanoes share similar ecological characteristics. They also share these with those reported in the Sierra Chichinautzin, Iztaccíhuatl, and Popocatépetl volcanoes. These are places where the volcano rabbit’s presence has been proven indisputably (Velázquez & Guerrero, 2019). In Figure 2, we documented the structural and species composition similarities among habitats on Tláloc and Nevado de Toluca. Velázquez and Heil (1996), as well as Hunter and Cresswell (2015), strongly state that ecological factors were key drivers of the presence of the volcano rabbit. The intensive sampling conducted in this study (as shown in Figure 3) leaves no doubt that high-elevation habitats from these 2 volcanoes are alike ecologically.
The presence of the volcano rabbit on Nevado de Toluca was reported by local farmers. The most academically outstanding evidence of this was given by González et al. (2014) in 1998. However, we assume that this evidence was either erroneous or derived from an introductory exercise that was done in at least 2 attempts (pers. com.), therefore, there were never native populations of R. diazi on Nevado de Toluca. No trace of the current presence of the volcano rabbit was found on Nevado de Toluca despite all the ecological affinities. This result supports the contribution of Hoth et al. (1987) and, more recently, of Murga-Cortés et al. (2020) and Monroy-Vilchis et al. (2020), who conducted photo-trapping and reached the same conclusion.
Figure 2. Ordination diagrams showing habitat affinities among the study areas. The triangle symbols represent plant species, whereas arrows indicate variable locations within the ordination diagram. The top diagram (denoted as A) shows the Tláloc Volcano where the 4 plant communities depicted by their dominant species (here listed) occurred. The bottom diagram (denoted as B) shows the Nevado de Toluca Volcano where 3 out of the 4 plant communities depicted by their dominant species (here listed) occurred. (A) The Tláloc Volcano: 1, pine forest-bunchgrass land: Pinus hartwegii-Senecio cinerarioides-Festuca- Barkleyanthus salicifolius-Lupinus montanus- Agrostis-Calamagrostis. 2, Alder forest: Alnus jorullensis-Roldana platanifolia-Pinus pseudostrobus-Senecio-Salix cana-Acaena elongata-Gnaphalium-Ageratina pazcuarensis-Castilleja pectinata-Trisetum-Abies religiose. 3, Cypress forest: Cupressus lusitanica-Arbutus xalapensis-Cirsium jorullense-Ribes ciliatum-Quercus laurina-Symphoricarpos microphyllus-Rumex acetosella-Ribes microphyllum-Baccharis conferta. 4, Other habitats: Juniperus monticola-Robinsonecio gerberifolius, Cirsium nivale-Roldana angulifolia-Alchemilla procumbens-Senecio toluccanus. Axis eigenvalues l: 1: 0.368, 2: 0.065, 3: 0.044 and 4: 0.035. (B) The Nevado de Toluca Volcano: 1, pine forest-bunchgrass land: Pinus hartwegii-Senecio cinerarioides-Festuca-Barkleyanthus salicifolius-Lupinus montanus-Agrostis-Calamagrostis-Eryngium proteaflorum-Penstemon gentianoides-Senecio tolucanus- Ribes microphyllum-Muhlenbergia. 2, Alder forest: Alnus jorullensis-Roldana platanifolia-Pinus patula-Senecio-Acaena elongata-Castilleja toluccensis- Symphoricarpos microphyllus-Baccharis conferta-Roldana angulifolia-Stipa-Quercus laurina-Trisetum-Abies religiosa. 3, Other habitats: Salix cana-Cupressus lusitanica, Pinus montezumae-Arbutus xalapensis-Buddleja cordata. Axis eigenvalues l: 1: 0.182, 2: 0.060, 3: 0.023 and 4: 0.015.
Figure 3. Abundance and distribution of Romerolagus diazi on Tláloc Volcano (1,537 ha). Colors contrast different vegetation types and areas comprising different volcano rabbit abundances. Low: 0.0026-0.0279 l/m2; medium: 0.0280-0.0532 l/m2; high: 0.0533-0.1921 l/m2. Sampling sites surveyed are denoted by white spots. Map by Luis Antonio García Almaraz.
Our findings let us infer that geological and biogeographical attributes play a role in explaining the absence of the volcano rabbit on Nevado de Toluca. The Tláloc Volcano arose 1.8 million years ago (Osuna et al., 2021) and the Nevado de Toluca arose 2.6 million years ago (García-Palomo et al., 2002). These 2 sites have gone through many volcanic events. Nonetheless, the most recent volcanic activity in the area has only been experienced in the Nevado de Toluca and the Popocatépetl (this volcano is still in a period of activity).
Figure 4. Observed and expected frequencies among habitat types in the Tláloc Volcano. Positive values represent volcano rabbit habitat preference greater than expected, while negative values represent volcano rabbit habitat preference less than expected (CC = 274.87, df = 3, p < 0.05).
Figure 5. Principal component analyses ordination diagram where 63% of the total variance was explained by 3 variables related to the presence of the volcano rabbit, namely: old burning traces, reforestation practices, and herbaceous layer.
Furthermore, recent research using ultraconserved genetic elements among lagomorphs (Cano et al., 2021) demonstrated that the volcano rabbit diversified from its ancestor during the Pliocene/Miocene transition (time scale: 5.33 Ma), while Osuna et al. (2020) estimate that it began its diversification ca. 1.4 Ma (Sierra Nevada and Sierra Chichinautzin). As stated by Montero (2002) and Siebe and Macías (2006), the Sierra Nevada and Nevado de Toluca volcanoes developed during the Pleistocene (time scale: 2.5 ~ 0.1 Ma). During the Late Pleistocene and the Upper Holocene (around 0.01 million years ago), many drastic climatic changes took place. These changes impacted species distribution patterns.
Based upon the present results and those of Cano et al. (2021), we postulate that the populations of R. diazi found refuges in high volcanoes during the ice retreat of the Early Holocene. The volcano rabbit populations were partially depleted on Popocatépetl and totally depleted on Nevado de Toluca because of recurrent eruptions during the transition from the Late Pleistocene to the Upper Holocene (Siebe & Macías, 2006). This is without discarding the urban expansion and overgrazing that occurs in the Nevado de Toluca, as there are human settlements up to 3,500 m asl; human disturbance of habitats advances from the bottom up, reducing and isolating them more. Some of the consequences that can come with rising temperature, as well as changes in precipitation, are the extinction of species and the decline of their populations (Domínguez-Pérez, 2007); areas potentially habitable by the zacatuche tend to be confined to the higher elevation zones.
Romerolagus survives from the late Pleistocene, as its presence was recorded from a tooth belonging to a zacatuche in Valsequillo, Puebla (Cruz-Muñoz et al., 2009), although it remained at the Iztaccíhuatl and Tláloc volcanoes of Sierra Nevada during the Late Holocene. The ecological effects of climate change during the Pleistocene led to the loss or fragmentation of habitats (Koch & Barnosky, 2006), which probably completely extinguished the habitable areas for R. diazi in Valsequillo. Later, during the Northgrippian and Meghalayan Holocene periods, it expanded its present distribution to the Sierra Chichinautzin. This hypothesis is coherent with the theory of island biogeography (MacArthur & Wilson, 1967), which is based on the principle that large, connected islands support greater resilience compared to small, isolated islands. This hypothesis is similar to Luna-Vega (2018), who sustained that Central Mexico has been subject to paleoclimatic, tectonic, and glacier advance and retreat events that have caused contraction, isolation, differentiation, speciation, and range expansion of local species. The Popocatépetl and Iztaccíhuatl volcanoes function as biogeographic islands in the midst of warmer climates and diverse types of vegetation, limiting the migration of the zacatuche. In addition, the Pleistocene-Holocene boundary extinction of megafauna was important in reducing predation or vegetation change associated with the loss of disperser species as it altered the distribution of smaller species such as the zacatuche (Ferrusquía-Villafranca et al., 2010).
The present distribution range of the volcano rabbit includes the Tláloc Volcano in the Sierra Nevada and excludes Nevado de Toluca. Although Tláloc is adjacent to Iztaccíhuatl, one of the larger and potentially better-protected areas of habitat (Hunter & Cresswell, 2015), 35 years ago, periodic visits were made in this area without finding evidence of the volcano rabbit (Hoth et al., 1987). Based on the above, it is possible to deduce that disturbances such as geological events and human activities have occurred in the same way the habitats of the entire range of distribution and the populations only translocate but regionally remain, namely, the populations undergo local distributional shifts but rarely go extinct from an entire region. Geological events, biogeographical processes, ecological conditions, and human activities are all connected to explain the present distribution pattern of this endemic and endangered species. Our results are expected to have positive implications for conservation in the Izta-Popo National Park and especially for the zacatuche populations on Tláloc.
Currently, Romerolagus diazi conservation on the Tláloc Volcano in Sierra Nevada is mainly the result of local actors who have engaged in managing their land favoring the conservation of this emblematic species. Ongoing research on the potential for participatory landscape conservation to engage local actors as allies in conservation tasks is still to be documented (sensu Velázquez et al., 2003). Further research to document if these connected driving forces also explain the distribution of species that are sympatric with the volcano rabbit is yet to be conducted.
Acknowledgments
We would like to acknowledge the local landowners (ejidatarios) for their support and to the Conanp for their approval. Special thanks go to the High Mountain Group students who assisted us with fieldwork. This study was funded by the project Conacyt-Conafor/A3-S-130105, and by the Universidad Nacional Autónoma de México (Dirección General de Asuntos del Personal Académico-UNAM IN105721).
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a Centro de Investigación Científica y de Educación Superior de Ensenada, Departamento de Biología de la Conservación, Carretera Tijuana-Ensenada # 3918, Zona Playitas, 22860 Ensenada, Baja California, Mexico
b Universidad Autónoma de Baja California, Facultad de Ciencias, Carretera Transpeninsular # 3917, Colonia Playitas, 22860 Ensenada, Baja California, Mexico
*Corresponding author: arteaga@cicese.mx (M.C. Arteaga)
Received: 28 February 2024; accepted: 01 July 2024
Las larvas de tercer estadio avanzado (AdvL3) de Gnathostoma sp. I aisladas de la musculatura de Dormitator latifrons y Rhamdia guatemalensis son morfológica y molecularmente iguales entre sí y se relacionan genéticamente con un juvenil aislado del hígado de Didelphis marsupialis, en la cuenca del río Ostuta, Oaxaca. Asimismo, son diferentes de las 3 especies de Gnathostoma descritas para México por el tamaño del cuerpo, por los ganchos del bulbo cefálico en la fase AdvL3 y por la presencia de un prepucio cuticular en el extremo posterior de un macho juvenil. A través del marcador molecular COI, un análisis de distancias genéticas y la inferencia de la filogenia entre las especies del género, se concluye que Gnathostoma sp. I está estrechamente emparentada, pero taxonómicamente es diferente a G. turgidum y a las otras especies presentes en México y el mundo, aun cuando falta material para establecerla como especie nueva. Por otro lado, con base en características morfológicas se documenta el hallazgo de las AdvL3 de G. lamothei (en Rhambdia guatemalensis y Lontra longicaudis) y la AdvL3 de otra especie no identificada (en R. guatemalensis y Synbranchus marmoratus), pero distinta a las anteriores de acuerdo con evidencias morfológicas y moleculares.
Palabras clave: Gnathostoma spp.; Tercer estadio avanzado; Filogenia; México; Marsupiales
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
The third-stage advanced larvae (AdvL3) of Gnathostoma sp. I isolated from the musculature of Dormitator latifrons and Rhamdia guatemalensis are identical to each other morphological and molecularly, and are genetically related to a juvenile isolated from the liver of Didelphis marsupialis, in the Ostuta River basin, Oaxaca. They are different from the 3 species of Gnathostoma described from Mexico by body size and the hooks of the cephalic bulb in the AdvL3 stage, as well as, in the presence of a cuticular pouch at the posterior end of the juvenile male. Through the COI molecular marker, a genetic distance analysis, and phylogenetic inference among the species of the genus, we conclude that Gnathostoma sp. I is closely related to, but distinct from G. turgidum and from other species found in Mexico and worldwide, even though there is not enough material to establish it as a new species. Additionally, based on morphologic characteristics, we documented the discovery of AdvL3 of G. lamothei (in Rhambdia guatemalensis and Lontra longicaudis) and AdvL3 of another unidentified species (in R. guatemalensis and Synbranchus marmoratus), which is distinct to above according to morphologic and molecular evidence.
Keywords: Gnathostoma spp.; Advanced third stage; Phylogeny; Mexico; Marsupials
Introducción
Entre el enorme conjunto de especies de helmintos que se distribuyen en México se encuentra el género Gnathostoma Owen, 1836(Spirurida: Gnathostomatidae) conformado por 12 especies válidas (Almeyda-Artigas, 1991; Bertoni-Ruiz et al., 2005; Miyazaki, 1954). Tres de ellas se distribuyen en México: Gnathostoma binucleatum Almeyda-Artigas, 1991; Gnathostoma turgidum Stossich, 1902 y Gnathostoma lamothei Bertoni-Ruiz, García-Prieto, Osorio-Sarabia y León-Règagnon, 2005 (Gaspar-Navarro et al., 2013). Las especies presentan una alta especificidad hacia mamíferos carnívoros como sus hospederos definitivos; G. binucleatum (Canidae, Felidae, Suidae), G. lamothei (Procyonidae) y G. turgidum (Didelphidae) (Pérez-Álvarez et al., 2008). El hospedero definitivo adquiere la infección al alimentarse de los segundos hospederos intermediarios, peces dulceacuícolas para las 2 primeras especies (Almeyda-Artigas, 1991; Bertoni-Ruiz et al., 2005), ranas y accidentalmente peces para la última (Mosqueda-Cabrera et al., 2009, 2023).
El objetivo de la presente investigación fue describir un morfotipo de Gnathostoma que difiere morfológicamente de las especies conocidas para didélfidos de México, proveniente de una zona no explorada previamente, la cuenca del río Ostuta, Oaxaca.
Materiales y métodos
La cuenca del río Ostuta forma parte de la porción oriente de la región hidrográfica Tehuantepec (RH22). Se localiza en la zona suroriente del estado de Oaxaca, que limita con Chiapas. La laguna Las Garzas (16°17’46” N, 94°27’17” O), es un cuerpo de agua semipermanente, remanente de un antiguo cauce de río ubicado en la región hidrográfica Costa de Chiapas (RH23) en la cuenca del mar Muerto, que colinda al oeste con la cuenca del río Ostuta (Conagua, 2021) y es irrigada por la misma durante lluvias torrenciales (fig. 1).
Esta investigación fue conducida debido al hallazgo fortuito de larvas tercer estadio avanzado (AdvL3) en las heces de la nutria neotropical Lontra longicaudis de la cuenca del río Ostuta, Oaxaca durante abril y mayo de 2018. Posteriormente, durante el 2022 se realizó la búsqueda de larvas de Gnathostoma en peces de este río y en cuerpos de agua asociados a la región hidrográfica (RH23). Para su captura se utilizaron redes de pesca como atarrayas y chinchorros. La musculatura de los peces fue revisada a contraluz entre 2 vidrios y posteriormente digerida con pepsina artificial (16 gr de pepsina, 6 gr de NaCl y 8 ml de HCl en 1 L de agua). La búsqueda de las larvas se realizó con ayuda de un microscopio estereoscópico; fueron fijadas en alcohol etílico al 70% caliente y conservadas en alcohol etílico al 70% frío. Para su estudio fueron transparentadas con lactofenol de Amman y observadas bajo el microscopio compuesto. Todas las medidas se presentan en micras, se especifica el rango y entre paréntesis el promedio seguido de la desviación estándar y el número de observaciones. Los parámetros de la infección fueron calculados de acuerdo con Bush et al. (1997). Se tomaron fotografías con una cámara digital montada a un microscopio óptico y los dibujos fueron realizados con ayuda una cámara clara. La captura y el sacrificio del tlacuache común Didelphis marsupialis fue realizada de acuerdo con Almeyda-Artigas et al. (2010) e identificado por la morfología craneal siguiendo a Gardner (1973). El material de referencia fue depositado en la Colección Nacional de Helmintos (CNHE) del Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México (IB-UNAM). La obtención de los organismos se realizó bajo el permiso de colecta SCPA/DGVS/03184/22 expedido por la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales, México.
Figura 1. Cuenca del río Ostuta, Oaxaca en la región hidrográfica Tehuantepec (RH22). Laguna Las Garzas en la región hidrográfica Costa de Chiapas (RH23). Mapa elaborado por D.L. Desentis Pérez.
La extracción del DNA se llevó a cabo utilizando el kit de extracción DNeasy Blood & Tissue (QIAGEN). Se amplificó la región del segundo espaciador interno transcrito (ITS2) y la subunidad I del citocromo c oxidasa (COI) mediante la reacción en cadena de la polimerasa (PCR por sus siglas en inglés). La amplificación de las secuencias nucleotídicas parciales de los genes mencionados se llevó a cabo a partir de reacciones compuestas por una solución de 8.5 µl de H2O, 3 µl de buffer 5x, 0.2 µl de cada oligonucleótido, 0.1 µl de enzima Taq polimerasa (Bioline) y 3 µl de DNA genómico en un volumen total de 15 µl. La región ITS2 se amplificó con los oligonucleótidos NEWS2 (forward) 5ʼ-TGTGTCGATGAAGAACGCAG-3ʼ e ITS2-RIXO (reverse) 5ʼ-TTCTATGCTTAAATTCAGGGG-3ʼ (Almeyda-Artigas et al., 2000a), con el siguiente perfil térmico: 1 ciclo de 94 °C por 1 min; 5 ciclos de 92 °C por 30 s, 45 °C por 30 s y 72 °C por 1 min; 35 ciclos de 92 °C por 30 s, 53 °C por 30 s y 72 °C por 1 min; elongación final a 72 °C por 4 min. Las secuencias parciales del gen mitocondrial COI se amplificaron con los cocteles de oligonucleótidos previamente preparados según Prosser et al. (2013), utilizando los siguientes oligonucleótidos: NemF1_t15ʼCRACWGTWAATCAYAARAATATTGG3-ʼ, NemF2_t1 5ʼ-ARAGATCTAATCAT
AAAGATATYGG3-ʼ, NemF3_t1 5ʼ-ARAGTTCTAATCATAARGATATTGG-3ʼ (forward) y NemR1_t1 5ʼ-AAACTTCWGGRTGACCAAAAAATCA-3ʼ, NemR2_t1 5ʼ-AWACYTCWGGRTGMCCAAAAAAYCA-3ʼ, NemR3_t1 5ʼAAACCTCWGGATGACCAAAAAATCA-3ʼ (reverse) implementando el siguiente perfil térmico: 1 ciclo de 94 °C por 1 min; 5 ciclos de 94 °C por 40 s, 45 °C por 40 s y 72 °C por 1 min; 35 ciclos de 94 °C por 40 s, 53 °C por 40 s y 72 °C por 1 min; elongación final a 72 °C por 5 min. Los productos de la PCR fueron purificados mediante el kit de purificación QUIAquick PCR (50) (QIAGEN). Las secuencias fueron obtenidas mediante el secuenciador de DNA automatizado ABI Prism 310 en el Laboratorio de Secuenciación Genómica del PABIO-UNAM. En el caso del ITS-2 se usaron los oligonucleótidos: NEWS2 e ITS2-RIXO para la secuenciación, en el caso del COI se usaron los oligonucleótidos M13F (5ʼ-TGTAAAACGACGGCCAGT-3ʼ) y M13R (5ʼ-CAGGAAACAGCTATGAC-3ʼ) (Messing, 1993).
Las secuencias obtenidas se alinearon en el programa MAFFT V7 (en línea) con sus homólogas (COI/ITS2) disponibles en el repositorio GenBank del NCBI (National Center for Biotechnology Information), correspondientes a especies nominales del género Gnathostoma en México y una especie del género Anisakis (A. pegreffi FJ907317/AY603531) como grupo externo: G. binucleatum (AB180103/EU915244), G. lamothei (KF648543), G. turgidum (KT894798/KF648548), G. spinigerum (AB037132/KF648553), G. nipponicum (JQ824059/JN408314), G. hispidum (JQ824056/JQ824057). A partir de los alineamientos múltiples de secuencias se realizó un análisis de distancias genéticas en el programa MEGA X 11.0.13 para establecer la similitud entre las distintas especies utilizando el modelo Kimura 2 parámetros (K2P) de acuerdo con Hebert et al. (2003). El análisis filogenético se realizó con los 2 marcadores moleculares (COI, ITS-2), de manera independiente y posteriormente fueron concatenados con un ajuste manual en el programa Mesquite v. 3.6 (Maddison y Maddison, 2019). La inferencia filogenética se realizó utilizando el criterio de inferencia bayesiana (IB) en el programa MrBayes v. 3.2.1 (Ronquist et al., 2012). Los resultados se ilustraron en un árbol filogenético construido en el programa FigTree v. 1.4.2 (Rambaut, 2006).
Descripción
Gnathostoma sp. I (figs. 2-4)
Juvenil. Bulbo cefálico con ganchos de una sola punta dispuestos en 10 hileras completas, mide 393.6 × 861, de largo y ancho, respectivamente. Dos papilas cervicales laterales, derecha e izquierda, ambas en la décima hilera. Ancho del cuerpo a la altura de la intersección esófago-intestino 1,479.60. Esófago de 14,586.39 de largo × 836.10 de ancho, cubre 58.3% respecto al ancho del cuerpo. Cuatro sacos cervicales se proyectan desde la base del bulbo cefálico, en promedio miden 2,379.69 de largo, 16.31% respecto al largo del esófago. Bursa con pequeñas espinas ventrales en sentido posteroanterior, presenta 4 pares de papilas pedunculadas; 2 pares preanales, un par adanal y 2 pares postanales; además, 4 pares de papilas no pedunculadas; un par preanal, 2 pares adanales y un par postanal. Dos espículas, la derecha 3,267.43 de largo × 142.68 de ancho; la izquierda 949.41 largo × 93.48 de ancho; proporción de 1:3.4; el extremo posterior con cutícula holgada más larga que el cuerpo, similar a un prepucio.
Espinas corporales presentes solo en la región anterior del cuerpo con variaciones en el número de puntas según la región; a, inmediatamente posteriores al bulbo cefálico, con 5-7 puntas son comunes las de 5, más largas (49.06) que anchas (22.08); b, en la región que ocupan las papilas cervicales, de 5-9 puntas son comunes las de 7 y 8, con 61.32 de largo y 31.89 de ancho; c, a la altura de los sacos cervicales, con 5 a 10, más largas (108.24) que anchas (75.80), con una a 3 puntas laterales y tronco central con 3 y 5 puntas; d, a la altura de la intersección esófago-intestino, espinas con 5 a 6 puntas más anchas que largas, 59.04 y 39.36, respectivamente, las puntas laterales generalmente más cortas y con 3 a 4 puntas centrales; e, posterior a la intersección esófago-intestino, cambian drásticamente de forma y tamaño, siendo más largas (59.04) que anchas (34.44) con un par de puntas laterales cortas y de 2 a 3 puntas centrales de igual tamaño; en la parte más posterior de la porción escamada del cuerpo se observa un gradiente donde las puntas centrales de las espinas van ensanchándose y desapareciendo las puntas laterales hasta terminar en espinas de una sola punta.
Datos morfológicos adicionales (basados en la observación directa de especímenes depositados en la CNHE 4739): macho obtenido del estómago de Didelphis marsupialis. Mide 46,000 de largo por 2,182.41 de ancho máximo. Esófago 6,625 por 542.52 de largo y ancho, respectivamente; cubre 14.4% respecto a la longitud del cuerpo. Dos papilas cervicales en 11 (izquierda) y 10 (derecha), sobre las hileras de espinas del cuerpo. Bulbo cefálico 442.80 por 939.72 de largo y ancho, respectivamente, con 9 hileras completas de ganchos con una sola punta de base gruesa y cónica. Extremo posterior con cutícula holgada corrugada y arreglo de las espinas en el cuerpo iguales a la forma juvenil que aquí se describe. Las espinas cubren 61% del cuerpo.
Resumen taxonómico
Hospedero: tlacuache común Didelphis marsupialis Linnaeus, 1758 (Didelphimorphia: Didelphidae).
Sitio de infección: hígado.
Localidad: inmediaciones del río Ostuta, San Francisco Ixhuatán, Oaxaca.
Depósito de especímenes: CNHE 12827.
Comentarios taxonómicos
Para propósitos comparativos, estudiamos especíme-
nes de G. turgidum de D. marsupialis (CNHE 4739) y G. turgidum de D. virginiana (CNHE 4261, 4740, 4736). La presencia de una cutícula holgada en el extremo posterior en la forma juvenil estudiada en este trabajo y su ausencia en el adulto de G. turgidum (CNHE 4739), así como el porcentaje espinado del cuerpo (61% vs. 40%, respectivamente), son las únicas características diferentes entre las especies. La relación entre las espículas del macho, el número de puntas y arreglo de las espinas en el cuerpo no mostraron diferencias entre ambos lotes de material.
Los fragmentos de gen amplificados, ITS-2 (480 pb) y COI (702 pb), se encuentran disponibles en GenBank con números de acceso PQ149238 y PQ143178, respectivamente, y pertenecen al segundo tercio del juvenil de Gnathostoma sp. I
Figura 2. Gnathostoma sp. I parásito de D. marsupialis. a) Espícula derecha y cutícula holgada del extremo posterior; b) patrón de espinación de la bursa con papilas ventrales y laterales.
Figura 3. Extremo posterior de juvenil de Gnathostoma sp. I. (a) Cutícula holgada; b) espícula derecha y papilas de la bursa. Escala de las barras = 200 μm.
Las notables diferencias morfológicas en el tamaño del cuerpo entre las AdvL3 de Gnathostoma aisladas de los peces D. latifrons y las de G. turgidum (tabla 1), así como el tamaño de los ganchos en las 4 hileras del bulbo cefálico, nos condujeron a pensar que pudieran tratarse de especies independientes. El análisis de distancias genéticas de las secuencias (modelo K2P del ITS2) determinó que las AdvL3 obtenidas de D. latifrons y el juvenil obtenido de D. marsupialis son iguales entre sí pero también muy similares a las secuencias de G. turgidum con valores de 0.0043 para el juvenil y 0.0046 para la AdvL3. En cuanto al marcador molecular COI, en el análisis de distancias genéticas de las secuencias registramos una distancia genética de 0.0657 con respecto a las ya mencionadas y la secuencia de G. turgidum. Basados en estos datos, nuestro material podría representar una variante de G. turgidum o una especie cercanamente relacionada a ésta (fig. 5). Sin embargo, y pese a las diferencias morfológicas tan claras entre ambos taxones, preferimos adoptar una posición conservadora y no establecer a las larvas y al juvenil que recuperamos en el río Ostuta, Oaxaca, como una especie independiente hasta contar con una mayor cantidad de evidencias, tanto morfológicas (de hembras y machos adultos) como moleculares.
Figura 4. Arreglo de las espinas en el cuerpo de Gnathostoma sp. I. a) Primeras hileras del cuerpo; b) región de la papila cervical; c) región distal de los sacos cervicales; d) intersección esófago-intestino; e) región final de la superficie espinada. Escala de la barra = 100 μm.
Gnathostoma sp. I (figs. 6, 7)
Larva de tercer estadio avanzado. La siguiente descripción está basada en la observación de 23 larvas. El cuerpo mide 1,149-1,414 (1, 262 ± 90.86; 11) de largo y 94.71-129.77 (105.82 ± 12.59; 11) de ancho; está cubierto totalmente por hileras de espinas transversales, cuyo número oscila entre 180-223 (192.79 ± 11.82; 13). Bulbo cefálico 30.77-85.85 (44.69 ± 14.57; 13) de largo × 65.23-169.24 (91.90 ± 26.72; 13) de ancho; presenta espinas dispuestas en 4 hileras transversales: 27-37 (31.17 ± 2.59; 23), 28-44 (34.39 ± 3.78; 23), 30-44 (37.22 ± 3.42; 23) y 33-46 (41.26 ± 3.75; 23), de la primera a la cuarta, respectivamente. Miden: 4.44-6.22 (5.33 ± 0.68) × 1.77-2.66 (2.28 ± 0.31), 5.33-5.77 (5.64 ± 0.21) × 2.22-2.66 (2.35 ± 0.21), 5.33-6.22 (5.65 ± 0.34) × 2.66-3.55 (3.11 ± 0.26), 4.44-4.88 (4.82 ± 0.17) × 2.66-3.55 (3.11 ± 0.36), largo y ancho de la primera a la cuarta hilera, respectivamente. Cuatro sacos cervicales ocupan de 43.23 a 75.29% (58.99 ± 7.65; n = 10) de la longitud de esófago. El esófago abarca de 32 a 73.81% (40.30 ± 2.60; n = 10) del largo total y 51% de su ancho, a la altura de la intersección esófago-intestino. El poro excretor ventral, se ubica en las hileras 15-21 (18.73 ± 1.60; n = 15). Dos papilas cervicales laterales, la derecha situada en la hilera 9-13 (10.58 ± 1.20; n = 19) y la izquierda en la hilera 9-16 (11.11 ± 1.60; n = 18). Primordio genital ubicado en 65.61 a 69.67% (68.39 ± 0.56; n = 4) del cuerpo. Dos papilas caudales, la derecha anterior al primordio genital de 58.06 a 70.91% (62.82 ± 2.27; n = 11) y la izquierda inmediatamente posterior al primordio genital ubicada en 61.26 a 81.56% (72.85 ± 4.18; n = 11) del extremo anterior del cuerpo, respectivamente.
Tabla 1
Comparación morfométrica entre larvas de tercer estadio avanzado de las 3 especies de Gnathostoma en México. PCi = Papila cervical izquierda, PCd = papila cervical derecha, PE = poro excretor, Ea = ancho del esófago, Ca = ancho del cuerpo, — sin datos.
Especie referencia | Largo / ancho | PE | Proporción Ea vs. Ca | Cantidad de ganchos en las hileras del bulbo cefálico | ||||
I | II | III | IV | IV-I | ||||
G. lamothei | ||||||||
Gaspar-Navarro et al (2013) a | 3,582.24-5,095.90 (4,487.94) / 236.60-318.24 (288.74) | 20-29 (23.07) | (0.41) | 34-44 (39.33) | 38-47 (43.27) | 40-48 (44.20) | 45-58 (47.33) | (7.13) |
Cole et al. (2014) b | — | — | — | 36 | 38 | 36 | 36 | 0 |
Presente estudio c | 1,879.44-1,928.64 (1,906.36) / 245.28-260.76 (253.71) | 20-23 (21.33) | (0.57) | 41-45 (42.33) | 43-45 (44.33) | 46-49 (47.33) | 49-51 (50.00) | (7.67) |
Presente estudio d | 3,104.52 / 225.66 | 26 | 0.71 | 42 | 47 | 45 | 47 | 5 |
G. turgidum | ||||||||
Mosqueda-Cabrera et al. (2009) e | 1,530.00-2,007.40 (1,670.20) / 134.6-160.4 (140.80) | 15-22 (19.7) | 26-34 (30.80) | 29-38 (34.00) | 29-43 (36.70) | 33-42 (39.60) | (8.80) | |
Díaz-Camacho et al. (2010) f | 1,300-4000 (2,700.00) / — | — | — | (34.00) | (37.00) | (36.00) | (42.00) | (8.00) |
Cole et al., 2014 g | — | — | — | 32-37 (35.00) | 34-40 (37.40) | 36-41 (38.20) | 42-48 (44.20) | (9.20) |
Mosqueda-Cabrera et al. (2023) h | 1,544 / 142.3 | 21 | 0.65 | 34 | 36 | 40 | 45 | 11 |
Gnathostoma sp. I | ||||||||
Presente estudio i | 1,234.80 / 115.28 | 15 | 0.45, — | 25, 32 | 27, 33 | 28, 36 | 36, 42 | 11, 10 |
Presente estudio j | 1,149.10-1,413.39 (1,262.7) / 94.71-129.77 (105.82) | 15-21 (18.73) | (0.51) | 27-37 (31.17) | 28-44 (34.39) | 30-44 (37.22) | 33-46 (41.26) | (10.04) |
G. binucleatum | ||||||||
Almeyda-Artigas (1991) k | 2,600-5,900 (4,300.00) / — | — 27-37 (30.00) | (0.70) * | 35-44 (38.90) | 38-47 (42.40) | 40-49 (44.70) | 43-52 (48.20) | (9.5) |
García-Márquez et al. (2009) l | 3,120-3,140 (3,130.00) / — | — (30.00) | — | 36-29 (38.00) | 40-41 (40.00) | 44-46 (45.00) | 44-47 (46.00) | (8.00) |
Gnathostoma sp. II | ||||||||
Presente estudio m | 1,919- 1,989 / 137-145 ** | 17-25 (20.33) | (0.66) | 33-37 (34.33) | 35-43 (38.00) | 38-43 (40.67) | 41-47 (44.67) | (10.3) |
a Larvas obtenidas experimentalmente de Lithobates heckscheri, b de una larva obtenida de la musculatura de M. albus,c de 3 larvas encontradas en excretas de L. longicaudis, d de una larva obtenida de la musculatura de Rhamdia guatemalensis, e de 11 larvas obtenidas de la musculatura de R. sweifeli, f de 28 larvas obtenidas del hígado de Didelphis virginiana (S-L3), g de 5 larvas obtenidas de la musculatura de M. albus, h de una larva obtenida de la musculatura de Gobiomorus dormitor,i de 2 larvas obtenidas de la musculatura de Rhamdia guatemalensis, j de 23 larvas obtenidas de la musculatura de Dormitator latifrons, k de 30 larvas obtenidas de la musculatura de Petenia splendida, l de 8 larvas obtenidas de la musculatura de D. latifrons y Sciades guatemalensis, m de 3 larvas 2 obtenidas de la musculatura de S. marmoratus y una de la musculatura de R. guatemalensis. * Datos de Gaspar-Navarro et al. (2013). ** Datos de 2 larvas.
Figura 5. Relaciones filogenéticas entre Gnathostoma sp. I y algunas especies del género Gnathostoma inferidas mediante los marcadores moleculares (COI/ITS-2). Los valores de probabilidad bayesiana se indican en los nodos.
Resumen taxonómico
Localidad: laguna Las Garzas, San Francisco Ixhuatán, Oaxaca.
Hospedero: Dormitator latifrons (Eleotridae).
Otros hospederos: Rhamdia guatemalensis (Heptapteridae).
Sitio de infección: musculatura.
Parámetros de infección: prevalencia 30.6%, intensidad promedio 4.8, abundancia promedio 1.47.
Distribución en el hospedero: 51 larvas en 11 hospederos: 0 (25), 1 (3), 2 (2), 3 (1), 6 (2), 7 (2), 15 (1).
Depósito de especímenes: CNHE 11674.
Comentarios taxonómicos
Las AdvL3 de Gnathostoma sp. Ison similares a las de G. turgidum (Mosqueda-Cabrera et al., 2009, 2023) en la cantidad de ganchos en las hileras del bulbo cefálico y en la ubicación de las papilas cervicales y el poro excretor. Sin embargo, difieren en el tamaño del cuerpo (tabla 1), en la forma de los ganchos de las hileras del bulbo cefálico, ligeramente redondos en los ejemplares que ahora describimos (fig. 7a) vs. rectangulares (fig. 1, Mosqueda-Cabrera et al., 2009, 2023; en ambos fig. 1) en G. turgidum; asimismo, las dimensiones de los ganchos de la segunda y tercera hileras son iguales y mayores que los de la primera y cuarta hileras en el material de la laguna Las Garzas mientras que en G. turgidum los ganchos de la cuarta hilera son menores con respecto a los de las 3 hileras precedentes.
Las AdvL3 de Gnathostoma sp. I se diferencian de las de G. lamothei (Gaspar- Navarro et al., 2013) y G. binucleatum (Almeyda-Artigas, 1991) en el tamaño del cuerpo, ya que son más pequeñas; además, presentan menor cantidad promedio de ganchos en las hileras del bulbo cefálico. Finalmente, la posición del poro excretor se traslapa con la de Gnathostoma sp. II, y es diferente de G. lamothei y G. binucleatum (tabla 1).
Los fragmentos de gen amplificados, ITS-2 (496 pb) y COI (694 pb), se encuentran disponibles en el GenBank con número de acceso PQ149241 y PQ141296, respectivamente.
Los primeros reportes del material que describimos es este trabajo fueron realizados por Almeyda-Artigas et al. (2000a, b). Las secuencias del ITS2 del DNA ribosomal de las AdvL3 obtenidas experimentalmente de D. marsupialis por estos autores fueron nombradas como Gnathostoma sp. III, y de acuerdo con ellos, no fueron distintas a las de G. turgidum, no obstante las diferencias morfológicas observadas ahora.
Figura 6. Gnathostoma sp. I. a) Larva de tercer estadio avanzado; b) ganchos en las hileras del bulbo cefálico; c) extremo anterior del cuerpo. Escala de las barras, a = 200 μm, b y c = 10 μm.
Gnathostoma sp. I (fig. 8)
Larva de tercer estadio temprano. Descripción basada en la observación de 3 larvas envueltas en un quiste. Longitud del cuerpo 494.90-676.20 (563.06 ± 99.36; 3) y 225.40-380.18 (314.56 ± 80.03; 3) del esófago. El esófago cubre el 45.54-73.81% (56.45 ± 15.20; 3) de la longitud del cuerpo. Cuatro sacos cervicales 223.21 (n = 1) ocupan 43.33% del largo del esófago. Bulbo cefálico con 4 hileras transversales de ganchos 29-33 (30.67 ± 2.08; 3), 29-36 (32.33 ± 3.51; 3), 31-38 (35.00 ± 3.61; 3) y 37-45 (39.67 ± 4.62; 3), respectivamente.
Resumen taxonómico
Localidad: laguna Las Garzas, San Francisco Ixhuatán, Oaxaca.
Hospedero: Dormitator latifrons (Eleotridae).
Sitio de infección: musculatura.
Parámetros de infección: prevalencia 2.8%, IP 3.0, AP 0.08.
Depósito de especímenes: CNHE 11826.
Comentarios taxonómicos
Las larvas presentan características propias de tercer estadio temprano (EaL3) por el tamaño del cuerpo (563) y la forma de los ganchos (fig. 8b). Esta fase se desarrolla en copépodos y no existe registro de EaL3 enquistadas en la musculatura de los segundos hospederos intermediarios como las que aquí se documentan. No pudo ser recuperado material molecular de las larvas.
Figura 8. Larva de tercer estadio temprano de Gnathostoma sp. I enquistada en la musculatura de Dormitator latifrons. a) Bulbo cefálico; b) ganchos en las hileras del bulbo cefálico. Escala de la barra = 10 μm.
Gnathostoma lamothei Bertoni-Ruiz, García-Prieto, Osorio-Sarabia y León-Règagnon (2005) (fig. 9)
Larva de tercer estadio avanzado. La siguiente descripción está basada en la observación de 3 larvas. El cuerpo mide 1,879.44-1,928.64 (1,906.36 ± 24.9) de largo y 245.28-260.76 (253.71 ± 7.8) de ancho. Cuatro sacos cervicales se proyectan desde el inicio del cuerpo y cubren 53.83-66.37% (59.32 ± 6.4), con respecto a la longitud del esófago. Cuerpo cubierto totalmente de diminutas espinas dispuestas en hileras transversales de 209-240 (220 ± 17.3). Bulbo cefálico 73.58-85.85 (81.48 ± 6.9) por 176.6-205 (192.61 ± 14.5) de largo y ancho, respectivamente. Bulbo cefálico con espinas dispuestas en 4 hileras transversales, 41-45 (42.33 ± 2.3), 43-45 (44.33 ± 1.2), 46-49 (47.33 ± 1.5) y 49-51 (50.00 ± 1.0), de la primera a la cuarta, respectivamente. Poro excretor ventral entre las hileras 20-23 (21.33 ± 1.5) del cuerpo. Dos papilas cervicales laterales, la izquierda entre las hileras 9-15 (11.33 ± 3.2) y la derecha 10-14 (11.33 ± 2.3; 3) del cuerpo. El esófago ocupa 38.48-42.51% (40.47 ± 2.0) del cuerpo, en promedio abarca 57% del ancho a la altura de la intersección esófago-intestino. Dos papilas caudales laterales, la izquierda a 130-144 (137.33 ± 7.0) hileras del cuerpo y la derecha a 123-149 (136.67 ± 13.1). Primordio genital no observado. Ano subterminal, a 122.64 (n = 1) del extremo posterior.
Figura 9. Larva de tercer estadio avanzado de Gnathostoma lamothei. a) Vista lateral del bulbo cefálico; b) vista lateral del poro excretor; c) vista frontal de la papila cervical; d) intersección esófago-intestino; e) cola. Escala de la barra = 25 μm.
Resumen taxonómico
Localidad: río Ostuta.
Hospedero: excreta de Lontra longicaudis (Mustelidae).
Prevalencia: (1/20) 5.0%.
Otros hospederos: musculatura de Rhamdia guatemalensis (Heptapteridae).
Depósito de especímenes: CNHE 11160.
Comentarios taxonómicos
La AdvL3 de G. lamothei ha sido descrita únicamente con datos morfométricos a partir de hospederos infectados experimentalmente (Gaspar-Navarro et al., 2013). Ha sido identificada en 2 registros, a partir de datos sobre la cantidad de ganchos de una larva obtenida de Monopterus albus de agua abiertas de Florida en EUA (Cole et al., 2014), y el otro con datos moleculares de AdvL3 obtenidas de Gobiomorus dormitor en Tabasco, México (Hernández-Gómez et al., 2010). La presente investigación describe por primera vez a la AdvL3 de G. lamothei a partir de hospederos infectados de manera natural, descripción que coincide con la obtenida de infecciones experimentales (Gaspar-Navarro et al., 2013), pero difiere con la larva de Florida (Cole et al., 2014) por el menor número de ganchos, los datos taxonómicos de esta larva son más parecidos a G. turgidum, pero identificada con marcadores moleculares como G. lamothei (tabla 1). En la presente investigación, no pudo ser recuperado material molecular de las larvas por el método de fijación de las excretas de nutria usando formaldehído.
Gnathostoma sp. II (fig. 10).
Larva de tercer estadio avanzado. Descripción basada en la observación de 3 larvas. Larvas con fluido blastocelómico rojo. Cuerpo 1,918.80-1989.5 × 137.36- 144.72 de largo y ancho, respectivamente. Presenta 197-210 hileras transversales de espinas en todo el cuerpo. Bulbo cefálico 61.32-80.94 (67.86 ± 11.3) × 117.73-116.79 (134.90 ± 27.6), de largo por ancho, respectivamente. Cuatro hileras transversales de ganchos en el bulbo cefálico 33-37 (34.33 ± 2.3; 3), 35-43 (38.00 ± 4.4), 38-43 (40.67 ± 2.5), 41-47 (44.67 ± 3.2), de la primera a la cuarta, respectivamente. Poro excretor ventral entre las 17-25 (20.33 ± 4.2) hileras del cuerpo. Dos papilas cervicales laterales en la porción anterior del cuerpo, la derecha 10-15 (12.00 ± 2.6) y la izquierda 10-16 (12 ± 3.5), en las hileras de espinas del cuerpo. El esófago abarca 34.9-38.5% del total del cuerpo y cubre 58.9-59.3% del ancho del cuerpo, en la intersección esófago-intestino. Presenta 4 sacos cervicales, en promedio cubren 42.1-44.7% del largo del esófago. Primordio genital en 68.0-82.3% del cuerpo. Papilas caudales no observadas. Ano subterminal, a 29.43-34.34 del extremo posterior.
Resumen taxonómico
Localidad: río Ostuta, San Francisco Ixhuatán, Oaxaca.
Hospedero: Synbranchus marmoratus (Symbranchidae)
Otros hospederos: Rhamdia guatemalensis (Heptapteridae).
Sitio de infección: musculatura.
Depósito de especímenes: CNHE 11708, 11709.
Comentarios taxonómicos
Las AdvL3 de Gnathostoma sp. II son diferentes a las de Gnathostoma sp. I descritas en este trabajo, G. turgidum (Mosqueda-Cabrera et al., 2009, 2023), G. lamothei (Gaspar-Navarro et al., 2013)y G. binucleatum (Almeyda-Artigas, 1991) en la forma y tamaño de los ganchos de las 4 hileras del bulbo cefálico; además, presentan ganchos más grandes, tanto en la base como en la hoja; son diferentes a Gnathostoma sp. I y G. turgidum por la mayor cantidad de ganchos en las hileras del bulbo cefálico y por el mayor tamaño del cuerpo (tabla 1); en este aspecto, son más pequeñas que G. binucleatum y G. lamothei, y diferentes a estas especies en la ubicación del poro excretor (tabla 1).
Los fragmentos de gen amplificado ITS-2 (367 pb), se encuentra disponible en el GenBank con número de acceso OR428675 (ITS-2) y pertenece al cuerpo (sin el bulbo cefálico) de una de las AdvL3 (Gnathostoma sp. II) del presente estudio. El análisis molecular y filogenético sugiere que Gnathostoma sp. II representa una especie distinta; no obstante, el escaso material disponible imposibilita erigirla como especie nueva.
Discusión
Los ciclos de vida complejos como el que presentan las especies del género Gnathostoma determinan que su estudio sea fragmentado y no se tenga claridad en muchos aspectos. Esto es importante ya que la gnathostomiasis humana es una enfermedad parasitaria con alta incidencia principalmente en Asia y en Latinoamérica. En México, se ha demostrado que la especie causante de esta parasitosis humana es G. binucleatum (Almeyda-Artigas 1991; Álvarez-Guerrero y Alba-Hurtado, 2007); sin embargo, es necesario conocer con mayor detalle los ciclos de vida de las otras 2 especies distribuidas en el país debido a su potencial zoonótico. Mosqueda-Cabrera et al. (2009) descartaron el papel de los peces como hospederos intermediarios de G. turgidum debido a la falta de hallazgos naturales; sin embargo, recientemente, la AdvL3 de esta especie fue aislada de la musculatura de peces (Gobiomorus dormitor) (Mosqueda-Cabrera et al., 2023), confirmando su potencial zoonótico. Los autores resaltaron la posibilidad de que en los estudios sobre gnatostomosis en peces, las larvas de G. turgidum pasaran desapercibidas por su tamaño y método de búsqueda (observación a contraluz de la musculatura entre 2 vidrios). Este también sería el caso de las larvas Gnathostoma sp. I, colectadas en el río Ostuta, ya que son aún más pequeñas, y solo fueron encontradas usando un microscopio estereoscópico; en consecuencia, es importante valorar la participación de éstas en la gnatostomiasis humana.
Figura 10. Larva de tercer estadio avanzado de Gnathostoma sp. II. a) Vista frontal del bulbo cefálico; b) poro excretor; c) papila cervical; d) intersección esófago-intestino; e) cola. Escala de la barra = 20 μm.
Entre las especies de Gnathostoma, existe un complejo infectando diferentes especies de hospederos muy emparentados filogenéticamente. Se conoce que el mapache (Procyon lotor) es parasitado por 2 especies de Gnathostoma con alta especificidad hospedatoria: G. lamothei asociado a Procyon lotor hernandezii Wagler, 1831 y G. procyonis a la subespecie Procyon lotor lotor Linnaeus, 1758. Las formas adultas de ambas especies son muy parecidas entre sí, con diferencias únicamente en el tamaño de las espículas, el número de puntas de las escamas transversales del cuerpo en la región posterior al bulbo cefálico y a la altura de la papila, así como en la ausencia de escamas en la mitad posterior de cuerpo (presencia de “bosses”) en G. lamothei (Bertoni-Ruiz et al., 2005). Por otra parte, el género Didelphis Linnaeus, 1758 comprende 6 especies de marsupiales que se distribuyen en toda América (Gardner, 1973); entre éstas, D. marsupialis Linnaeus, 1758 es una especie con distribución neotropical y D. virginiana Kerr, 1792 con una neártica (Dias y Perini, 2018); ambas están presentes en México y se han reportado como hospederos definitivos de G. turgidum (Pérez-Álvarez et al., 2008). La evidencia de un complejo de diferentes especies de Gnathostoma en las 2 subespecies de prociónidos sugeriría la hipótesis de que cada especie de marsupial pueda actuar como hospedero definitivo de especies diferentes de Gnathostoma; D. virginiana para G. turgidum y D. marsupialis para el material descrito en este trabajo, ya que ambas especies son muy parecidas entre sí, y sus hospederos están estrechamente relacionados filogenéticamente. No obstante, como se señaló anteriormente, consideramos que es necesario obtener más información de campo y laboratorio para apuntalar esta hipótesis.
Agradecimientos
Agradecemos profundamente la colaboración de Luis García Prieto (CNHE) durante la colecta de peces y helmintos, además, por el préstamo de especímenes y literatura. A Edgar Uriel Montes de Oca y Andrés Velázquez Brito de la CNHE por su valiosa ayuda con los datos moleculares. A Gerardo Torres Carrera por la lectura crítica del manuscrito. Agradecemos el servicio del Laboratorio de Biología Molecular del Instituto de Biología de la UNAM, como parte del Laboratorio Nacional de Biodiversidad, y en particular el apoyo técnico de A. Jiménez-Marín, N. López y L. Márquez.
Referencias
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a Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, S.C., Av. Instituto Politécnico Nacional Núm. 195, Colonia Playa Palo de Santa Rita Sur, 23096 La Paz, Baja California Sur, Mexico
b San Diego Natural History Museum, P.O. Box 121390, San Diego, CA 92112, USA
*Corresponding author: ppgarcillan@cibnor.mx (P. Garcillan)
Received: 29 October 2023; accepted: 2 October 2024
The palm groves of the Baja California Peninsula constitute a semi-isolated network of arid wetlands spanning over 1,000 kilometers. The plant species within them exhibit varying degrees of water adaptation, including 3 types of hydrophytes (aquatic, subaquatic, and tolerant species), and non-hydrophytic or intolerant species. Our objective was to evaluate the effect of different water dependence among these distinct groups on their floristic similarity change between palm groves, relative to the geographical distance separating them. After reviewing scientific literature, we compiled the floristic lists of 25 palm groves across the region, finding 518 species (27 aquatic, 57 subaquatic, 53 tolerant, and 381 intolerant species). We utilized the Sørensen similarity index to estimate similarity in the 4 plant groups and analyzed how similarity changes with respect to the distance between palm groves. Floristic similarity decreased with increasing distance in the 4 plant groups according to a negative exponential model (S = S0·e–bd), with the rate of decrease (b) growing as water dependence of plants decreased (bAquatic = 0.0010, bSubaquatic = 0.0016, bTolerant = 0.0029, bIntolerant = 0.0046). In summary, the aquatic adaptation of plants within the Baja California Peninsula palm groves affects the geographical pattern of beta diversity in these wetlands.
Keywords: Aquatic plants; Arid wetlands; Floristic similarity; Sonoran Desert
© 2025 Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología. Este es un artículo Open Access bajo la licencia CC BY-NC-ND
(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
Los palmares de la península de Baja California conforman una red semi-aislada de humedales áridos por más de 1,000 km. Las plantas de estos palmares muestran distinto grado de adaptación acuática, incluyendo tres tipos de hidrófitas (acuáticas, subacuáticas y tolerantes) y no hidrófitas o intolerantes. Nuestro objetivo fue evaluar el efecto que diferente grado de especialización acuática entre grupos tiene en su cambio de similitud florística entre palmares respecto a la distancia. Después de revisar la literatura científica, compilamos la relación florística de 25 palmares de la región y encontramos 518 especies (27 acuáticas, 57 subacuáticas, 53 tolerantes y 381 intolerantes). Utilizamos el índice de similitud de Sørensen para estimar la similitud en los 4 grupos y analizamos cómo la similitud cambia en función de la distancia entre palamares. La similitud florística disminuyó en los 4 grupos al aumentar la distancia, según un modelo exponencial negativo (S=S0·e–bd), con tasa de disminución (b) creciente conforme es menor la dependencia del agua (bAcuáticas = 0.0010, bSubacuáticas = 0.0016, bTolerantes = 0.0029, bIntolerantes = 0.0046). En síntesis, la adaptación acuática de las plantas de los palmares de la península de Baja California afecta el patrón geográfico de la diversidad beta en estos humedales.
Palabras clave: Plantas acuáticas; Humedales áridos; Similitud florística; Desierto sonorense
Introduction
Change of species composition and abundance in time and space, i.e., beta diversity, is a fundamental dimension of community dynamics across spatio-temporal scales (Mori et al., 2018). Ecological differences among species can affect how communities change in time and space. Species present in a community can have different levels of adaptation to local habitats and therefore, respond differently to environmental factors and influence how species composition changes among communities (Leibold et al., 2022; Pandit et al., 2009).
Wetlands can be conceptualized in the broad sense as landscape units that, while not being rivers, lakes or seas, constitute spatio-temporal positive hydric anomalies in comparison to their drier surrounding areas, such as oases, vernal pools or marshes (González Bernáldez & Montes, 1989). Frequently, they are identified and characterized using the presence of hydrophytic plants, i.e., those plants that live in water or on saturated soils, at least periodically saturated soils (Lot et al., 2015; Tiner, 1991). Depending on the level of their water requirement to complete their life cycle, plant species in wetlands can be grouped into 3 different types of hydrophytes: aquatic, subaquatic, and tolerant species (Lot et al., 2015). Aquatic plants are ecologically important elements of wetland ecosystems because they provide habitat and food sources for different organisms (Francechini et al., 2020; Gross et al., 2001; Jeppesen et al., 1998; Martín et al., 2005), as well as participate in carbon and nutrient cycles (Carpenter & Lodge, 1986; Xing et al., 2006).
It has been extensively studied how taxonomic composition changes between wetland communities (i.e., beta diversity) and the role that dispersal limitation (e.g., Boughton et al., 2010; Crow, 1993; Flinn et al., 2010; Hájek et al., 2011; Murphy et al., 2019; Santamaría, 2002) and niche processes, as climatic factors, water quality or habitat heterogeneity play on species assemblages in wetland communities (Alahuhta, 2015; Alahuhta et al., 2021; Alahuhta & Heino, 2013; Capers et al., 2010; Fernández-Aláez et al., 2020). However, it has been less analyzed whether different degrees of water adaptation in wetland taxa can generate differences in their spatial beta diversity patterns in response to various processes acting at different spatial scales (Alahuhta, 2015; Chappuis et al., 2012; Zhou et al., 2022). To address this gap, our study aimed to investigate the role of water adaptation of plant species in spatial patterns of wetland plant communities by using beta diversity dynamics as our analytical framework, and arid palm groves in the Baja California Peninsula, Mexico, as our study system of wetlands.
Nekola and White (1999) proposed a conceptual framework for distance decay of biological similarity, where similarity shows a negative relationship with geographical distance. Since then, the variation in distance decay rate of compositional similarity between sites (communities) has been related to multiple factors as climatic gradients, geographical distance, limits to dispersal or niche width (e.g., Garcillán & Ezcurra, 2003; Graco-Roza et al., 2022; Nekola & White, 1999; Soininen et al., 2007), that are categorized in 2 main processes, dispersal processes and species sorting by niche selection (Gómez-Rodríguez & Baselga, 2018). In the first case, increase in spatial distance between 2 sites would reduce the probability of species reaching both sites. In the second case, greater distance would be associated with an increase in environmental differences (niche), due to the assumed spatial autocorrelation of environmental variables (Gómez-Rodríguez & Baselga, 2018).
Floodable palm groves are one of the woody plant assemblages of wetlands described for Mexico by Lot et al. (2015) and are characterized by having palms as the dominant element. One singular type of these floodable palm groves is the palm groves of semi-arid regions of northern Mexico. These systems do not always have permanent surface water, however, palms (Brahea spp., Sabal uresana Trel., and Washingtonia spp.) constitute indicator species of habitats with water saturation (Lot et al., 2015). Particularly, in the Baja California Peninsula, palm groves can be found along its arid lands, from the tropical dry vegetation of the southern tip of the peninsula, which lies on the Tropic of Cancer (23° N – 24° N), to the Mediterranean-type vegetation of northwestern Baja California (30° N – 32.5° N). The palm groves in this region are home to 2 native genera, Brahea and Washingtonia, with 4 species, namely B. armata S. Watson, B. brandegeei (Purpus) H.E. Moore, W. filifera (André) Bary, and W. robusta H. Wendl.; and in many of them the naturalized non-native species, Phoenix dactylifera L.
The plant species composition of any palm grove is mainly driven, as in other wetlands, by dispersal and niche selection processes. However, distinct types of wetland plants could experience these processes differently. More water-dependent plants would need to arrive by long-distance dispersal from other wetlands but would be strongly selected by the wetter conditions of the local palm grove’s habitat. In contrast, less water-dependent plants could arrive from the nearby landscape and be dispersed through a more continuous scenario between palm groves but would be less selected by local wetland habitat.
Our objective was to evaluate the effect of different degrees of aquatic specialization among plant species groups in arid palm groves on the spatial variations of beta diversity within these groups. We hypothesized that the level of water specialization in plant groups influences how their beta diversity changes with the distance between palm groves. We expect that, due to the greater ecological similarity between habitats of palm groves across varying distances compared to the surrounding landscapes, more water-dependent species will exhibit a lower rate of compositional similarity decay over extended distances compared to less water-dependent species.
Materials and methods
We selected as our study system a set of palm groves found along the 1,000 km-long strip of land comprising the tropical Cape Region, and the extratropical Sonoran Desert that runs through the Baja California Peninsula in northwestern Mexico (Fig. 1). We reviewed published studies containing floristic data of palm groves of any of the 4 native palm species of Baja California Peninsula (Brahea armata, B. brandegeei, Washingtonia filifera, and W. robusta), and compiled a database of plant species associated with them through the region. We also added an unpublished species list from floristic fieldwork conducted in 2018, at the palm grove of the Guadalupe Canyon, in the northern Baja California Peninsula (J.P. Rebman, unpublished data). We standardized all of the plant nomenclature following The Plant List (2013) Version 1.1 (www.theplantlist.org) according to Rebman et al. (2016). We established the level of water association of plant species following the categorization established by Lot et al. (2015) and our field observations as aquatic (A), if they complete their life cycle submerged and cannot survive outside of water; subaquatic (S), if they complete their life cycle on the edge of water bodies or saturated soil and can tolerate dry soil only temporarily; and tolerant (T), if they complete most of their life cycle in a dry environment but can be seasonally submerged. All other plant species were classified as non-hydrophytes or intolerants (I). We found data from a total of 48 palm groves and selected the 25 palm sites (Fig. 1; Appendix) that had at least 10 recorded plant species, with at least 1 aquatic species present, and were separated from each other by at least 5 km. Finally, we created a database of species presence/absence per site for each of the 4 plant categories.
Figure 1. Localization of the 25 palm groves included in this study along the Baja California Peninsula, indicating the 3 main ecoregions of the peninsula: Mediterranean, Tropical, and Desert. Refer to the Appendix for details about the palm groves. Map by Danaee Jiménez Guevara.
We aimed to investigate whether plant species in palm groves, with different level of water requirement to complete their life cycle, i.e., different positions on a habitat specialization gradient (Pandit et al., 2009) (aquatic – subaquatic – tolerant – and non-hydrophyte plants), exhibit dissimilar beta diversity patterns. For this purpose, we examined in each plant group the relationship between floristic similarity (i.e., 1 – beta diversity) and spatial distance between palm groves. We estimated floristic similarity between pairs of palm groves for each plant category using Sørensen´s similarity, defined as Sjk = 2a/(2a + b + c), where a is the number of species shared between communities j and k, and b and c are the unique species of communities j and k, respectively. Beta diversity can be defined as the variation of species composition between communities. It can be decomposed in 2 components: spatial turnover, and nestedness. Spatial turnover results from replacement of some species by others caused by environmental sorting or historical constraints, and nestedness, which occurs when smaller communities are subsets of larger communities and are produced by non-random process of species loss (Baselga, 2010). We also estimated the total beta diversity of each plant category for the set of sites, measured as Sørensen´s dissimilarity and its partition on species turnover and nestedness components. Both analyses were done using the R package ‘betapart’ v.1.6 (Baselga et al., 2023). We used the R package ‘geosphere’ v 1.5-18 (Hijmans, 2022) to calculate the geographical distance between palm groves, based on the geographical coordinates of the 25 sites.
To analyze the relationship between similarity in the different plant groups (A, S, T, and I) and the geographical distance, we used the negative exponential decay model, S = S0 × e–bd (Nekola & White, 1999; Whittaker, 1972), where S0 represents the initial similarity, and b, the rate of distance decay of similarity (Nekola & White, 1999). We did this analysis by using the function “decay.model” included in the R package “betapart” v.1.6 (Baselga et al., 2023). In this function, the nonlinear models are fitted using the Levenberg-Marquardt nonlinear least-squares algorithm (Baselga et al., 2023). In each decay model the goodness of fit is computed as pseudo-r2, which represents the proportion of the variation in the dependent variable that the model accounts for, and the significance of the model is estimated from a permutation (1,000) test. Finally, we tested if differences between parameters of distance decay models on the 4 plant groups are significant using the function “zdep” included in R package “betapart” v.1.6 (Baselga et al., 2023; Martín-Devasa et al., 2022). This function assesses whether the parameters of 2 models are significantly different via block-site bootstrap. All the analyses were done with R v.4.2.3 (R Core Team, 2023).
Results
We assembled a database consisting of 27 aquatic species, 57 subaquatic species, 53 tolerant species, and 381 non-hydrophytic species. The 4 types of plants showed similar values of Sørensen beta diversity (aquatics: 0.91, subaquatic species: 0.92, tolerant species: 0.94, and non-hydrophytes: 0.97), and also similar high dominance of their turnover components (aquatics: 91%, subaquatic species: 95%, tolerant species: 95%, and non-hydrophytes: 93%; Fig. 2).
Figure 2. Partitioning of beta diversity, quantified as Sørensen dissimilarity (βSOR), into its turnover and nestedness components for the 4 groups of plants (A: aquatics, S: semiaquatic plants, T: tolerant plants, and I: non-hydrophytes or intolerant plants) within 25 palm groves of the Baja California Peninsula.
Figure 3. Distance decay of floristic similarity (Sørensen index) among palm groves of the Baja California Peninsula for 4 types of plants: aquatics (red), semiaquatic species (blue), tolerant species (gray), and non-hydrophytes (black). Circles represent observed similarity, and lines depict corresponding fitted exponential model (S = S0.e-bd). All 4 models were significant (p = 0.001).
The negative exponential model significantly expressed the change in taxonomic similarity over spatial distance in the 4 types of plants (p = 0.001) (Fig. 3). Explained variance was higher in subaquatic species (pseudo-r2 = 0.38) than in aquatics (pseudo-r2 = 0.11), tolerant hydrophytes (pseudo-r2 = 0.17), and non-hydrophytic plants (pseudo-r2 = 0.19) (Fig. 3). The rate of similarity distance decay increased as water association decreased: aquatics (b = 0.0010), subaquatic species (b = 0.0016), tolerant species (b = 0.0029), and non-hydrophytes (b = 0.0046). If we consider that aquatics, subaquatic species, tolerant species, and non-hydrophytes represent a gradient of water dependence, the rate of similarity distance decay (b) was not significantly different between contiguous groups along this gradient, aquatics vs. subaquatic species (z.dep = 1.59, p = 0.113), subaquatic species vs. tolerant species (z.dep = 1.77, p = 0.077), and tolerant species vs. non-hydrophytes (z.dep = 1.432, p = 0.152) (Fig. 4). However, the rate of distance decay increased significantly between non-contiguous groups along the gradient from more to less water dependency, aquatics vs. tolerant species (z.dep = 2.47, p = 0.013), aquatics vs. non-hydrophytes (z.dep = 3.45, p < 0.001), and subaquatic species vs. non-hydrophytes (z.dep = 2.94, p = 0.003) (Fig. 4).
Figure 4. Comparison of distance decay rates (b) for 4 plant groups recorded in palm groves: aquatics (A), subaquatic plants (S), tolerant plants (T), and non-hydrophytes or intolerant plants (I) across spatial distances between palm groves. The arrow points indicate the direction of increasing b. Significance levels of b differences: (**) p < 0.01, (*) p < 0.05, n.s.: non-significant.
Discussion
Our findings indicate that the 4 plant types of arid palm groves of the Baja California Peninsula (aquatics, subaquatic species, tolerant species, and non-hydrophytes) exhibit a negative relationship between taxonomic similarity and geographical distance, however, this relationship shows differences between plant types. The rate of similarity decay with distance (b) increased as the water dependency of the species group decreased, from aquatics to non-hydrophytes. These results support our hypothesis, that the level of water dependence in different groups of plants of arid palm groves in the Baja California Peninsula affects the change of their beta diversity along the distance.
However, contrary to our expectations the rates of similarity decay between adjacent categories (aquatic – subaquatic, subaquatic – tolerant, and tolerant – non-hydrophyte) were not different, but they did differ between non-adjacent groups (aquatic – tolerant, subaquatic – non-hydrophyte, and aquatic – non-hydrophyte). It appears that spatial variation of beta diversity in different plant groups is related with their level of water dependence. However, it does not occur through 4 differentiated steps, but through an increasing gradient from aquatics to non-hydrophytes.
The increasing rate of decay from aquatics to non-hydrophytic species might be attributed to the varying importance of niche selection within local wetland habitat of palm groves for different types of plants (Alahuhta et al., 2018). Arid palm groves are typically characterized by the presence of water or saturated soils throughout the year, making them an archipelago of wet islands with higher water availability than the sourruonding desertic landscapes (Arriaga et al., 1997; Rodríguez-Estrella, 2004). Consequently, if the wetland environment in palm groves exhibits greater spatio-temporal homogeneity in water availability, plant species that are better adapted to this environment, specifically aquatics and subaquatic species, will likely experience higher positive filtering by this environment than tolerant species and non-hydrophytes. Therefore, this will result in higher similarity in aquatics and subaquatic species between palm groves over longer distances compared to species that are less adapted to wetland habitats (Zhou et al., 2022). In contrast, the composition of tolerant species and non-hydrophytes, being less influenced by local habitat filtering, is likely to owe a higher proportion of their presence to more stochastic processes (e.g., ecological drift; Vellend, 2010), which are associated with shorter dispersal distances from the surrounding landscapes. Tolerant species and non-hydrophytes, contrary to our expectations, showed no significant differences in their rate of beta diversity change across geographic distances. This suggests that, at our scale of analysis, the adaptation of tolerant species to seasonal submergence does not significantly influence their local selection compared to non-hydrophytes. This could be related to the brief duration of seasonal flooding events in our region (Bullock, 2003; Hastings & Turner, 1965). In such a scenario, some level of tolerance to short-term flooding is also present to a certain extent in non-hydrophytic species.
It is widely accepted that low dispersal rates of species can be correlated with low similarity among sites (Mouquet & Loreau, 2003). Consequently, community composition across large geographical regions appears to be driven mainly by dispersal limitation and to a lesser degree by environmental variation (Heino, 2011). Hence, we cannot discount the possibility that aquatic and subaquatic plants may have fewer dispersal limitations compared to more terrestrial plants. This could be attributed to their superior passive dispersal capacity or their dispersal by animals, such as waterbirds, which are strongly associated with wetlands and specifically select for them (Green et al., 2023). Finally, changes in the composition of wetland communities can also result from historical barriers and corridors (Leibold et al., 2010). The complex geological and climatic history of the Baja California region, which has influenced the spatial distribution patterns of numerous species (Dolby et al., 2015), could likewise have affected the spatial distribution of plant taxa among the palm groves.
All 4 categories of palm grove species displayed comparable total beta diversity values, with a notable prevalence of the turnover component. This suggests that beta diversity structure is similar across these groups, primarily driven by species replacement due to environmental selection, competitive interactions, and historical constraints, rather than by substantial loss along an environmental gradient (Baselga, 2010; Leprieur et al., 2011; Qian et al., 2005). Species turnover has been identified as the predominant factor shaping freshwater plant communities (Alahuhta et al., 2017; Murphy et al., 2020). Nonetheless, the prevalence of species turnover compared to nestedness is not confined to wetland communities, as indicated by similar patterns observed in numerous non-hydrophytic species (Soininen et al., 2018).
Our results are consistent with the idea that metacommunities can be composed of 2 general types of species, habitat specialists and habitat generalists, which would be more and less influenced by local environmental processes, respectively (Leibold et al., 2004; Pandit et al., 2009; Szekely & Langenheder, 2014). Hence, patterns of diversity along palm grove communities will differ if we choose water-dependent species (aquatic and subaquatic species), less water-dependent species (tolerant species and non-hydrophytic species), or both. Therefore, design decisions regarding the delimitation criterion of a wetland community under study can influence the outcomes of the community-assembly process and, consequently, affect potential conservation actions (Deane et al., 2016; Fauth et al., 1996).
We are aware that given the importance of niche selection at the local scale of palm groves, the lack of empirical data on habitat heterogeneity among palm groves, especially about temporal water variability (Casanova & Brock, 2000), can be a possible caveat for our results showing aquatics and subaquatics as one “functional” group. However, these results also can be considered a hint in the spatial ecology of these wetlands to initiate further research on these plant groups, which can act as a funtional group. We are certain that including heterogeneity of local wetland habitats could better explain, and maybe differentiate, the beta diversity dynamics of aquatic and subaquatic species (Zhou et al., 2022). It should be noted that our study focuses only on a specific type of wetland, arid palm groves, and not on all wetlands in the region. The palm grove flora compiled in this study contains only 37% of the 56 strictly aquatic plant species reported by Mora-Olivo et al. (2013) for the Baja California Peninsula. Therefore, the patterns we found should be interpreted in the context of palm groves and not necessarily generalized to all other wetland types. Our data come from the compilation of studies conducted to achieve different objectives and employing sampling methods at different spatio-temporal scales. However, we believe that the main geographical patterns captured by these data remain robust enough. Floristic similarity among arid palm groves decreases with increasing distance for all 4 plant groups. The decline is less pronounced in more water-dependent groups, aquatics and subaquatic plants, compared to less water-dependent groups like, tolerant species and non-hydrophytes. Therefore, the aquatic adaptation of plants within the Baja California Peninsula palm groves influences the geographical pattern of beta diversity in these wetlands. It would be interesting to explore if the relation between spatial beta diversity and the level of water dependence of species documented in this study is present in the flora of other types of arid wetlands or in the wetlands of less arid environments.
Acknowledgments
We would like to honor the memory of Aurora Breceda, José Juan Pérez-Navarro, and Ricardo Rodríguez-Estrella (CIBNOR) who, for a long time, studied and loved the oases of the Baja California Peninsula. We are grateful to Christian Silva-Bejarano for his help in developing the database, and to Charlotte González-Abraham and Danaee Jiménez Guevara for their assistance with figures editing and manuscript revision. We greatly appreciate the comments and suggestions from three anonymous reviewers that significantly improved our manuscript.
Appendix. List of the 25 palm groves analyzed in this study, including their geographical coordinates and native palm species. Site numbers correspond to the numeric IDs shown in Figure 1, while letters in the “Sources” column indicate the references used to compile the plant species database for each site. The source for site 1 (h) refers to a species list recorded during fieldwork in 2018 by the second author (J. Rebman), whereas the sources for the remaining sites (a-g) are indicated in the Appendix footnote. Native palm species include Washingtonia filifera (W.f.), W. robusta (W.r.), Brahea armata (B.a.), and B. brandegeei (B.b.).
Sites | Sources | Locality name | Lat | Lon | W. f. | B. a. | W. r. | B. b. |
1 | h | Guadalupe Canyon | 32.1553 | -115.7879 | * | * | ||
2 | a | San Miguel | 30.4369 | -115.3577 | * | |||
3 | a | El Rincón | 30.3786 | -115.3637 | * | |||
4 | b | El Paraíso, upper canyon | 28.5681 | -113.6145 | * | |||
5 | b | El Paraíso, lower canyon | 28.5184 | -113.6324 | * | |||
6 | c, g | San Ignacio | 27.2967 | -112.8953 | * | |||
7 | g | San Joaquín | 27.1833 | -112.8500 | * | |||
8 | e, g | Mulegé | 26.8868 | -111.9867 | * | |||
9 | d, g | San Miguel Comondú | 26.0327 | -111.8329 | * | |||
10 | d | Palmar Las Bebelamas | 25.9500 | -111.6500 | * | |||
11 | g | San Javier | 25.8686 | -111.5469 | * | |||
12 | d | El Edén | 25.6667 | -111.5500 | * | |||
13 | d | Poza del León | 25.3667 | -111.1833 | * | |||
14 | d | El Rosario | 25.1500 | -111.2500 | * | |||
15 | d | La Ensenada | 25.1333 | -111.0667 | * | |||
16 | d | Tepentú | 25.0833 | -111.3167 | * | |||
17 | d | Santa María Toris | 24.9000 | -111.0333 | * | |||
18 | d | Cantarranas | 24.8500 | -111.0833 | * | |||
19 | c, d, g | San Pedro de la Presa | 24.8370 | -111.0771 | * | * | ||
20 | c, d | El Pilar | 24.4750 | -111.0083 | * | |||
21 | g | Las Pocitas del Vado | 24.4029 | -111.1036 | * | |||
22 | c, g | San Bartolo | 23.7361 | -109.8417 | * | * | ||
23 | c, g | Punta San Pedro | 23.3913 | -110.2112 | * | * | ||
24 | c | Boca de la Sierra | 23.3863 | -109.8199 | * | * | ||
25 | f, g | San José del Cabo | 23.0589 | -109.6913 | * | * |
Sources: (a) Franco-Vizcaíno et al. (2007), (b) Wehncke et al. (2012), (c) Arriaga et al. (1997), (d) León-de la Luz & Domínguez-Cadena (2006), (e) Valov (2020), (f) León-de la Luz et al. (1997), (g) Ruiz-Campos et al. (2014).
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