Gerardo A. Salazar a, José D. Edquén b, Jessy P. Arista b, Günter Gerlach c, d, Elmer Yrigoín e, Kely Edquen f, Mabel Enco f, Elí Pariente g, h, Manuel Oliva h y Lidia I. Cabrera a, *
a Universidad Nacional Autónoma de México, Instituto de Biología, Circuito Zona Deportiva s/n, Ciudad Universitaria, 04510 Ciudad de México, México
b Universidad Nacional Toribio Rodríguez de Mendoza de Amazonas, Escuela de Posgrado, Jirón Higos Urco Núm. 342, Barrio de Higos Urco, Chachapoyas, Amazonas, Perú
c Jardín Botánico de Munich-Nymphenburg, Colecciones de Ciencias Naturales del Estado de Baviera, Menzinger Str. 65, 80638 Munich, Alemania
d Universidad Nacional Mayor de San Marcos, Museo de Historia Natural, Avenida Arenales 1256, Jesús María, Lima 14, Perú
e Universidad Nacional de San Martín, Jirón 20 de Abril, Moyobamba 22001, San Martín, Perú
f Universidad Católica Sedes Sapientiae, Jirón Santa Cruz cuadra 4 s.n., Sector Nuevo Edén, Nueva Cajamarca, Rioja, San Martín, Perú
g Universidad Nacional Toribio Rodríguez de Mendoza de Amazonas, Facultad de Ingeniería y Ciencias Agrarias, Herbario KUELAP, Jirón Higos Urco No. 342, Barrio de Higos Urco, Chachapoyas, Amazonas, Perú
h Universidad Nacional Toribio Rodríguez de Mendoza de Amazonas, Instituto de Investigación para el Desarrollo Sustentable de Ceja de Selva, Jirón Higos Urco No. 342, Barrio de Higos Urco, Chachapoyas, Amazonas, Perú
*Autor para correspondencia: lcabrera@ib.unam.mx (L.I. Cabrera)
Recibido: 10 mayo 2024; aceptado: 27 noviembre 2024
Resumen
Se registra por primera vez la presencia en el Perú de Rodriguezia vasquezii, especie conocida previamente solo de Bolivia, a partir de material recolectado recientemente en 2 áreas naturales protegidas (Área de Conservación Privada La Pampa del Burro, departamento de Amazonas y Bosque de Protección Alto Mayo, departamento de San Martín). Se presenta una descripción basada en el material peruano y se ilustra la especie con fotografías a color tomadas en el hábitat y de detalles de su morfología vegetativa y floral. Se exploran sus relaciones filogenéticas mediante un análisis de secuencias de DNA de un marcador nuclear (ITS) y otro de plastidios (un fragmento del gen matK). Su distribución conocida se muestra en un mapa y se contrastan en forma tabular sus diferencias morfológicas con las de especies más cercanamente relacionadas. Se aclara que el holotipo de R. vasquezii está depositado en SEL, no en MO como indicó el protólogo y se reproduce una fotografía de dicho ejemplar y otra de la ilustración original para facilitar futuras comparaciones.
Rodriguezia vasquezii (Orchidaceae: Oncidiinae), an addition to the Peruvian flora
Abstract
Rodriguezia vasquezii, previously known only from Bolivia, is recorded for the first time in Peru on the basis of recently collected material in 2 natural protected areas (Área de Conservación Privada La Pampa del Burro, Department of Amazonas and Bosque de Protección Alto Mayo, Department of San Martín). A description based on the Peruvian material is provided, and the species is illustrated with color photographs in habitat and of details of its vegetative and floral morphology. Its phylogenetic relationships are assessed analyzing DNA sequences of a nuclear marker (ITS) and another from plastids (a fragment of the gene matK). A distribution map shows its known distribution, and its morphological differences from closely related species are contrasted in a table. It is clarified that the holotype of R. vasquezii is housed at SEL, not MO as indicated in the protologue, and a photograph of such specimen and another of the original illustration are reproduced to facilitate future comparisons.
El género Rodriguezia Ruiz et Pav. pertenece a la subtribu neotropical Oncidiinae (Orchidaceae, Epidendroideae, Cymbidieae) y consiste en ca. 50 especies de plantas epífitas de talla reducida (5-20 cm) que habitan las ramas más externas y delgadas de las copas de los árboles y con frecuencia colonizan especies cultivadas, como cafetos (Coffea L.), guayabos (Psidium L.; Chase et al., 2009) y jícaros o totumos (Crescentia L.; G. Gerlach, obs. pers.). Se distribuye ampliamente en el neotrópico, incluyendo Centroamérica (Nicaragua, Costa Rica, y Panamá), las islas de Barlovento y Sudamérica, de Venezuela al noreste de Argentina, con una especie disyunta en el sudoeste de México (González-Tamayo, 1975; POWO, 2024). Rodriguezia se distingue de otras Oncidiinae epífitas de ramitas por una combinación de caracteres florales, como el labelo oblanceolado y apicalmente bilobado, con una proyección retrorsa basal secretora de néctar que se acumula en un mentón o tubo formado por los sépalos laterales, que están parcial o completamente connados, así como la columna con antera dorsal y un lóbulo falcado a cada lado de la cavidad estigmática (Chase et al., 2009).
En su catálogo de las angiospermas y gimnospermas de Perú, Brako y Zarucchi (1993) listaron 11 especies de Rodriguezia, incluyendo a R. batemanii Poepp. et Endl., R. caloplectron Rchb.f., R. carnea Lindl., R. chasei Dodson et D.E.Benn., R. ensiformis Ruiz et Pav., R. estradae Dodson, R. fernandezii Dodson et D.E.Benn., R. lanceolata Ruiz et Pav., R. pulchra Løjtnant, R. satipoana Dodson et D.E.Benn., y R. strobelii Garay. Subsecuentemente, Bennett y Christenson (1995) describieron una especie peruana adicional, R. bockiae D.E.Benn. et Christenson (como “bockii”).
Durante el trabajo de campo llevado a cabo por nuestro grupo de investigación, entre agosto de 2021 y diciembre de 2023 en 2 áreas naturales protegidas del norte de Perú, el Área de Conservación Privada La Pampa del Burro y el Bosque de Protección Alto Mayo, fueron registradas varias poblaciones de una orquídea epífita de ramitas cuyas características morfológicas, aunque claramente asignables al género Rodriguezia, no coincidían con ninguna de las especies previamente registradas para el país. Una revisión de la literatura permitió asignarla a Rodriguezia vasquezii Dodson, especie conocida previamente solo de Bolivia (Bock, 1997a; Dodson, 1989; Vásquez et al., 2003b). En el presente trabajo, se documenta a R. vasquezii por primera vez para la flora peruana y se le ilustra con fotografías a color tomadas en el hábitat y de detalles de su morfología vegetativa y floral. También se exploran sus relaciones filogenéticas mediante un análisis de secuencias de DNA de un marcador nuclear (ITS) y otro de plastidios (un fragmento del gen matK), se presenta un mapa de su distribución conocida y se le compara en forma tabular con sus congéneres cercanamente relacionados. Se aclara que el holotipo, indicado en el protólogo como depositado en MO, realmente se encuentra en SEL.
Materiales y métodos
Las 2 áreas naturales protegidas donde se registró la especie se ubican en la vertiente amazónica de la Cordillera Oriental de los Andes, en el norte de Perú (fig. 1).
Figura 1. Distribución conocida de Rodriguezia vasquezii (círculos blancos). Mapa por Elmer Yrigoín.
El Área de Conservación Privada La Pampa del Burro (ACPPB) pertenece al asentamiento Perla del Imaza de la Comunidad Campesina de Yambrasbamba, provincia de Bongará, departamento de Amazonas. Tiene una extensión de 2,776.96 ha y abarca un intervalo altitudinal de 1,750-1,900 m snm (coordenadas aproximadas: 5.58°-5.64° S, 77.91°-77.97° O). Presenta 2 biomas principales, bosque achaparrado o matorral sobre arena blanca y bosque montano húmedo a muy húmedo. Por su parte, el Bosque de Protección Alto Mayo (BPAM) abarca 182,000 ha en la porción noroeste del departamento de San Martín y áreas adyacentes de los departamentos de Amazonas y Loreto, en un intervalo altitudinal de 900 a 4,000 m snm (coordenadas aproximadas: 5.47°-6.18° S, 77.19°-77.76° O). Los biomas principales presentes en el BPAM son el bosque achaparrado sobre arena blanca, bosque montano bajo, bosque pluvial montano y pastizal altoandino o jalca. Ambas áreas protegidas son de gran relevancia para la preservación del hábitat de vertebrados como el mono choro de cola amarilla (Lagothrix flavicauda Humboldt, 1812), el mono nocturno peruano (Aotus miconax Thomas, 1927), el oso de anteojos (Tremarctos ornatus F.G. Cuvier, 1825) y la lechucita bigotona (Xenoglaux loweryi O’Neill et Graves, 1977) (SERNANP, 2019; Shanee et al., 2012). La diversidad vegetal de ambas áreas no ha sido documentada, pero nuestros estudios prospectivos de la riqueza táxica de Orchidaceae en ambas han resultado en el descubrimiento de especies nuevas y nuevos registros para el Perú (e.g., Arista, Hágsater, Santiago, Edquén et al., 2023; Arista, Hágsater, Santiago, Pariente et al., 2023; Edquén et al., 2023, 2024; Salazar et al., 2022).
Figura 2. Rodriguezia vasquezii. A, B, Flores de una planta boliviana sin datos precisos de colecta (Seeger s.n.; fotografía de H.-G. Seeger, cortesía de Botanischer Garten Heidelberg, www.botgart.cos.uni-heidelberg.de); C, D, fotografía y disección floral por K. Senghas de una planta boliviana (S. Leferenz s.n.; BASBG-00123123, cortesía de Herbarien Basel [BAS/BASBG/RENZ] bajo licencia CC-BY 4.0).
La descripción morfológica se basó en material peruano estudiado en fresco, complementado con dibujos y fotografías inéditas de plantas bolivianas cultivadas en Alemania (véase Otros registros; fig. 2) y la literatura (Bock, 1997a; Dodson, 1989). Dos ejemplares de la población del ACPPB y uno del BPAM fueron herborizados y depositados en el Herbario de la Universidad Nacional Toribio Rodríguez de Mendoza de Amazonas (KUELAP). Una planta viva de cada una de esas áreas fue fotografiada in vivo con una cámara digital (figs. 3, 4). Se consultó literatura adicional sobre especies sudamericanas de Rodriguezia para determinar las características morfológicas distintivas de R. vasquezii, principalmente Dodson y Bennett (1989), Bock (1993, 1996, 1997a, b), Dodson (1989, 2004) y Jiménez y Jiménez (2014).
Figura 3. Rodriguezia vasquezii. A, Planta en su hábitat en el puesto de control Venceremos del Bosque de Protección Alto Mayo, Departamento de San Martín, Perú; B, acercamiento de la inflorescencia; C, planta del paraje Río Rojo del Área de Conservación Privada La Pampa del Burro, departamento de Amazonas, Perú; D, acercamiento de una flor; E, fotografía con iluminación al trasluz del tubo formado por los sépalos laterales de una flor, mostrando la presencia de néctar (flecha). Escalas: A, B = 5 cm; C = 3 cm; D, E = 1 cm. Fotografías: Gerardo A. Salazar (A, B, E, de Salazar et al. 10829) y José D. Edquén (C, D, de Arista et al. PA-109).
Figura 4. Rodriguezia vasquezii. A, Planta en floración; B, flor, vista lateral; C, flor, vista dorsal; D, flor, vista frontal; E, disección floral; F, antera, vista lateral (izquierda) y ventral (derecha); G, de izquierda a derecha, columna en vista lateral, dorsal y ventral; H, polinario, vista dorsal (izquierda) y ventral (derecha); I, bráctea floral extendida; J, cápsula antes de la dehiscencia (izquierda) y en plena dehiscencia (derecha). Escalas: A = 5 cm; B-E, J = 1 cm; F, H = 1 mm; G, I = 5 mm. Fotografías: Gerardo A. Salazar (de Salazar et al. 10829).
La identificación del material recolectado se llevó a cabo mediante una revisión de la literatura especializada, incluyendo las descripciones e ilustraciones originales (de existir) de todas las especies sudamericanas de Rodriguezia, así como el examen directo o a través de imágenes digitales de los ejemplares de Rodriguezia disponibles en algunos herbarios peruanos (CUZ, HOXA, KUELAP, USM) y del extranjero (AMES, AMO, BAS, GH, HEID, K, LPB, M, MEXU, MO, NY, QCE, QCNE, SEL, US y W), y la consulta de los registros de tipos disponibles en JSTOR GlobalPlants (https://plants.jstor.org/plants/, acceso 25 de enero, 2024). Cabe resaltar que, pese a una búsqueda llevada a cabo por las curadoras respectivas, no se localizó material tipo de R. vasquezii ni en MO, donde el protólogo indica que fue depositado el holotipo, ni en LPB, donde fue depositado el herbario del colector tras su deceso. Sin embargo, fue posible determinar que el holotipo está ubicado en SEL (fig. 5; véase Comentarios taxonómicos).
Métodos moleculares. Se generaron secuencias de nucleótidos de la región de los espaciadores internos transcritos (ITS) del policistrón ribosomal nuclear, incluyendo el ITS 1, el ITS 2 y el gen 5.8 situado entre ellos, así como un fragmento de 773 pares de bases del gen de plastidios matK, de uno de los ejemplares de la ACPPB (Arista et al. 075). El DNA genómico fue extraído a partir de tejido foliar secado en gel de sílice usando el “Plant DNeasy Mini-kit” (QIAGEN, Hilden, Alemania) de acuerdo con las instrucciones del fabricante. La amplificación de ambos marcadores se llevó a cabo mediante la reacción en cadena de la polimerasa (PCR, por sus siglas en inglés) en reacciones de 25 µL con el “Taq PCR Core Kit” (QIAGEN), agregando 0.25 µl de cada cebador (100 ng/µL), 0.125 µL de polimerasa, 1 µL de una solución acuosa 0.4% de albúmina de suero bovino (BSA) para neutralizar inhibidores potenciales (Kreader, 1996) y, en el caso de la región ITS, 0.5 µL of dimetilsulfóxido (DMSO) para reducir problemas asociados a la estructura secundaria del DNA (Jensen et al., 2010). La región ITS fue amplificada y secuenciada con los cebadores 17SE y 26SE (Sun et al., 1994); para el fragmento de matK se emplearon los cebadores matK-1R_KIM y matK-3F_KIM (Hollingsworth et al., 2011). Las condiciones de la PCR para ambos marcadores consistieron en 2 min de desnaturalización a 94 °C; 28 ciclos con 30 s de desnaturalización a 94 °C, 30 s de hibridación de cebadores a 50 °C y 30 s de extensión a 72 °C; y una extensión final de 7 min a 72 °C. Los productos de la PCR fueron enviados para su secuenciación Sanger al Laboratorio Nacional de Biodiversidad (LaNaBio), Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México. Los cromatogramas fueron editados y ensamblados en Geneious Prime 2023.2.1 (Biomatters Ltd.). Las secuencias fueron depositadas en GenBank (tabla 1).
Análisis filogenético. Las secuencias de ITS y matK de R. vasquezii generadas fueron alineadas visualmente con secuencias de los mismos marcadores de 10 especies adicionales de Rodriguezia descargadas de GenBank (https://www.ncbi.nlm.nih.gov/genbank/; acceso 29 diciembre, 2023) y de Polyotidium huebneri (Mansf.) Garay, esta última incluida para enraizar el árbol a partir de un análisis filogenético previo (Neubig et al., 2012; tabla 1). La reconstrucción filogenética se llevó a cabo bajo el criterio de parsimonia analizando las 2 regiones de DNA concatenadas y usando el programa PAUP* v. 4.0a169 para Microsoft Windows de 64 bits (Swofford, 2023), mediante una búsqueda “branch-and-bound” con adición simple de taxones. El apoyo de las ramas se evaluó con 500 búsquedas de bootstrap bajo las mismas condiciones que el análisis de parsimonia.
Tabla 1
Especies incluidas en el análisis filogenético y números de acceso de las secuencias en GenBank.
Especie
ITS
matK
Polyotidium huebneri (Mansf.) Garay
FJ565458
FJ563960
Rodriguezia arevaloi Schltr.
FJ565331
FJ564824
Rodriguezia batemanii Poepp. et Endl.
FJ565491
FJ564975
Rodriguezia chasei Dodson et D.E.Benn.
FJ565470
FJ563967
Rodriguezia delcastilloi D.E.Benn. et Christenson
AF350543
AF350622
Rodriguezia lanceolata Ruiz et Pav.
AF350542
AF350621
Rodriguezia leeana Rchb.f.
FJ565544
FJ565027
Rodriguezia lehmannii Rchb.f.
FJ565555
FJ565040
Rodriguezia pulchra Løjtnant
FJ565476
FJ564960
Rodriguezia satipoana Dodson et D.E.Benn.
AF350544
AF350623
Rodriguezia vasquezii Dodson
PP767957
PP779611
Rodriguezia venusta (Lindl.) Rchb.f.
FJ565318
FJ564813
Resultados
Análisis filogenético. La matriz alineada consistió en 12 taxones y 1,550 caracteres, de los que 777 correspondieron a la región ITS y 773 al fragmento de matK. Un total de 48 caracteres fueron informativos para la parsimonia. El análisis recuperó un solo árbol máximamente parsimonioso (fig. 6), con una longitud de 115 pasos, CI (excluyendo caracteres no informativos) = 0.84 y RI = 0.95. Dentro de Rodriguezia se recuperaron 2 clados principales con fuerte apoyo bootstrap (BP = 100); uno de ellos consiste en una politomía que incluye a R. lanceolata, R. delcastilloi D.E.Benn. et Christenson, R. satipoana, R. venusta (Lindl.) Rchb.f., R. arevaloi Schltr. y R. batemanii. El otro clado principal incluye a R. leeana Rchb.f. como hermana de un agrupamiento con apoyo marginal (BP = 52) consistente en R. lehmannii Rchb.f. y R. vasquezii como hermanas sucesivas del par de especies fuertemente apoyado (BP = 95) formado por R. pulchra y R. chasei.
Figura 5. Holotipo de Rodriguezia vasquezii (Vásquez 112, SEL).
Descripción
Rodriguezia vasquezii Dodson, Icon. Pl. Trop., ser. 2, 4: t. 370. 1989. Tipo: “Bolivia. Cochabamba: Chapare, Río Limatambo, 1,200 m [sin fecha], R. Vásquez 112” (“holotipo: MO”, datos de acuerdo con el protólogo); “Bolivia. Cochabamba: Chapare, km 115 on the way Cochabamba [to] Villa Tunari, 1,160 m, Feb. 1978, R.Vásquez 112” en la etiqueta, holotipo SEL No. 031758 [imagen digital!]) (figs. 2-5, 7).
Figura 6. Único árbol recuperado por el análisis de parsimonia de la región nuclear ribosomal ITS y un fragmento del gen de plastidios matK de 11 especies de Rodriguezia y Polyotidium huebnerii. Los números bajo las ramas indican valores bootstrap. La escala indica el número de cambios en las ramas del árbol.
Hierba epífita de 10-16 cm de altura incluyendo la inflorescencia. Raíces blancas, glabras, 1.0-1.5 mm de diámetro. Seudobulbos estrechamente agrupados, angostamente elipsoides, lateralmente comprimidos, longitudinalmente plurisulcados, 15-20 × 6-7 mm, parcialmente cubiertos por 1-4 vainas conduplicadas, amarillo verdosas, de 5-17 × 4-5 mm, con limbos foliares, éstos verdes, planos, algo suculentos, rígidamente coriáceos, angostamente elípticos a lanceolados, agudos a obtusos y asimétricos en el ápice, con márgenes translúcidos, 18-60 × 11-20 mm, que con el tiempo se pierden y las vainas se tornan escariosas. Hoja 1 en el ápice del seudobulbo, cortamente peciolada, el pecíolo fuertemente conduplicado de 4-5 ×3.0-3.5 mm, limbo como los de las vainas del seudobulbo pero generalmente de mayor tamaño, 55-85 × 22-27 mm. Inflorescencia originada en la base del seudobulbo maduro, arqueado-péndula, hasta 15 cm de largo, con 3-6 flores, éstas simultáneas, dispuestas dísticamente; pedúnculo subterete, verde con difuminación purpúrea, 4-5 cm de largo, ca. 1.5 mm de diámetro, provisto en la base de 2 brácteas fuertemente conduplicadas, verde pálido, translúcidas, agudas, de ca. 8 mm de largo; racimo hasta ca. 10 cm de largo, con el raquis ligeramente en zigzag. Brácteas florales divergentes del raquis ca. 45°, cóncavas, triangulares, agudas, verde pálido, translúcidas, en ocasiones con una ligera difuminación purpúrea, 5-8 × 5.0-5.5 mm. Flores resupinadas, mirando hacia abajo en un ángulo de ca. 45° respecto de la vertical, sépalos blancos, amarillo pálido o amarillo verdoso, el dorsal con algunas manchas y puntos rojo vino en el interior, pétalos blancos a amarillo verdoso con ápice y márgenes blanquecinos con numerosas manchas irregulares rojo vino, labelo blanco a verde pálido en la base, el resto blanco a amarillo verdoso con manchas irregulares y puntos rojo vino en toda la superficie, menos abundantes en la parte central, columna blanca a amarillo pálido con escasos puntos rojo vino, especialmente debajo del estigma y alas amarillas con difuminación rojo vino. Sépalo dorsal cóncavo, obovado, ampliamente redondeado a truncado, 22-24 × 12-13 mm. Sépalos laterales completamente connados en un sinsépalo que en posición original es tubular, formando un tubo nectarífero retrorso, lateralmente comprimido y ligeramente incurvado cerca del ápice, al extenderse el sinsépalo elíptico, subagudo, 23-25 × 13-15 mm. Pétalos recurvados cerca del ápice, obovados, ampliamente redondeados a truncados y someramente emarginados en el ápice, 25-27 × 14-15 mm. Labelo largamente unguiculado, la uña acanalada, angostamente cuneada, 10-11 mm de largo, ca. 3 mm de ancho a la mitad, lámina del labelo pandurada, más amplia y bilobada arriba de la mitad, los lóbulos semiorbiculares, 21-23 mm de largo, 16-18 mm de ancho en la parte más amplia entre los lóbulos extendidos; centro de la lámina con dos pequeñas quillas; base del labelo con una proyección retrorsa, carnosa, sublinear, aguda, que secreta néctar y está envuelta por el tubo formado por el sinsépalo, ca. 12.5 × 3.5 mm. Columna claviforme, 15-16 mm de largo, ca. 1.5 mm de diámetro a la mitad, ca. 5 mm de diámetro en la porción ensanchada cerca del ápice, base provista a cada lado de un borde membranáceo algo prominente, ápice provisto a cada lado de la cavidad estigmática de una aurícula antrorsa, uncinada, algo membranácea, de color broncíneo con difuminación rojo vino, ca. 3 mm de largo, y una prominencia cónica a digitiforme, rojo vino, a cada lado del clinandrio, aproximadamente a la mitad de la antera. Antera 1-locular, semi-elipsoide, algo comprimida lateralmente, redondeada en la parte proximal (hacia la base de la columna), truncada en la parte distal, ca. 5.5. × 2.5 mm. Polinario ca. 4.5 mm de largo, formado por 2 polinios obovoides, amarillos, duros, ventralmente sulcados, ca. 1.5 mm de largo, con estípite tegular, elíptico, atenuado hacia el ápice y terminado en un viscidio oval, café-anaranjado. Rostelo obsoleto. Estigma suborbicular, ca. 3 mm de diámetro. Ovario angostamente obcónico, subterete, ligeramente arqueado, someramente 6-sulcado, 12-20 mm de largo, ca. 1.5 mm de diámetro en la mitad. Cápsula antes de la dehiscencia elipsoide, verde medio con 3 costillas planas, ca. 25 × 15 mm, con pedicelo de ca. 17 mm de largo y ca. 2.5 mm de diámetro a la mitad, al madurar dehiscente a lo largo de las costillas, con los 3 carpelos recurvados exponiendo las placentas y las semillas.
Resumen taxonómico
Distribución. Conocida únicamente de Bolivia (departamentos de Cochabamba y La Paz) y Perú (departamentos de Amazonas y San Martín; fig. 1).
Hábitat. Epífita, en ramitas cubiertas de musgos de árboles pequeños (3-5 m de altura) al borde del bosque montano húmedo y en matorral con palmas, melastomatáceas y Podocarpus sobre arena blanca, a 1,200-1,850 m snm.
Fenología. Floración de agosto a febrero; fructificación, incluyendo cápsulas en plena dehiscencia, observada a fines de noviembre y principios de diciembre.
Material examinado. Perú. Departamento de Amazonas, provincia de Bongará, distrito de Yambrasbamba, Área de Conservación Privada La Pampa del Burro, comunidad Perla del Imaza, Río Rojo, 1,839 m, matorral con dominancia de palmas, Melastomataceae y Podocarpus, 25-VIII-2021, Arista et al. PA-075 (KUELAP-1174!); mismos datos, 1,875 m, Arista et al. PA-109 (KUELAP-1205!). Departamento de San Martín, provincia Rioja, distrito Pardo Miguel Naranjos, Bosque de Protección Alto Mayo, puesto de control del sector Venceremos, vegetación alterada remanente de bosque montano nublado bajo, 1,662 m, epífita, en colonia de unos 6 individuos, en floración y fructificación, 3-XII-2023, Salazar et al. 10829 (KUELAP-3664!).
Otros registros. Bolivia. Sin localidad precisa, planta cultivada en el Jardín Botánico de Heidelberg, octubre 1996, H.-G. Seeger s.n. (fotografías, reproducidas aquí en la fig. 2A, B); departamento de La Paz, planta cultivada en el Jardín Botánico de Heidelberg, 13 octubre 1990, S. Leferenz s.n. (fotografías y dibujo por K. Senghas reproducidas aquí en la fig. 2C, D); departamento de La Paz, área entre Caravani y Bellavista, ca. 1,200 m, colector y fecha no indicados (ilustración de ese ejemplar en Bock, 1997a). Perú. Departamento de San Martín, provincia Rioja, distrito Pardo Miguel Naranjos, Bosque de Protección Alto Mayo, sector Venceremos, 29 enero 2018, Edquén 565, 566 (fotografías KUELAP!).
Comentarios taxonómicos
El material peruano recolectado en el ACPPB y el BPAM coincide morfológicamente con el holotipo (fig. 5) y la descripción e ilustración originales de R. vasquezii (fig. 7), así como con fotografías e ilustraciones hechas de otras plantas bolivianas cultivadas subsecuentemente en Alemania (Bock, 1997a; véase Otros registros; fig. 2). Cabe destacar que una búsqueda del holotipo de R. vasquezii en MO, donde indicó el protólogo que fue depositado, resultó infructuosa y no hay registros de que un ejemplar haya sido ingresado a la colección (Lauren Rogers, in litt. 08 enero, 2024). De igual manera, una búsqueda en el “Herbarium Vasquezianum”, que albergó el material recolectado por Roberto Vásquez durante sus más de 20 años de exploración y estudio taxonómico de las orquídeas bolivianas (Vásquez et al., 2003a), y actualmente depositado en LPB, tampoco permitió localizar un ejemplar de la colección original (Mónica Moraes, in litt. 1 marzo, 2024). Sin embargo, en LPB hay una copia de la ilustración original montada en una hoja de herbario, que porta 2 etiquetas, una tiene la anotación manuscrita “(Holotipo: SEL. Isotipo: MO. VASQ. FAA)”. A partir de dicha información, fue posible corroborar que existe un ejemplar prensado en SEL, el cual constituye el holotipo. Con el fin de facilitar el reconocimiento de la especie, se reproduce aquí una fotografía de dicho ejemplar (fig. 5), además de la ilustración original por Roberto Vásquez (fig. 7). Es importante notar que la información de la recolecta del holotipo indicada en el protólogo difiere parcialmente, tanto de la etiqueta que porta el holotipo, como de las 2 etiquetas de la hoja de herbario con una copia de la ilustración original depositada en LPB. Por ejemplo, mientras el protólogo indica “Río Limatambo”, la localidad señalada en la etiqueta del holotipo es “km 115 on the way Cochabamna [to] Villa Tunari”. Una de las 2 etiquetas de la hoja con la copia de ilustración en LPB indica también “Río Limatambo” mientras que la otra “Villa Tunari”. Por lo tanto, la información contenida en esas varias etiquetas debe considerarse complementaria a la indicada en el protólogo.
Al describir a Rodriguezia vasquezii, Dodson (1989) la comparó con “R. picta Løjtnant”, sin duda por error, pues este nombre no existe y en realidad debió referirse a R. pulchra Løjtnant, la única especie del género descrita por este último autor (Bock, 1996, 1997a; Løjtnant, 1978). Rodriguezia vasquezii se distingue de otras especies andinas del género por la siguiente combinación de caracteres: seudobulbos estrechamente agrupados; vainas del seudobulbo con lámina similar a la de la hoja apical; flores blancas, amarillo verdosas o amarillas con numerosas manchas irregulares y puntos rojo vino en toda la superficie de los pétalos y el labelo; tubo nectarífero del sinsépalo retrorso, ligeramente incurvado cerca del ápice; y lámina del labelo pandurada, con la mitad apical distintamente más amplia que la basal y netamente bilobada. Las características que permiten diferenciar a R. vasquezii de R. chasei, R. leeana, R. lehmannii y R. pulchra, especies presentes en Perú con las que está cercanamente relacionada (fig. 6), se contrastan en la tabla 2.
Figura 7. Ilustración original de Rodriguezia vasquezii por Roberto Vásquez (publicada en Dodson, C. H. [1989]. Rodriguezia vasquezii Dodson. Icones Plantarum Tropicarum, series II, lám. 370. Reproducida con autorización).
La escasez de registros de R. vasquezii parece sugerir que se trata de una especie poco común. Sin embargo, las localidades conocidas en Bolivia y Perú distan entre sí aproximadamente 1,600 kilómetros en línea recta y las áreas intermedias de la Cordillera Oriental de los Andes tienen amplias extensiones de hábitats potencialmente adecuados para esta especie, que en gran medida no han sido exploradas botánicamente (fig. 1). Por otra parte, las plantas de R. vasquezii, como otras orquídeas epífitas de ramitas de la subtribu Oncidiinae, tienen la capacidad de establecerse tanto en árboles nativos como introducidos en áreas sujetas a diferentes grados de disturbio. La talla reducida de las plantas hace difícil localizarlas entre los musgos en las ramas de sus forófitos, pasando fácilmente desapercibidas para colectores no especialistas. Por lo tanto, es probable que la escasez de registros represente una falta de recolecta en la extensa, topográficamente compleja y relativamente inaccesible vertiente amazónica de la Cordillera Oriental de los Andes. Se sugiere la categoría “Datos insuficientes” (DD; UICN, 2019) mientras no haya estudios que evalúen objetivamente el estatus de riesgo de esta especie.
Tabla 2
Comparación de Rodriguezia vasquezii con especies cercanamente relacionadas de acuerdo con el análisis filogenético de la figura 6.
R. vasquezii
R. chasei
R. leeana
R. lehmannii
R. pulchra
Disposición de los seudobulbos
Estrechamente agrupados
Estrechamente agrupados
Espaciados por segmentos del rizoma
Estrechamente agrupados
Estrechamente agrupados
Limbo de las vainas del seudobulbo
Similar al de la hoja apical
Ausente
Similar al de la hoja apical
Ausente
Ausente
Hoja apical
Elíptica a lanceolada, plana
Elíptica a lanceolada, plana
Linear-ligulada, conduplicada
Elíptica a lanceolada, plana
Elíptica a lanceolada, plana
Coloración de fondo de la flor
Blanco, amarillo-verdoso o amarillo
Blanco hialino con bases de los segmentos difuminadas de lila pálido
Blanco con difuminación café rosáceo pálido
Blanco verdoso a amarillo ocre con difuminación color rojo óxido en el lóbulo apical del labelo (en ocasiones, en todos los segmentos florales)
Blanco verdoso a verde pálido
Maculación del perianto
Sépalos inmaculados, pétalos y labelo con manchas y puntos rojo vino
Sépalos y pétalos inmaculados, labelo con manchas rojas en la uña y los márgenes del callo
Todo el perianto inmaculado
Todo el perianto inmaculado
Sépalos inmaculados, pétalos escasa a densamente manchados de rojo vino, labelo blanco con o sin puntos o manchas rojo vino en los 2/3 basales
Color del callo
Amarillo pálido
Amarillo pálido
Amarillo pálido
Amarillo intenso
Verde pálido o amarillo pálido
Tubo del sinsépalo
Ligeramente incurvado (la porción apical forma un ángulo menor a 15° respecto a la porción basal)
Ligeramente incurvado (la porción apical forma un ángulo menor a 15° respecto a la porción basal)
Fuertemente incurvado (la porción apical forma un ángulo de 90° o más respecto a la porción basal)
Ligeramente incurvado (la porción apical forma un ángulo menor a 15° respecto a la porción basal)
Ligeramente incurvado (la porción apical forma un ángulo menor a 15° respecto a la porción basal)
Forma del labelo arriba de la uña
Pandurado
Subrectangular
Trulado
Pandurado
Trulado, con un ligero ensanchamiento a cada lado de la base
Agradecimientos
Los autores agradecen el apoyo financiero del Fondo Nacional de Desarrollo Científico y Tecnológico del gobierno peruano al proyecto “Diversidad de las Orchidaceae en el bosque montano del Área de Conservación Privada La Pampa del Burro: integrando la taxonomía tradicional y el código de barras de DNA” (contrato Núm. 058-2021-FONDECYT); al Servicio Nacional de Áreas Naturales Protegidas por el Estado (SERNANP) y el Servicio Nacional Forestal y de Fauna Silvestre (SERFOR) del Perú por las autorizaciones para colecta científica (Núm. 006-2018-SERNANP-BPAM-JBPAM y Núm. AUT-IFL-2021-033-SERFOR, respectivamente); a la comunidad de Perla del Imaza por su apoyo para llevar a cabo el trabajo de campo en el Área de Conservación Privada La Pampa del Burro; a Ivonne Paico Vera, Jefa del Bosque de Protección Alto Mayo, por permitir el acceso al área protegida y apoyar la obtención de la autorización de colecta; a Jorge Alcántara, guardaparque del puesto de control Venceremos del Bosque de Protección Alto Mayo, por su apoyo durante el trabajo de campo; a Irene Bock y Olaf Gruss por su ayuda para obtener literatura; a Jay Pfahl y Andreas Franzke (curador del Botanischer Garten Universität Heidelberg) por información sobre fotografías e ilustraciones de R. vasquezii; a Laura Márquez y Nelly López (LaNaBio) por el apoyo técnico para la secuenciación de DNA; a los curadores de AMES, AMO, BAS, CUZ, GH, HEID, HOXA, K, KUELAP, LPB, M, MEXU, MO, NY, QCE, QCNE, SEL, US, USM por las facilidades para acceder a las colecciones a su cargo, especialmente a Lauren Rogers (MO), Mónica Moraes (LPB) y Bruce Holst (SEL) por su ayuda en localización del material tipo de R. vasquezii y la autorización para reproducir la imagen digital del ejemplar en SEL; a Iván Jiménez por la información proporcionada sobre el material de Roberto Vásquez en LPB; a María Isabel Vásquez por la autorización para reproducir la ilustración original de Rodriguezia vasquezii; a Germán Carnevali, Rodolfo Solano y Lourdes Rico por sus sugerencias constructivas a versiones previas del manuscrito. JDE agradece a CONCYTEC – PROCIENCIA, Programa de Doctorado en Ciencias para el Desarrollo Sustentable (contrato Núm. PE501093193-2024-PROCIENCIA-BM). JPA agradece a CONCYTEC-PROCIENCIA, Programa de Doctorado en Ciencias para el Desarrollo Sustentable (contrato Núm. PE501088645-2024-PROCIENCIA-BM).
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Ricardo Martínez-Casas a, José Carlos Monárrez-González b, Juan Torres-Rojo c y Gustavo Perez-Verdin a, *
a Instituto Politécnico Nacional, Centro Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional-Durango, Sigma Núm. 119, Fracc. 20 Noviembre II, 34220 Durango, Durango, México
b Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias, Campo Experimental Valle del Guadiana, Km 4.5 Carr. El Mezquital, 34170 Durango, Durango, México
c Universidad Iberoamericana, Centro Transdisciplinar Universitario para la Sustentabilidad, Prolongación Paseo de Reforma Núm. 880, Lomas de Santa Fe, 01219 Ciudad de México, México
*Autor para correspondencia: guperezv@ipn.mx (G. Perez-Verdin)
Recibido: 9 mayo 2024; aceptado: 7 noviembre 2024
Resumen
La regeneración natural está influida por una interacción entre factores ambientales y genéticos. Se evaluó la regeneración de bosques templados con cubierta forestal continua, sujetos al tratamiento de selección individual en el noroeste de Durango, México. Se establecieron 27 sitios experimentales (1,000 m2) donde se registraron variables dasométricas del arbolado y regeneración natural, diversidad, presencia de ganado y disturbios. En cada sitio, se cuantificó en 2 periodos el número de individuos que cumplen con la condición de regeneración; ésto es, menores a 7.5 cm de diámetro y mayores a 5 cm de altura. Se estimaron los índices de diversidad de Shannon-Wiener, Simpson y Margalef del arbolado adulto y regeneración. Los resultados muestran una dominancia de los géneros Quercus y Pinus. Sin embargo, no existen diferencias significativas en la diversidad de especies entre el arbolado y regeneración. Las variables más significativas que influyen positivamente en la densidad de la regeneración son el índice de diversidad de Simpson y negativamente la conductividad del suelo y la presencia de ganado, entre otros. Este estudio puede contribuir a la gestión forestal con referencias ambientales que aseguren la densidad y la diversidad de la regeneración en los bosques templados de México.
Assessment of natural regeneration in temperate forests under continuous forest cover in northwestern Mexico
Abstract
Natural regeneration is influenced by a complex interaction between environmental and genetic factors. The natural regeneration under continuous cover forestry, subject to the individual selection treatment, was evaluated in temperate forests of northwestern Durango, Mexico. Twenty-seven experimental sites (1,000 m2) were established, where dasometric variables of trees and regeneration, ecological conditions, diversity, and presence of livestock and disturbances were recorded. In each site, the number of individuals that met the regeneration condition, that is, less than 7.5 cm in diameter and taller than 5 cm, was quantified in 2 time periods. The Shannon-Wiener, Simpson, and Margalef diversity indices of the adult trees as well as the regeneration were estimated. Results showed a greater abundance of species of the genus Quercus and Pinus. However, there are no significant differences in the diversity and composition of species between trees and regeneration. The most significant variables that influence the density of natural regeneration are the Simpson diversity index, soil conductivity, and the presence of livestock, among others. This study will contribute to forest management by providing ecological references that ensure the density and diversity of the natural regeneration in temperate forests of Mexico.
La regeneración natural es el reemplazo de árboles adultos por nuevos individuos a través de semillas o reproducción vegetativa (Crouzeilles et al., 2017). El reemplazo puede ser espontáneo o asistido a través de tratamientos silvícolas y complementarios. Muchos estudios sugieren que la regeneración natural es mejor que el reemplazo mediante plantación; no obstante, frecuentemente se opta por este último debido a la incertidumbre asociada a la regeneración natural, el tiempo requerido para el establecimiento, las posibles variaciones en las condiciones de germinación de la semilla, así como la incertidumbre sobre la disponibilidad de agua y nutrientes en las primeras fases de desarrollo de la planta (Crouzeilles et al., 2020; Torres-Rojo y Velázquez-Martínez, 2023). Sin embargo, la regeneración natural brinda resultados aceptables bajo una supervisión cuidadosa, particularmente en bosques templados multiespecíficos y multietáneos o bien, cuando se aplican tratamientos de regeneración con un alto nivel de protección al renuevo como son las cortas sucesivas y selección (Pensado-Fernández et al., 2014; Latawiec et al., 2016).
El establecimiento de la regeneración natural depende de varios factores bióticos y abióticos. La humedad y fertilidad del suelo, precipitación, temperatura, pendiente, exposición, presencia de incendios y ganado, así como la aplicación de técnicas y tratamientos silvícolas son algunos de ellos (Flores Rodríguez et al., 2021; Leyva-López et al., 2010). Las buenas prácticas de manejo y tratamientos silvícolas permiten enriquecer las condiciones apropiadas para el establecimiento y desarrollo de la regeneración. Algunos ejemplos son las prácticas para reducir el riesgo de incendios, exclusión de pastoreo y el fomento de la diversidad arbórea y de la regeneración, de manera que no se comprometa la presencia de ciertas especies por preferencias comerciales (Crouzeilles et al., 2017; Leyva-López et al., 2010). En particular, se ha documentado que los incendios moderados en bosques templados, a través de quemas controladas propician una mayor regeneración natural (Flores-Rodríguez et al., 2021), mientras que la aplicación de cortas intensivas de regeneración (como el tratamiento de árboles padres) no tiene efectos aparentes en la composición y diversidad de especies (Hernández et al., 2019; Leyva-López et al., 2010).
Las características de la regeneración natural resultado de la aplicación del tratamiento silvícola de selección en bosques templados de México han sido poco estudiadas. Este tratamiento consiste en la remoción individual o de grupos de individuos en cuyos huecos o claros se desarrolla la regeneración, propiciando una cubierta forestal continua (Gustafsson et al., 2020). Los bosques tratados con esta práctica tienen diferentes intensidades de corta acorde a la densidad, calidad del sitio, factores climáticos y tipo de especies. La regeneración se establece en mosaicos o parches con diferentes edades según el área descubierta formando bosquetes incoetáneos (Torres-Rojo y Orois-Sanchez, 2005). El tratamiento silvícola de selección se ha aplicado, desde la década de 1940, en cerca de 50% de la superficie forestal bajo manejo en México y en alrededor de 65% en el estado de Durango (Hernández-Díaz et al., 2008; Moreno-Sánchez y Torres-Rojo, 2010).
A diferencia de otros tratamientos más intensivos (como el de árboles padres o semilleros), la remoción de árboles varía entre 20 y 50% de las existencias volumétricas, causando un menor impacto al bosque. El efecto de este tratamiento se traduce en la formación de bosques irregulares donde la mayoría de los árboles se encuentran en las categorías diamétricas inferiores y pocos adultos en las categorías mayores. Este patrón de crecimiento genera una distribución de frecuencias de tamaño tipo exponencial (J invertida), de tal manera que los excedentes de árboles en cada categoría son removidos en periodos de 10-15 años (Seedre et al., 2018). La remoción de árboles se hace con base en la distribución espacial de los árboles, proporción de especies y las condiciones de terreno (Monárrez-González et al., 2020; Torres-Rojo et al., 2016). Una vez que se remueven los árboles, los que se dejan en pie son los responsables de proporcionar la semilla que formará el nuevo bosque (Torres-Rojo y Orois-Sanchez, 2005). Dado el tamaño del claro que se forma, la poca intensidad de remoción y la baja densidad de plantación, es difícil y costoso establecer una regeneración artificial, por lo que el reinicio del bosque bajo el tratamiento de selección es comúnmente natural.
Para evaluar el éxito de la regeneración natural se utilizan diversos parámetros ecológicos como la densidad, diversidad, vigor y distribución de las plantas (Aguirre-Mendoza et al., 2021; Krebs, 1999). La densidad indica el número de árboles establecidos por unidad de área, mientras que la diversidad se refiere al número y composición de especies presentes en la regeneración. El vigor es una propiedad de las plantas para resistir o adaptarse a posibles disturbios en el entorno. La distribución espacial indica el patrón de ubicación de los árboles que por lo general sigue 3 tipos: agregada, uniforme y aleatoria (Romahn-Hernández et al., 2020). Idealmente, las distribuciones uniformes o aleatorias son más eficientes que la distribución por grupos debido a que la superficie sin renuevo que se forma es menor (Moreno-González et al., 2007).
El estado de Durango tiene una superficie total de aproximadamente 12.3 millones de ha, de las cuales 55% está cubierta por diversos tipos de vegetación y 45% por bosques templados de coníferas y latifoliadas. El área se divide en 13 unidades de manejo, de acuerdo al régimen de manejo forestal, como el método de ordenación, flujo de abastecimiento de productos forestales, composición de especies, etc. (Novo-Fernández et al., 2018). Particularmente, el estudio se desarrolló en la zona noroeste de la entidad, donde existen asociaciones de pino, encino y otras especies de latifoliadas. El objetivo de este trabajo fue evaluar la regeneración natural en bosques con cobertura continua a diferentes niveles de densidad residual. Específicamente, se estimó la diversidad, distribución espacial y densidad de la regeneración natural en áreas con diferentes intensidades de manejo y se evaluó el efecto que tienen variables como la cobertura, volumen, área basal y diversidad de la vegetación arbórea sobre la regeneración natural.
Materiales y métodos
El área de estudio tiene una superficie total de 120,000 ha, en las cuales se identificaron los siguientes ejidos: Los Ojitos, Salpica el Agua, Laguna de la Chaparra, Potrero de Chaidez, Los Altares, Quebrada de Cebollas, El Negro, Las Hacienditas y Salto de Camellones, municipios de Santiago Papasquiaro y Otáez, Durango (fig. 1). El área está cubierta por bosques de pino, encino y una combinación de ambos con otras latifoliadas (González-Elizondo et al., 2012). El clima de la región es templado, subhúmedo, con lluvias moderadas en el verano y parte de diciembre. La precipitación anual varía entre 850 y 1,450 mm, con un promedio ponderado de 910 mm y una temperatura promedio anual de 13.3 °C (Silva-Flores et al., 2014). El terreno es accidentado con elevaciones entre 1,500 y 3,000 m snm y pendientes entre 10 y 60%. En su gran mayoría, los bosques son tratados con el método de selección usando diferentes intensidades de corta que varían entre 20 y 40% del área basal.
Los predios seleccionados forman parte de una red de monitoreo de servicios ecosistémicos en la región establecidos en 2017 y remedidos en el 2023. Además de la regeneración natural, también se monitorean los flujos de agua, la diversidad vegetal, la cosecha de madera, el almacén de carbono, la erosión del suelo y la fauna silvestre. En cada predio, se establecieron 3 sitios experimentales de 1,000 m2 (radio = 17.84 m), con un total de 27 sitios de investigación. La selección y ubicación de estos sitios en cada predio se hizo con base en las características del arbolado, terreno y accesibilidad. En particular, se requirió que esos sitios hubieran sido intervenidos con el tratamiento de selección, que tuvieran diferentes niveles de pendiente y, además, fueran relativamente fáciles de acceder (para el monitoreo y medición de todas las variables que integran el estudio). Se recolectó información dasométrica a nivel de especie/árbol y características de sitio como regeneración, pendiente, exposición, altitud sobre el nivel del mar, entre otras. A cada árbol se le midió la altura, diámetro normal (a 1.30 m de altura), edad y diámetro de copa. Con esta información se estimaron otras variables como el área basal, volumen, biomasa y diversidad de especies. Adicionalmente, se colectaron 3 muestras de suelo, hasta 30 cm de profundidad, para evaluar la conductividad, potencial de hidrógeno (pH), sales solubles, nitrógeno, fósforo, potasio, magnesio y calcio. Los análisis se hicieron conforme a la Norma Oficial Mexicana NOM-021-RECNAT-2000. La estimación de materia orgánica se hizo a través del método de calcinación (Schulte y Hopkins, 1996), en donde las partículas del suelo se sometieron a una temperatura de 105 °C por un periodo de 24 horas. Luego, se depositaron en un desecador de plástico para ser pesadas y, posteriormente, se introdujeron a una mufla a una temperatura de 360 °C por 5 h. El porcentaje de materia orgánica en el suelo se calculó como la diferencia entre el peso inicial y final dividido por el peso de la muestra inicial (Izquierdo-Bautista y Arévalo-Hernández, 2021). Finalmente, en cada sitio se realizaron evaluaciones cualitativas sobre presencia de ganado, afectaciones por incendios y presencia de plagas o enfermedades en los 2 periodos de medición.
Figura 1. Ubicación de los predios participantes en la evaluación de la regeneración natural en el noroeste de Durango, México. Fuente: elaboración propia del autor responsable.
Densidad y distribución espacial de la regeneración. Para fines de este estudio, se definió como regeneración a aquel tipo de vegetación leñosa no arbustiva, cuyo origen haya sido por semilla o vegetativo, con una altura mayor a 5 cm y con diámetro normal menor a 7.5 cm (Cruz-García et al., 2019). Se eligió el método de la parcela T2 (o llamado también método del vecino más cercano o parcela 0) para evaluar la densidad y distribución espacial de la regeneración, por lo que la densidad se expresa como el número de plantas por superficie (número de individuos/ha) mientras que la distribución espacial evalúa la forma en que se distribuye la regeneración en el sitio. Las parcelas T2 son sitios circulares de tamaño desigual, pero sin plantas (de ahí su nombre como parcela 0). Los círculos se convierten en sitios de muestreo al tomar la distancia radial desde el centro hasta el renuevo más cercano. Por tanto, una categoría de parcela 0 de menor superficie significa una mayor cantidad de estos círculos por hectárea y una mayor densidad de la regeneración (Krebs, 1999).
El procedimiento consiste en ubicar el punto central que fue identificado dentro de cada sitio experimental y medir la distancia al individuo (regeneración) más cercano (X) (Cruz-García et al., 2019). Después, se mide la distancia al siguiente individuo más cercano (Z) (fig. 2).
La densidad (D, número de individuos/m2) se estimó con la expresión:
(1)
donde n es número de puntos de control, xi es la distancia al renuevo más cercano X y zj representa la distancia al siguiente árbol más cercano Z (fig. 3a). Con los resultados de la ecuación anterior, el procedimiento requiere probar la hipótesis nula para determinar el tipo de distribución de la regeneración por especie (pinos, encinos y otras especies). Dicha hipótesis se formula para conocer si la regeneración en cada sitio se distribuye de manera aleatoria o tiene otra forma de distribución. Se usó el estadístico de Hines (Hd) para evaluar tal hipótesis, el cual se expresa como:
(2)
En este caso, valores bajos del estadístico Hines (˂ a 1) indican un patrón de distribución uniforme mientras que valores altos (˃ a 1) sugieren una distribución agregada o agrupada.
Figura 2. Método de la parcela T2. El método requiere que el ángulo formado por los individuos X y Z sea mayor a 90° (Krebs, 1999). Como punto de control se eligió el centro de evaluación de la regeneración dentro de los sitios experimentales.
Figura 3. Delimitación de los sitios de muestreo para evaluar la regeneración natural de bosques templados en el noroeste de Durango. a, Delimitación con el método de T2; b, delimitación con un círculo de 25 m2.
El valor encontrado se compara con valores críticos para determinar si la hipótesis nula de que la regeneración se distribuye aleatoriamente es verdadera o no (Krebs, 1999). También, se utilizó un círculo de 2.82 m de radio (área = 25 m2) para contar directamente el número de árboles de cada especie y evaluar su vigor (fig. 3b).
Los tratamientos se definieron por diferentes intensidades de corta del tratamiento silvícola de selección. A cada sitio le fue administrado una intensidad de remoción de acuerdo con las existencias volumétricas, que en promedio fue de 28%. Además, se separaron los sitios con base en la presencia de incendios y ganado vacuno. Con los datos del arbolado y renuevo se procesaron otras variables para estimar los índices de diversidad de Shannon, Margalef y valor de importancia (IVI), con el fin de determinar cambios en la composición de especies entre tratamientos Monárrez-González et al., 2020).
Cambios en la densidad temporal de la regeneración. Con base en los datos de densidad recabados durante la instalación de las parcelas (2017), se reevaluó la densidad en el año 2023 para establecer una línea base y cambios en la densidad de regeneración. Se utilizaron los mismos sitios experimentales y métodos de muestreo, reportando los cambios en la regeneración que se encontraron antes y después del periodo de medición. Se contabilizó el número de árboles por hectárea de cada género.
Se utilizó el método de diferencias en diferencias (DiD) para comparar los cambios observados en la densidad de regeneración en el periodo estudiado. El método compara los efectos de la intensidad de corta después de su implementación a partir de la línea base. Su principal objetivo es estimar los efectos causales de una práctica de manejo a partir de comparaciones transversales de tratamiento-control y estudios de antes y después (Fredriksson y Oliveira, 2019; Stuart et al., 2014). A menudo, estas prácticas no afectan a todos al mismo tiempo y de la misma manera (Lechner, 2011). En este caso, se utilizó el período de inicio en el momento en que se aplicó el tratamiento y el período de finalización al año de la segunda medición.
El método DiD se puede diseñar en una tabla de 2×2, con una tercera fila y columna que muestran la diferencia en tratamiento y tiempo, respectivamente (tabla 1) (Stuart et al., 2014). El tratamiento se refiere a los predios que recibieron el tratamiento de selección en los últimos 5 años (1), mientras que el grupo de control incluye aquellos predios que no fueron intervenidos en ese periodo (0). La muestra resultó en 14 sitios sin tratamiento reciente y 13 con tratamiento (menos de 5 años). Se estableció un periodo de 5 años, que corresponde al lapso de tiempo en que las semillas tienen mayor viabilidad de germinación (Granstrom, 1987) y, en promedio, es el tiempo que la regeneración alcanza una altura de 1.3 m (o la altura a la cual se mide el diámetro normal). Además, se ha observado que las actividades inmediatas de extracción forestal incrementan las posibilidades de germinación al remover el suelo y eliminar la competencia por la luz solar (Li et al., 2022; Sukhbaatar et al., 2019). El efecto tiempo incluye la condición inicial de la regeneración (v) o la situación al inicio del estudio, y la condición final se refiere a la cantidad actual de renuevo en la fecha de evaluación más reciente (w). Todos los cambios en la densidad de regeneración estimados a través de la expresión de la parte inferior derecha de la tabla, se atribuyen a diversos factores que se analizan más adelante. La tabla 1 muestra el diseño de DiD, donde T representa el efecto del tratamiento de selección (T = 1 si recibieron el tratamiento en los últimos 5 años y T = 0 si no recibió el tratamiento), R es el efecto del tiempo (R = 0 representa el inicio de la regeneración, mientras R = 1 es el estado final).
Modificado de Stuart et al. (2014), pag. 169.
Se estimaron los errores estándar y niveles de significancia del método DiD. En este caso, se probó la hipótesis nula en la que el efecto promedio del tratamiento en el número de individuos por hectárea del año 2017 no fue diferente al del año 2023. El efecto promedio del tratamiento (ATET, por sus siglas en inglés) elimina la posible presencia de errores no observables por el tiempo al incluir la condición original de la variable bajo estudio (densidad de regeneración) (Lechner, 2011). Cuando el número de muestras es bajo, algunos autores recomiendan utilizar técnicas de remuestreo (“wild bootstrap”) (Roodman et al., 2019); sin embargo, los resultados a veces son más inciertos que los originales debido a que los intervalos de confianza de los coeficientes de las variables se relajan y son menos precisos. En este estudio, no hubo grandes diferencias en la aplicación de esta técnica, por lo que se optó por utilizar los resultados sin remuestreo.
A fin de probar el efecto del tratamiento en la regeneración natural, se probó un modelo incluyendo variables de control para explicar la relación entre la densidad actual de regeneración (Dreg) y ciertos factores antropogénicos (FA) (como la presencia de incendios y ganado), dasométricos (DT) (altura, área basal, cobertura de copa y volumen), diversidad arbórea (IDV) y, desde luego, el tratamiento (T).
(3)
Algunas de esas variables se integraron por revisión en la literatura como la presencia de ganado (Pensado-Fernández et al., 2014), incendios (Flores-Rodríguez et al., 2022), cobertura de copa (Toledo-Aceves et al., 2009), diversidad vegetal (Leyva-López et al., 2010; Graciano-Ávila et al., 2017; García-García et al., 2019). Otras, fueron incluidas con base en observaciones de campo y experiencias de los autores, como variables dasométricas y propiedades del suelo.
Se utilizó la prueba de Shapiro-Wilk para probar la normalidad de las variables. Particularmente, la variable dependiente regeneración total fue transformada usando el logaritmo natural (ln), cuya prueba de Shapiro-Wilk mostró que, con esta transformación, existe alta probabilidad de que los datos provengan de una distribución normal (z = -0.726, p = 0.766). También, se hizo un análisis de la correlación entre las variables independientes y con la dependiente para detectar posibles asociaciones extremas. Posteriormente, se hizo el análisis de regresión multivariante por pasos (“stepwise”) para evaluar las combinaciones de variables independientes que mayor influencia tienen sobre la densidad de regeneración (variable dependiente). El procedimiento se acompañó de un análisis de datos atípicos con el comando “rstudent” (residuales estandarizados) y descartar valores mayores a 2, que sugieren la presencia de esos datos, así como una prueba de colinealidad usando el factor de inflación de la varianza (FIV) y una prueba de White para evaluar la homocedasticidad del modelo (Tabachnick y Fidell, 2013). Los datos se procesaron con el software Stata®.
Resultados
El área basal residual del arbolado varió desde los 6 hasta 32 m2/ha, lo que representa un gradiente de densidad amplio para estudiar el efecto del tratamiento en el establecimiento de la regeneración natural. Se registraron especies de regeneración natural, pertenecientes a 4 familias: Pinaceae, Fagaceae, Ericaceae, y Cupressaceae y 4 géneros: Pinus, Quercus, Arbutus y Juniperus. Pinaceae fue la familia más representada, y el género Pinus el que tuvo un mayor número de especies. La regeneración también varió desde los 4,896 individuos hasta más de 20,000, lo que demuestra la capacidad de regeneración después del tratamiento (tabla 2).
El tipo de distribución espacial de la regeneración natural fue mayormente uniforme. Esto significa que la distancia entre los renuevos es corta, sistemática y motivada por la presencia de árboles al borde del claro. En menor cantidad, se registró la distribución de tipo aleatoria y agregada (fig. 4).
Se estimaron índices de diversidad para evaluar cambios en la composición de especies, particularmente los índices de Shannon, Margalef, Simpson y valor de importancia para el estrato adulto y la regeneración. La figura 5 indica que no existen diferencias significativas en los 3 índices al comparar la diversidad del arbolado y la de regeneración natural.
Las especies de mayor importancia (IVI) que componen la regeneración natural fueron: Quercus sideroxyla con 32.1%, Juniperus deppeana con 15.4% y Pinus teocote con 11.1%. Por su parte, las especies de mayor importancia que componen el estrato adulto fueron: Pinus cooperi con 21.3%, P. leiophylla con 17.9% y Quercus sideroxyla con 13.1%, las cuales acumulan poco más de 50% del valor de importancia en la zona de estudio. En la categoría de género, se encontró un IVI de la regeneración de 44.9% y 26.7% de Quercus y Pinus, respectivamente. Mientras en el estrato adulto, el género Pinus tuvo un IVI de 54.7% y Quercus de 21.5%.
Utilizando la base de datos del 2017, se evaluó el cambio en la densidad de los árboles al año actual 2023 con el método de diferencias-en-diferencias. Las diferencias en el tratamiento (con y sin tratamiento reciente) y periodo de evaluación (antes y después) fueron significativas para las especies de Pinus spp. y Arbutus spp. El número de árboles promedio de Pinus spp. en los sitios sin tratamiento reciente (> 5 años) en el 2017 fue de 540 individuos/ha, mientras que en el 2023 bajó a 171 individuos/ha. En los sitios con tratamiento, la regeneración de estas especies bajó ligeramente de 1,570 a 1,477 individuos/ha. De manera combinada, la regeneración de todas las especies bajó de 4,914 a 1,771 individuos/ha en los sitios sin tratamiento reciente, pero se incrementó de 4,129 a 6,461 individuos/ha en aquellos con tratamiento. Sin embargo, la diferencia general (DiD) no fue significativa en ningún género. Esto sugiere que la densidad de regeneración no es afectada por el tiempo (antes y después) y el tratamiento (con y sin tratamiento reciente) (tabla 3). Si se compara únicamente el efecto individual del tratamiento en la densidad de la regeneración, todas las especies, excepto las de Quercus, tuvieron significativamente una mayor densidad en los sitios tratados que en los no tratados. Por ello, el efecto del tratamiento se incluyó en el modelo de regresión que se describe a continuación.
El modelo que explica la relación entre la densidad actual de la regeneración y el conjunto de variables independientes tuvo un coeficiente de determinación ajustado de 96.1%, lo que significa que gran parte de la varianza esta correctamente explicada por ese conjunto de variables (F (16, 8) = 38.5, p <0.01). Aquellas con mayor significancia positiva fueron el índice Simpson de diversidad del estrato adulto y el tratamiento, mientras que las variables con signo negativo fueron la conductividad del suelo y presencia de ganado. La prueba de White para evaluar la varianza del modelo reveló que ésta es constante y no existen problemas de heterocedasticidad (χ2 = 25.0, p = 0.406). Ninguna de las variables del modelo ajustado acusó problemas de multicolinealidad (FIV < 10) (tabla 4).
Tabla 2
Caracterización de los sitios experimentales en el análisis de la regeneración natural en el periodo actual en el estado de Durango (n = 27).
Variable (unidades de medida)
Promedio
Desviación estándar
Mínimo
Máximo
Diámetro del arbolado (cm)
19.4
3.7
13.6
30.1
Área basal (m2/ha)
21.4
5.9
9.0
32.5
Altura del arbolado (m)
10.1
2.4
5.5
15.4
Volumen arbolado (m3/ha)
203.1
83.9
58.4
395.9
Cobertura arbórea (%)
57.2
11.3
36.5
78.2
Hojarasca (mm)
17.3
5.33
8
28
Regeneración pino (núm arb/ha)
800
1,327
0
4,400
Regeneración encino (núm arb/ha)
2,459
3,174
0
12,400
Regeneración otras spp (núm arb/ha)
770
1,423
0
5,600
Regeneración total (núm arb/ha)
4,029
4,896
0
20,400
Tratamiento (sí = 1, no = 0)
0.48
0.51
0
1
Altitud (m snm)
2,602
171
2,318
2,936
Pendiente (%)
17.2
11.3
2
45
Presencia de ganado (sí = 1, no = 0)
0.67
0.48
0
1
Profundidad materia orgánica (cm)
1.86
0.47
1.0
3.0
pH
5.26
0.46
4.50
6.40
Conductividad (µs/cm)
0.04
0.04
0.0
0.16
Sales solubles (mg/l)
29.01
29.13
0.78
148.20
Nitrógeno (kg/ha)
7.97
7.23
0.56
29.68
Fósforo (kg/ha)
51.62
43.46
8.40
173.60
Potasio (kg/ha)
38.10
6.92
22.40
56.00
Calcio (kg/ha)
358.53
100.31
176.96
580.16
Magnesio (kg/ha)
46.19
3.80
38.08
56.00
Figura 4. Tipos de distribución espacial de la regeneración natural en el área de estudio de bosques templados del noroeste de Durango, México. La frecuencia es mayor que el número de sitios debido que se hace por grupos de especies.
Figura 5. Índices de diversidad del arbolado adulto y regeneración natural en bosques templados del noroeste de Durango, México.
Discusión
De acuerdo con los resultados, los géneros Quercus y Pinus dominan la regeneración natural. Zavala-Chávez (2004) sugiere que la dominancia de Quercus podría deberse a la capacidad que tienen las especies de este género para adaptarse y competir bajo métodos de regeneración que involucran pequeños disturbios. En particular, el método de cortas de selección favorece a especies tolerantes y semitolerantes a la sombra (Ortiz-Colín et al., 2017; Shields et al., 2007). Rüger et al. (2007) encontraron que este tipo de tratamiento, aunque ofrece menor producción de madera, favorece mejor el desarrollo de especies tolerantes debido a que el tamaño de los claros no es muy grande. Calva-Soto et al. (2022) y Seedre et al. (2018) también atribuyen la presencia del género Quercus a su forma de reproducción primordial, la cual es en gran parte por reproducción vegetativa, mientras que el género Pinus se reproduce primordialmente por semilla (Luna-Robles et al., 2020). La reproducción por semilla de los pinos generalmente requiere de claros grandes que permitan la entrada de la luz solar para poder germinar. Sin embargo, como se mencionó, los claros dejados por la remoción de los árboles no son suficientemente amplios, por lo que la regeneración de encinos domina en las primeras etapas de la regeneración. Calva-Soto et al. (2022) encontraron densidades similares de regeneración en áreas con tratamiento de corta de selección en la sierra Madre Occidental.
Tabla 3
Prueba de diferencias-en-diferencias para evaluar el efecto del tratamiento de selección en la densidad de regeneración natural de bosques templados en el noroeste de Durango.
Género
p >|t|* Inicio
p >|t|* Final
CPET**
Coeficiente
Error est.
t
p >|t|
Pinus
0.022
0.004
275.34
615.62
0.45
0.66
Quercus
0.297
0.279
4,666.79
3,072.78
1.52
0.13
Arbutus
0.019
0.031
-33.45
237.32
0.14
0.89
Prunus
–
0.035
61.54
40.08
1.54
0.13
Juniperus
0.769
0.014
504.97
318.64
1.58
0.12
Total
0.741
0.052
5,475.19
3,334.25
1.64
0.11
* Indican la significancia en la diferencia de la densidad de la regeneración por efecto del tratamiento en cada fase (inicio y final). **El CPET se refiere al coeficiente promedio de la diferencia entre tratamientos. El género Prunus no tuvo registros de regeneración al inicio de la evaluación.
Tabla 4
Relación entre la regeneración natural actual y otras variables en bosques templados del noroeste de Durango (variable dependiente: logaritmo natural de la densidad de regeneración natural, n= 27).
Variable*
Coef.
Error est.
t
p >|t|
95% Int. Conf
FIV**
Min
Max
Pendiente
0.017
0.008
2.31
0.05
0.000
0.035
3.65
Simpson A
3.620
0.561
6.46
0.00
2.328
4.913
6.48
Hojarasca
0.022
0.013
1.75
0.12
-0.007
0.051
2.22
Ca
-0.005
0.001
-4.92
0.01
-0.008
-0.003
5.24
Humus
1.045
0.297
3.51
0.01
0.359
1.731
3.35
Presencia de ganado
-0.352
0.118
-2.98
0.02
-0.625
-0.080
5.27
Área basal actual
0.178
0.023
7.71
0.00
0.125
0.231
9.80
Trat
2.163
0.251
8.63
0.00
1.585
2.741
8.23
Mat org
0.709
0.194
3.65
0.01
0.261
1.157
4.23
pH
1.786
0.321
5.57
0.01
1.046
2.526
9.17
Conductividad eléctrica del suelo
-17.76
2.912
-6.1
0.00
-24.481
-11.05
6.43
Sales del suelo
0.013
0.005
2.78
0.02
0.002
0.024
7.99
Mg
0.110
0.020
5.44
0.01
0.063
0.156
3.07
P
0.007
0.002
3.21
0.01
0.002
0.013
4.68
K
0.035
0.010
3.47
0.01
0.012
0.058
2.57
Constante
-12.934
2.822
-4.58
0.01
-19.441
-6.426
* Trat, tratamiento de selección (1, con tratamiento; o, sin tratamiento); Simpson A, índice Simpson de estrato adulto. Otras variables están definidas en la tabla 1. **FIV, Factor de inflación de la varianza, es una medida de la multicolinealidad.
Se ha observado que la ocurrencia de incendios moderados afecta positivamente la incidencia de regeneración natural de las especies intolerantes. Flores-Rodríguez et al. (2022) concluyeron que el establecimiento de la regeneración natural de pino, está influenciado por factores como la cobertura del suelo, sotobosque y relieve; después de que el bosque ha sido afectado por incendios forestales. Flores-Rodríguez et al. (2021) encontraron que la densidad de este tipo de especies puede alcanzar hasta 160,000 individuos por hectárea. Los incendios moderados limpian el estrato inferior y favorecen la geminación de las semillas y desarrollo de la planta. En este estudio, el número máximo de plantas fue de 20,400, pero reiterando que la presencia de incendios ha sido baja o nula.
Otro factor importante en el establecimiento y desarrollo de la regeneración es el pastoreo. Los animales pisotean o se alimentan de las yemas vegetativas en proceso de crecimiento, eliminado muchas plantas; por ello, a veces es necesario cercar las áreas en proceso de regeneración. La tabla 4 muestra que existe una relación negativa y significativa entre la presencia de ganado y la regeneración. En promedio, la densidad fue 4.8 veces mayor en las áreas que tuvieron ausencia de ganado. En un resultado similar, Pensado-Fernández et al. (2014) encontraron que en los bosques del Parque Nacional Cofre de Perote, Veracruz, la regeneración natural fue 3.2 veces mayor en las áreas que fueron excluidas del ganado. Otro efecto que tiene la presencia de ganado es la compactación del suelo, lo cual reduce la aireación, infiltración y otras propiedades del suelo como la conductividad eléctrica (Pereira et al., 2022). La tabla 4 muestra también que la regeneración es mayor en suelos con baja conductividad.
Los índices de diversidad mostraron que no existen diferencias significativas en la composición de especies del estrato arbóreo y la regeneración. Esto sugiere que el tratamiento de selección, ésto es, la remoción del arbolado adulto, no tiene efectos de corto plazo en la diversidad de la regeneración por el hecho de que algunas especies son preferibles debido a la buena calidad de su madera. El efecto de la diversidad depende de las condiciones del área y de los tratamientos silvícolas aplicados. García-García et al. (2019) compararon la diversidad del arbolado con el tratamiento de selección y sin tratamiento en bosques templados de Chihuahua. Ellos no encontraron diferencias significativas y sugieren que dicho tratamiento puede mantener la diversidad estructural y de especies. Ortiz-Colin et al. (2017), también en bosques tratados con el método de selección, encontraron mucha similitud en la composición de especies entre el arbolado adulto y la regeneración y, ésta última, fue dominada por especies tolerantes como Quercus spp. En un estudio de los bosques de pino en Oaxaca, Leyva-López et al. (2010) encontraron que la aplicación del tratamiento corta de regeneración de árboles padres, mantiene la misma riqueza de especies. Sin embargo, a diferencia de este trabajo, el mayor IVI de la regeneración lo tuvieron las especies del género Pinus seguido de otras latifoliadas. Pérez-López et al. (2020) encontraron que el método de árboles padres podría mantener la diversidad y estructura del arbolado en bosques poco intervenidos, pero compromete su composición florística original.
Una posible explicación de que el tratamiento silvícola de selección no modifica la composición de especies es que la remoción de árboles no está sujeto a preferencias comerciales, sino a la proporción de especies que existen en el sitio (Monárrez-González et al., 2020). Además, debido al reducido espacio que dejan los árboles removidos, se fomenta el desarrollo vegetativo (retoños) de las especies de Quercus, que son las que dominan en las primeras etapas de la regeneración. Esta forma de reproducción, que se origina de las especies adultas, hace que la diversidad en uno y otro estrato sea similar (Mejstřík et al., 2024). Una práctica común en los bosques de esta región es el “cinchado” de los árboles de Quercus para eliminarlos lentamente, lo cual ocasiona espacios de sombra para las especies tolerantes. Una vez que estos árboles tiran su follaje y pequeñas ramas, se incrementa la luz solar y la reproducción por semilla y el desarrollo de las especies de Pinus empieza a manifestarse.
Además, cuando la diversidad es alta, generalmente hay una menor proporción de especies dominantes y las de menor importancia (IVI) están influenciadas por las prácticas silvícolas, ya que su regeneración, depende de factores que afectan su entorno de crecimiento (Oliver y Larson, 1996). Otros estudios confirman que las especies de los géneros Pinus y Quercus dominan en la regeneración natural de bosques templados. Graciano-Ávila et al. (2017) y Monárrez-González et al. (2020) reportaron altos valores de importancia (IVI) para estos géneros.
Moreno-González et al. (2007) estudiaron el establecimiento de la regeneración natural a través del método modificado de “parcela 0” en bosques de Jalisco. Ellos encontraron que la distribución espacial del renuevo sigue mayoritariamente un patrón de agregación (68%), seguido de aleatorio (11%) y uniforme (2%). A diferencia de ellos, en este estudio se encontró que el tipo de distribución espacial más común fue uniforme (57%), seguido de agregado (22%) y aleatorio (20%). Estas diferencias pueden deberse al tipo de tratamiento que se aplicó; Moreno-González et al. (2007), evaluaron el tratamiento de árboles padre, mientras que en este estudio fue el de selección individual. En el primer caso, la regeneración tiende a agruparse alrededor de los árboles semilleros y, por lo general, los claros son más grandes. Mientras que en el tratamiento de selección, los claros son más pequeños y la semilla proviene de los árboles que están en el borde del claro, generando una distribución más uniforme.
Los sitios tratados con el método de selección tuvieron, con excepción del género Quercus, una mayor densidad de individuos que los no tratados (control). Esto sugiere que las actividades de extracción de la madera, como la remoción del suelo y limpia de residuos, pueden favorecer el establecimiento de la regeneración natural, especialmente a base de semillas. Este resultado coincide con el de Sukhbaatar et al. (2019), quienes en su estudio con Pinus sylvestris L. concluyeron que con el método de cortas selectivas, incluso de otros tratamientos de baja intensidad, la densidad de regeneración incrementó por encima de áreas no tratadas. Ellos atribuyen esta diferencia a la competencia por la luz solar obstaculizada por los árboles grandes y arbustos, los cuales son reducidos o eliminados durante la corta.
Existen otros factores que no fueron considerados en este estudio. La temperatura, cobertura herbácea y arbustiva, el banco de semillas que existe en el suelo antes y después de la aplicación de los tratamientos silvícolas, son algunos de ellos. Aunque no directamente, la precipitación fue considerada utilizando alternantes como la altitud y calidad de sitio. Sitios con mayor altitud generan condiciones para una mayor condensación, humedad (Collados-Lara et al., 2018) y, eventualmente, de calidad de sitio. Sin embargo, ambas no fueron significativas. En estudios futuros, es recomendable incluir datos de precipitación aprovechando la información que se ha reunido en las estaciones climáticas de la región. Es importante también la continuación de este tipo de estudios para analizar cambios futuros en la regeneración y la incorporación de los individuos a categorías superiores en diámetro y altura.
Finalmente, podemos concluir que la cantidad promedio de la regeneración en los sitios estudiados varió desde 4,000 hasta 20,000 individuos por hectárea. No se detectaron diferencias significativas en la composición de especies de la regeneración natural en las condiciones de densidad residual del arbolado que se analizaron, por lo que el tratamiento de selección (cobertura continua) no tiene un efecto en la diversidad de regeneración. El tipo de distribución espacial más común fue uniforme y el género más importante fue Quercus seguido por Pinus. Las variables que más influyen en la densidad de la regeneración natural fueron el índice Simpson de diversidad del estrato adulto, la aplicación del tratamiento (selección), conductividad del suelo y la presencia de ganado. Sin embargo, es necesario considerar otros factores que también influyen en la regeneración, como la precipitación, temperatura, humedad y vegetación arbustiva. Los resultados pueden ayudar a entender el comportamiento de la regeneración natural en un tratamiento que minimiza el impacto en la biodiversidad y funcionamiento del ecosistema forestal.
Agradecimientos
A la Unidad Forestal Santiago Papasquiaro por los apoyos recibidos en la toma de información, especialmente a Fernando Salazar Jiménez y Luis Fernando Salazar Herrera. Al IPN por el financiamiento recibido a través de los proyectos SIP 2023-0326 y 2024-1367.
Referencias
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Collados-Lara, A. J., Pardo-Igúzquiza, E., Pulido-Velázquez, D. y Jiménez-Sánchez, J. (2018). Precipitation fields in an alpine Mediterranean catchment: inversion of precipitation gradient with elevation or undercatch of snowfall? International Journal of Climatology, 38, 3565–3578. https://doi.org/10.1002/joc.5517
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a World Wildlife Fund Inc., Av. Insurgentes Sur No. 1216, 03100 Ciudad de México, Mexico
b Universidad Tecnológica de Calakmul, Carretera Xpujil-Dzibalchen Km. 2+260, 24640 Calakmul, Campeche, Mexico
c Grupo de Monitoreo Socioambiental, Calle 27 de febrero No. 127, 86930 Balancán, Tabasco, Mexico
d Espacios Naturales y Desarrollo Sustentable, A.C., Miguel Hidalgo No. 143, Alcaldía Tlalpan, 14090 Ciudad de México, Mexico
Received: 14 April 2024; accepted: 28 October 2024
Abstract
The scarcity of available surface water affects ungulates inhabiting sites where the effects of climate change are more evident, especially for endangered species such as the Central American tapir (Tapirus bairdii). The objective of this study was to estimate tapir water use in artificial water troughs in the Calakmul Biosphere Reserve (CBR), Mexico. Between January 2019 and August 2021, 8 digital camera traps were placed in 8 artificial watering holes. The Photographic Index of Visits (PIV) was obtained, and occupancy (Psi), detectability (p), and activity patterns were calculated, and analyzed. A sampling effort of 4,672 nights/camera, and 289 grouped records of T. bairdii were obtained. The PIV, occupancy, and detectability obtained in the present study were similar to those reported in natural water bodies in the Maya Forest, which supports the idea that the water troughs could temporarily supply maintenance functions for tapirs during the dry season or in periods when water is scarce in the landscape, being this the only source of water available to satisfy their requirements for this resource in the CBR.
Uso de fuentes de agua artificiales por tapires en la selva Maya, México
Resumen
La falta de agua superficial disponible afecta a los ungulados que habitan sitios en los que los efectos de cambio climático son más evidentes, sobre todo en especies en peligro de extinción como el tapir centroamericano (Tapirus bairdii). El objetivo de este estudio fue analizar el uso que el tapir hace del agua en bebederos artificiales en la Reserva de la Biosfera Calakmul (RBC), México. Entre enero de 2019 y agosto de 2021 se colocaron 8 cámaras trampas digitales en 8 bebederos artificiales. Se obtuvo el índice fotográfico de visita (PIV) y se estimó la ocupación (Psi), la detectabilidad (p) y los patrones de actividad. Con un esfuerzo de muestreo de 4,672 noches/cámara se obtuvieron 289 registros de T. bairdii. El PIV, la ocupación y la detectabilidad obtenidos en el presente estudio fueron similares a lo reportado en cuerpos de agua naturales en la selva Maya; ésto apoya la idea de que los bebederos podrían suplir temporalmente funciones de manutención de los tapires durante la época seca o cuando el agua escasea en el paisaje, esta sería la única fuente de agua disponible para satisfacer sus requerimientos en la RBC.
People have been supplying water to wildlife since a century ago in the old West, to mitigate the consequences of its scarcity (Leopold, 1933). The implementation of artificial water troughs for wildlife has been reported as a successful strategy (Epaphras et al., 2008). These have been conceived as a strategy that can contribute to the maintenance of wildlife populations in the short term, allowing access to hydric resources during the dry season (Borges-Zapata et al., 2020; Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Sánchez et al., 2024; Mandujano-Rodríguez & Hernández-Gómez, 2019a; Pérez-Flores et al., 2021). Water is a limiting factor for large herbivores living in desert environments (Eliades et al., 2022; Krausman et al., 2006; Nagy & Gruchacz, 1994; Villarreal-Espino & Marín, 2005). But also in tropical ecosystems, lack of water is a serious threat to ungulates (Contreras-Moreno & Torres-Ventura, 2018; Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Cruz-Romo et al., 2024), adding to the long list of threats faced by large herbivores (Ripple et al., 2015).
When water becomes scarce, some mammals change their usual behavior (Pacifici et al., 2015), concentrating on available water sources (Redfern et al., 2003). Although forage can compensate for some of the hydric needs, it is sometimes not sufficient to cover total metabolic functions and thermoregulatory processes (Morgart et al., 2005; Simpson et al., 2011). The Central American tapir (Tapirus bairdii) is the largest terrestrial herbivore in the Neotropics and plays an important role in ecosystems as a seed disperser (Brooks et al., 1997; Contreras-Moreno et al., 2020, 2022). It is estimated that its distribution has been drastically reduced, possibly by up to 50% in the last 30 years (García et al., 2016), largely due to habitat loss, fragmentation, and poaching (Naranjo et al., 2015). Both in Mexico and globally, it is listed as an endangered species according to Mexican environmental laws (Semarnat, 2010: NOM-059-SEMARNAT-2010) and the Red List of Threatened Species of the International Union for Conservation of Nature (García et al., 2016).
The Maya Forest is the largest tropical forest massif in Mesoamérica, located in southeastern Mexico, northern Guatemala, and northeastern Belize, with more than 30,000 km2 under some category of protection (Reyna-Hurtado et al., 2022). This region concentrates the largest population of tapirs in Mexico (Naranjo et al., 2015). In recent years, it has been documented that temperatures in the Yucatán Peninsula have become extremely high and have longer periods (Mardero et al., 2020), which forces wildlife to resort to water sources to thermoregulate (Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Cruz-Romo et al., 2024; Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Sánchez et al., 2024; Hidalgo-Mihart et al., 2024). This is accentuated in the Maya Forest where natural water bodies are restricted to “aguadas” (i.e., small ponds that fill with rainwater; Reyna-Hurtado et al., 2022) and “sartenejas” (i.e., hollows that form in rocky soil because of erosion and accumulated rainwater; Delgado-Martínez et al., 2018).
In this region, ungulates may be seriously affected by the effects of climate change, particularly drought (Contreras-Moreno & Torres-Ventura, 2018), as it has been shown that habitat selection of these mammals is strongly influenced by water availability (Pérez-Cortéz et al., 2012; Reyna-Hurtado et al., 2019). This close relationship could be accentuated in the coming years, as an imbalance in precipitation patterns has been recorded throughout the region (Mardero et al., 2020). Droughts are expected to reduce the available surface water and could lead to changes in population dynamics (Reyna-Hurtado et al., 2022), as well as in the behavior of species in the Maya Forest region (Contreras-Moreno & Torres-Ventura, 2018). It has recently been recorded that there is a growing conflict between tapirs and rural producers (farmers, beekeepers). In the Maya Forest, beekeepers put water in the apiaries for the bees to drink, and so that the ants do not climb on the boxes and eat them, however, during the dry season, tapirs enter the apiaries, drink the water and throw the boxes of bees, which causes the annoyance of the people, in the same way when people cultivate trees, tapirs break the young species trees to eat the leaves of (i.e., Bursera simaruba and Brosimum alicastrum), which could increase with the effects of climate change in the Maya Forest region (Pérez-Flores et al., 2021).
In Mexico, the water troughs strategy has been used for decades in northern Mexico, in UMAs (Wildlife Management Units) mostly in semi-desert and xerophytic scrub sites (Mandujano-Rodríguez & Hernández-Gómez, 2019b; Villarreal, 2006). Since 2018 placing water in artificial water troughs in the Maya Forest has been conceived as a measure that can contribute to the maintenance of wildlife populations in the short term, allowing access to hydric resources during the low water season (Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Cruz-Romo et al., 2024; Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Sánchez et al., 2024).
This study describes for the first time the supplementation of water in artificial drinking troughs for the Central American tapir. Understanding the functionality of water supply for tapirs in artificial drinking troughs, as well as the patterns of use, would contribute to improve conservation programs (Fulbrigth & Ortega, 2007), therefore the objective of this study was to analyze the use that tapirs make of water in artificial drinking troughs placed in the Maya Forest region of Campeche, in southeastern Mexico.
Materials and methods
The Calakmul Biosphere Reserve (CBR) is located within the Yucatán Peninsula in the southeastern part of the state of Campeche (Fig. 1). It has an area of 728,908.58 ha (Reyna-Hurtado et al., 2022). The CBR has a warm and sub-humid climate (Aw), with a mean annual temperature of 24.6 °C. The maximum altitude is found at Cerro Champerico at 390 m asl and the minimum altitude varies from 100 to 150 m. The dominant vegetation in the area are medium sub-evergreen forests, medium, and low sub-deciduous forests (Martínez & Galindo, 2002; Martínez-Kú et al., 2008).
As part of the efforts made by the CBR in collaboration with the Global Environmental Facility (GEF) Species at Risk Project and World Wildlife Fund (WWF Mexico), to counteract the effects of climate change in the region, artificial water troughs were installed in 2018, establishing a water supply network of about 105 water troughs, of which 42 are located within the core areas of the CBR. The artificial water troughs placed in the CBR correspond to black plastic structures (Rotoplas® brand), with a capacity of 300 L each. The troughs were distributed along the access road to the CBR, with a minimum distance of 2 km between each trough (Fig. 1). The water supply at the beginning of the dry season was generally maintained twice a month (every 15 days); however, as the dry season progressed (became more severe) the supply could even be every 7 days.
Camera-trapping for mammals’ recording has been a widely used and efficient method in southeastern Mexico and particularly for the Calakmul region (Borges-Zapata et al., 2020; Contreras-Moreno, Simá-Pantí, Zúñiga-Morales et al., 2019; Contreras-Moreno et al., 2020, 2021; Delgado-Martínez et al., 2021; Hidalgo-Mihart et al., 2017). Between January 2019″ and August 2021, 8 digital camera traps Bushnell HD119876c (Tropy Cam; Outdoor Operations LLC.), Browning Strike force 850 (Browning Trail Cameras), or Cuddeback IR-20 (Cuddeback IR; Non-Typical Inc.) were placed in 8 artificial water troughs, distributed along the study area (Fig. 1) to detect and perform the analyses related to the presence of tapirs. The study area corresponds to zones adjacent to the road that leads to the archaeological zone of Calakmul (from km 20 to km 47).
The placement site of the camera traps corresponded to the same site where the water troughs were established (Fig. 1). At each site the number of days that they remained active varied depending on the operation of each device, on which the minimum sampling effort was 143 days. The cameras were placed 50 cm above the ground, in trees adjacent to the drinking trough, and were programmed to take photographs 24 hours a day, with 5-second intervals between each picture. A minimum distance of 2 km was maintained between cameras and after the placement of the cameras, they were checked for 3 weeks. In each revision, the photographs were downloaded, which were assigned a registration key. Finally, the proper functioning of the cameras was verified, and the batteries were replaced if necessary. Species identification was performed manually, generating a spreadsheet with the following data: station, camera name, date, time, species, image name, and number of individuals. After obtaining the photographs, a database was constructed using the CamtrapR package in the R 3.4.0 program (Niedballa et al., 2019; R Core Team, 2017).
Figure 1. Map showing the location of the monitored watering places in the Calakmul Biosphere Reserve, Mexico, where the study was carried out. Map by F.M. Contreras-Moreno.
To estimate the Photographic Index of Visit (PIV) the formula: PIV = C/SE*100 trap-days was used, where C = recording events, SE = sampling effort (number of camera traps per monitoring day) and 100 trap-days (standard unit) (Hernández-Pérez et al., 2020). To avoid overestimating the number of individuals recorded we grouped photographs of individuals of the same species recorded in the same site within 24 h periods. When more than 1 individual was recorded in the same picture, it was classified as a single record. Kruskall-Wallis tests were performed to compare species visitation rates by season. A Mann-Whitney test was used to compare records by year (Contreras-Moreno et al., 2020), analyses were performed in R 3.4.0 (R Core Team, 2017).
The activity pattern was evaluated for Central American tapir in the study. To compare the statistical differences between the hours of greatest activity a Kernel density analysis we used the activity and overlap packages in R 3.4. 0. (R Core Team, 2017; Ridout & Linkie, 2009; Rowcliffe, 2016).
The probability of tapir occupancy (Psi) and detection (p) were modeled with standard error (SE) estimates following the methodology proposed by MacKenzie et al. (2006). Fifteen-day capture histories with a total of 22 sampling occasions were created using a single-station occupancy model without covariates using R software (R Core Team, 2019). Models were evaluated using Akaike’s Information Criterion corrected for small sample size (AICc) and Akaike’s weights (w) (Burnham & Anderson, 2002), with 95% confidence intervals.
Results
With a sampling effort of 4,672 camera-trap days, 289 independent tapir records were obtained, and a PIV of 61.21 records/1,000 trap days in artificial water troughs in the CBR (Table 1). Regarding tapir records, highly significant differences were observed when comparing the 3 sampling years (H = 17.78, df = 2, p < 0.001; Fig. 2a), with the use of the troughs in 2019 being significantly higher than in 2020 and 2021. When comparing tapir records between sampling stations, no significant statistical differences were observed (H = 4.73, df = 7, p = 0.69).
Tapir records showed a circular mean obtained at 21:25 h. and an angular dispersion that goes from approximately 20:00 to 21:00 h. Tapirs were found to be mainly nocturnal, with peaks of activity approximately 3 hours after sunset, the number of nocturnal records in contrast was lower (Fig. 3). Tapirs showed an occupancy (Psi) at water troughs of 0.601 and a probability of detection (p) of 0.304 (ES = 0.0688).
Table 1
Independent tapir records and the photographic index of visitation (PIV) for the 3 years of sampling in the Maya Forest, Mexico.
2019
2020
2021
Total
Records
PIV
Records
PIV
Records
PIV
Records
PIV
Tapirus bairdii
242
85.45
43
31.64
1
2.08
286
61.21
Figure 2. The independent records obtained from the tapir for the 3 years of sampling in artificial watering holes in the Maya Forest are shown.
Discussion
The water troughs are constantly used by the tapirs, which is demonstrated by the number of records obtained (Table 1). The PIV showed a clear difference in records between sampling years, the number of records in 2019 was notably higher than 2020 and 2021 (Table 1), this could be related to the accumulated precipitation rate that was reflected in 2019, nationally this year presented extreme drought conditions both in intensity and prolongation (Pérez-Flores et al., 2021; SMN, 2019). The year 2019 was one of the most difficult for tapirs (in terms of lack of water) in the Maya Forest region (Fig. 4), as dehydrated tapirs were recorded on roads, entering livestock ranches and apiaries and in some cases the reports referred to dead animals near communities, so it was considered an environmental crisis (Contreras-Moreno et al., 2020).
Figure 3. Graphical representation of tapir activity patterns in the Maya Forest between 2019 and 2020.
Later analyses showed that 2019 was the year in which more cases of dehydrated tapirs were recorded in the Maya Forest; necropsies, although not conclusive, pointed to organ damage due to lack of water (dehydration; Cervantes, 2021). The greater presence of tapirs during 2019 at the watering holes could be due to the need for thermoregulation through water as happened with other ungulates that year (Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Cruz-Romo et al., 2024), so that tapirs visited the watering holes more frequently to satisfy their water needs (Pérez-Flores et al., 2021). It has been mentioned that, for large species, such as the Central American tapir (Fig. 2), the lack of water can create serious imbalances in their metabolism, since they need between 10 and 15 L of water per day (MacFarlane & Howard, 1972).
Figure 4. Example of a photographic record of Tapirus bairdii collected in the Maya forest, Mexico.
In arid regions, water is a limiting resource for several vertebrate species (McKee et al., 2015). The PIV recorded in the Maya Forest showed a large variation in the number of records per year, our PIV for artificial watering holes was higher (61.21) than that recorded by Delgado-Martínez et al. (2018) in “sartenejas”. Variation in PIV across years is something previously recorded in natural water bodies (“aguadas”) in the Maya Forest (Pérez-Cortez et al., 2012; Reyna-Hurtado et al., 2019). Pérez-Cortez et al. (2012) recorded that the tapir was present in 14 of 15 “aguadas” with an estimated relative abundance of 37.57, in contrast, Reyna-Hurtado et al. (2019) estimated an average relative abundance of 27.6 and added that the values per year exhibited a decreasing trend between sampling periods. The PIV recorded in Maya Forest in troughs was higher than that recorded in Los Chimalapas Forest in Oaxaca where the relative abundance was 6.77 (Lira-Torres et al., 2014).
Reyna-Hurtado et al. (2019) in a multi-year study found that tapir populations in the Calakmul Biosphere Reserve remained stable but decreased slightly, and in parallel, there was a drastic decrease in the availability of water in the “aguadas”, likewise the authors found that the detailed analysis on the visitation rate of each pond provided evidence that tapirs are becoming stressed due to water scarcity and that this may have important consequences at the population and behavioral level. The fact that the PIV recorded in artificial water troughs is higher than that recorded in the natural watering holes supports the idea that water troughs could temporarily supply maintenance functions for tapirs during the dry season in the Maya Forest. Placing water in water troughs in the Maya Forest has been controversial to various groups, recently studies have shown that in addition to the “aguadas” in the Maya Forest there are other natural water bodies, the “sartenejas” (Delgado-Martínez et al., 2018), and that these are of great importance for wildlife, given the constant use of tapirs, it is likely that the artificial water troughs are providing the species with real sustenance, simulating in functions a “sartenejas” (with an average capacity of 100 L; Delgado-Martínez & Mendoza, 2020).
For this study in Maya Forest, the visitation rate of tapirs decreased notably for the last 2 years (2020 and 2021), very similar to that recorded for deer (Odocoileus virginianus, Mazama temama, and M. pandora) in the same period in Maya Forest (Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Cruz-Romo et al., 2024). Contrary to what has been suggested that herbivores over time recognize water troughs as an alternative water source and resort more to them once they have located them (Berbert & Fagan, 2012). The high availability of water in the natural reservoirs of the Maya Forest for the years 2020 and 2021, could have influenced the decrease in tapir records at the artificial water troughs, as 2020 was a relatively rainy year where the first rains occurred in April (Hernández-Cerda et al., 2021), followed by tropical storm systems in May (Arthur and Bertha); ending with tropical storm Cristóbal (June 1-8) which flooded much of the region (NOAA, 2020), so natural water bodies held water until the middle of 2021 (Contreras-Moreno pers. comm.).
Regarding the estimated values of occupancy (Psi = 0.601) and detection probability (p = 0.304) for T. bairdii in watering holes are like values obtained in other studies in the Maya Forest. Reyna-Hurtado et al. (2019) obtained an occupancy rate of 0.70 and a detection probability of 0.40 in watering holes in the Calakmul Biosphere Reserve. In Belize, Martínez et al. (2021) obtained an occupancy of 0.97 and a detection probability of 0.14 in water bodies and in Guatemala in the Naatchun Dos Lagunas Protected Biotope, García et al. (2019) obtained an occupancy of 1.0 and a detection probability of 0.35. As for the PIV, the values obtained for occupation and detention in drinking troughs are very similar to those obtained in watering holes in the CBR, which corroborates the use that this species makes of these artificial water bodies and their functionality, especially in the dry season or in periods when water is scarce in the landscape, being this the only source of water available to meet their requirements for this resource in the CBR.
The activity pattern of the tapirs during the visits to the water troughs was mainly nocturnal (Fig. 3), something that has been recorded in several studies, particularly the activity peaks between 21:00 and 22:00 are very similar to those recorded in the “aguadas”of the Maya Forest (Sánchez-Pinzón et al., 2020), and in Los Chimalapas forest in Oaxaca by Lira-Torres et al. (2014), in this regard, it has been suggested that tapirs tend to become more nocturnal in response to human disturbance (Naranjo, 2009). The activity schedule of tapirs is not strictly static in the different locations, for example, in El Triunfo Biosphere Reserve tapirs recorded an average tapir mean angular mean at 18:00 (Carbajal-Borges et al., 2014), in Costa Rica that diurnal activity levels represented 20.2% and nocturnal activity 80.4%, coupled with this, during the wet season more diurnal and less nocturnal activity was observed compared to the dry season (Foerster & Vaughan, 2002). Several studies have documented that mammalian prey makes various behavioral adjustments to minimize the risk of predation by their natural predators (Mukherjee & Heithaus, 2013), in some cases noting that hunting may force ungulates to change their visits to watering holes from diurnal to nocturnal, but that the magnitude of this change may be limited by the risk of predation imposed by large nocturnal carnivores (Crosmary et al., 2012).
It was observed that the water troughs, besides allowing access to fresh water, make it possible for individuals from different populations to interact with each other, which could be considered as a site for socialization and predation, which needs a specific approach to understand these behaviors. Likewise, more studies are needed to examine both the consumption patterns of tapirs in all seasons, and ways to improve the efficiency of the current network of water troughs for large species such as tapirs.
The environmental contingency that happened in the Maya Forest in 2019 (Contreras-Moreno, 2020), could be an indicator of the effects that tapirs are suffering from climate change in the Yucatán Peninsula, several models indicate a disruption in precipitation patterns (Mardero et al., 2020) and it is considered that ungulates will be directly affected by these alterations derived from climate change (Contreras-Moreno & Torres-Ventura, 2018). Models suggest that temperature will increase, and precipitation will decrease in the Maya Forest soon (O’Farrill et al., 2014). It has been proposed that water scarcity could lead to increased negative intra- and interspecific interactions between fauna and increased metabolic costs (as animals face the need to move further to find water supplies; Delgado-Martínez et al., 2018). Added to this, the tapir has been identified as one of the species that has increased its level of conflict with people in the Maya Forest because of drought linked to climate change in the region (Pérez-Flores et al., 2021). This is of concern for the species, as climate change is considered a critical amplifier of human-wildlife conflict, as it exacerbates resource scarcity, alters human and animal behaviors and distributions, and increases human-wildlife encounters (Abrahms et al., 2023).
Artificial water troughs could play a key role in mitigating the negative effects of drought on tapirs in the Maya Forest, as they complement the functions of natural water bodies such as “aguadas” and “sartenejas”. However, further research is needed to understand and rule out possible negative effects on tapir populations, as it has been suggested that being artificial structures arbitrarily introduced into a natural system, could lead to alterations in the behavior, ecology, and health of tapirs (i.e., they could act as a focus of zoonosis).
The use of water troughs has been little analyzed in Mexico, however, in some parts of the world such as the arid western USA people have been providing water to wildlife for more than 70 years (Leopold, 1933), and mammals have been reported to respond positively (Mandujano-Rodríguez & Hernández-Gómez, 2019a, b; Borges-Zapata et al., 2020; Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Cruz-Romo et al., 2024; Contreras-Moreno, Jesús-Espinosa, Sánchez et al., 2024), and within wildlife conservation management units in Mexico it is a common practice (UMA; Gastelum-Mendoza et al., 2014). This study documents for the first time the implementation of artificial drinking troughs for water supply for tapirs, thus providing relevant information for the understanding of new strategies to maintain populations of large species such as the tapir and opens the door for further studies to develop strategies to mitigate the effects of climate change in tropical environments.
Acknowledgements
To the United Nations Development Program (UNDP) project 00092169: “Strengthening the management of the Protected Areas System to improve the conservation of species at risk and their habitats”, implemented by the National Commission of Natural Protected Areas (Conanp) and financed by the Global Environment Facility (GEF). To the colleagues of the Calakmul Biosphere Reserve, who were always willing to support the monitoring project. To the World Wildlife Fund (WWF-Mexico) for the funding granted through the Monitoring of Water Bodies in the Calakmul Biosphere Reserve Program, within the framework of the project “Saving the jaguar: ambassador of America”.
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Jenny del Carmen Estrada-Montiel a, Liliana Ríos-Rodas b, Judith A. Rangel-Mendoza a, *, José Rogelio Cedeño-Vázquez c, J. Nicolas Urbina-Cardona d y Claudia Elena Zenteno-Ruiz a
a Universidad Juárez Autónoma de Tabasco, División Académica de Ciencias Biológicas, Carretera Villahermosa-Cárdenas Km 0.5 s/n, entronque a Bosque de Saloya, 86150 Villahermosa, Tabasco, México
b Universidad Popular de la Chontalpa, División de Ciencias Básicas e Ingeniería, Carretera Cárdenas-Huimanguillo Km. 2.5. R/a Paso y Playa, 86500 Cárdenas, Tabasco, México
c El Colegio de la Frontera Sur, Unidad Chetumal, Departamento de Sistemática y Ecología Acuática, Av. Centenario Km 5.5, 77014 Chetumal, Quintana Roo, México
d Pontificia Universidad Javeriana, Facultad de Estudios Ambientales y Rurales, Departamento de Ecología y Territorio, Carretera 7 N 40-62, Bogotá, Colombia
*Autor para correspondencia: judith.rangel@ujat.mx (J.A. Rangel-Mendoza)
Recibido: 20 enero 2023; aceptado: 27 septiembre 2024
Resumen
El objetivo de la investigación fue analizar la influencia de las variables bióticas y abióticas en los gradientes ambientales sobre la abundancia de 3 especies de renacuajos asociados a charcas permanentes y temporales en un arroyo tropical del sureste de México. La búsqueda de los individuos y el registro de variables ambientales se realizaron de marzo a julio de 2021. Se registraron un total de 975 renacuajos de 3 especies: Lithobates vaillanti, Incilius valliceps y Exerodonta bivocata; esta última se encontró exclusivamente en charcas ubicadas en vegetación primaria, concluyendo que es especialista de hábitats conservados. El análisis multivariante de varianza (Permanova), determinó que el tipo de vegetación tuvo un efecto significativo sobre las variables medidas en cada gradiente ambiental (pseudo-F = 3.46, p [perm] = 0.0015). El modelo lineal basado en distancias DistLM sugiere que la abundancia total de los renacuajos es explicada por la temperatura, la salinidad y el pH del agua. Este estudio proporciona información clave sobre cómo los gradientes ambientales influyen en la abundancia de los renacuajos, lo cual es fundamental para la conservación y manejo de organismos especialistas, de escaso conocimiento sobre sus modos reproductivos o que se encuentren en alguna categoría de riesgo.
Palabras claves: Anuros; Arroyo tropical; Tipo de vegetación; Variables abióticas; Variables bióticas
Environmental variables influencing three tadpole species’ abundance in temporary and permanent ponds
Abstract
The objective of the research was to analyze the influence of the biotic and abiotic variables in environmental gradients on the abundance of 3 tadpole species associated with permanent and temporary ponds in a tropical stream in southeastern Mexico. The search for individuals and the environmental variables records were carried out from March to July 2021. A total of 975 tadpoles of 3 species were recorded: Lithobates vaillanti, Incilius valliceps, and Exerodonta bivocata, and this last species was recorded exclusively in ponds located in primary vegetation, so this anuran is a specialist of conserved habitats. Permutational Multivariate Analysis of Variance (Permanova) determined that vegetation type had a significant effect on the variables recorded in each environmental gradient (pseudo-F = 3.46, p [perm] = 0.0015). Distance-based Linear Model (DistLM) of tadpole assemblage suggests that total tadpole abundance is explained by water temperature, salinity and pH. This study provides key information about how environmental gradients influence tadpole abundance. This is fundamental for the conservation and management of specialist organisms that are poorly known for their reproductive modes or are in some category of risk.
El hábitat es un espacio específico que reúne condiciones bióticas y abióticas indispensables para la presencia y distribución de una especie (Delfín-Alfonso et al., 2014), por lo cual, la selección del hábitat por parte de los individuos es crucial para asegurar su supervivencia en cualquiera de sus etapas de desarrollo (Ernst et al., 2012). En especies ovíparas, los adultos son quienes seleccionan el sitio para la puesta de sus huevos y de esta manera el hábitat en donde se desarrollan las crías (Both et al., 2011), algunas características extrínsecas que influyen en la selección del sitio para ovopositar son: 1) la cobertura del dosel, que influye en la regulación de la temperatura del agua; 2) el porcentaje de hojarasca utilizado como refugio y sitio de forrajeo; 3) las propiedades fisicoquímicas del agua como conductividad, pH y oxígeno disuelto, implicadas en el desarrollo de los individuos (Borges-Júnior y Rocha, 2013; Camacho-Rozo y Urbina-Cardona, 2021; Sah y Grafe, 2020; Thomas et al., 2019); 4) el tipo de sustrato, que puede afectar las condiciones microambientales, como la estabilidad, la temperatura y la oxigenación del agua, esenciales para el desarrollo de los huevos y larvas (Wiens, 1972; Melo et al., 2018). Un factor intrínseco que influye en la selección de los sitios de ovoposición es la duración de la metamorfosis, las especies con renacuajos que presentan un ciclo larvario largo seleccionan charcas permanentes, mientras que aquellas que tienen un periodo de metamorfosis corto utilizan charcas temporales (Borges-Júnior y Rocha, 2013; Peltzer y Lajmanovich, 2004).
Los renacuajos son herbívoros especializados, se nutren a través de la filtración de algas adheridas a diferentes sustratos, de plancton y de la materia orgánica presentes en los sedimentos de los cuerpos de agua. De esta manera evitan la eutrofización e intervienen en la dinámica de los nutrientes en los hábitats acuáticos (Jacobson et al., 2019; Mohneke y Rödel, 2009; Ranvestel et al., 2004). A pesar de la importancia ecológica de los renacuajos, la mayoría de los estudios realizados se enfocan en estudiar su ecología y describir la diversidad de anuros en sitios determinados (Leyte-Manrique et al., 2018; Martín-Regalado et al., 2016; Reyna-Bustos et al., 2022; Ríos-Rodas et al., 2020). Para el caso de los renacuajos, las investigaciones incluyen descripciones taxonómicas (Canseco Márquez et al., 2003; Canseco-Márquez y Gutiérrez Mayén, 2010; Kaplan y Heimes, 2015), estudios experimentales para conocer la supervivencia de los renacuajos expuestos a distintas concentraciones de salinidad (Woolrich-Piña et al., 2015, 2017), la tasa de malformaciones por exposición a contaminantes (Aguillón-Gutiérrez y Ramírez-Bautista, 2015), pero se han dejado de lado las investigaciones acerca de la influencia de los gradientes ambientales sobre la selección de las charcas para la ovoposición y el desarrollo de renacuajos.
Los gradientes ambientales se refieren a las variaciones espaciales y temporales en las condiciones abióticas y bióticas que influyen en la estructura y dinámica de las comunidades acuáticas (Ouchi-de Melo et al., 2017; Schalk et al., 2017). En este estudio, consideramos gradientes ambientales que incluyen las variables fisicoquímicas del agua (temperatura, salinidad y pH), la estructura de la vegetación circundante (vegetación primaria, secundaria y recién talada) y las características de las charcas (permanentes y temporales). Por lo cual, el objetivo de la presente investigación fue analizar la influencia de las variables bióticas y abióticas en los gradientes ambientales sobre la abundancia de 3 especies de renacuajos asociados a charcas permanentes y temporales en un arroyo tropical del sureste de México. Nuestra hipótesis indica que las variaciones en los factores bióticos y abióticos, así como los componentes del hábitat a lo largo de los gradientes ambientales, influyen significativamente en la abundancia relativa de las 3 especies de renacuajos en charcas permanentes y temporales del arroyo, y se registra una mayor abundancia de individuos en charcas permanentes debido a las condiciones más estables y favorables para su desarrollo.
Materiales y métodos
El trabajo de campo se realizó en el arroyo La Escalera en el ejido Villa de Guadalupe (17°21’38.23” N, 93°36’30.97” O), que forma parte del Complejo Ecoturístico Agua Selva, en el municipio de Huimanguillo, Tabasco, México (fig. 1). El área se ubica en la zona montañosa de la región fisiográfica Sierra Norte de Chiapas, con 200 a 1,000 m snm (Alejandro-Montiel et al., 2010; Montalvo-Vargas y Castillo-Ramiro, 2018). La temperatura media anual es de 20.6 °C, presenta un clima cálido húmedo (Af), con lluvias todo el año y una precipitación media anual de 3,638 mm, lo cual contribuye a la formación de más de 100 cascadas de aguas cristalinas (algunas permanentes y otras temporales), pozas de formación natural y arroyos permanentes continuos que son aprovechados por la comunidad local para realizar actividades cotidianas y ecoturísticas (Alejandro-Montiel et al., 2010; Carvajal-Hernández et al., 2018; Castillo-Acosta et al., 2019). A lo largo del arroyo se distinguen 3 tipos de ambientes de acuerdo con el tipo y estado de la vegetación circundante: 1) vegetación primaria (VP; fig. 2a), constituida por una selva alta perennifolia con árboles de hasta 45 m de altura como palo mulato (Bursera simaruba), caoba (Swietenia macrophylla), ramón (Brosimun alicastrum), ceiba (Ceiba petandra), zopo (Guatteria anomala), jobo (Spondias mombin) y una gran diversidad de epífitas como orquídeas, helechos y musgos (Palma-López et al., 2019); 2) vegetación secundaria de selva alta perennifolia (VS; fig. 2b), caracterizada por árboles de 10 a 20 m de altura como guarumo (Cecropia obtusifolia), ciruelillo (Trichilia havanensis) y naranjillo (Bernandia interrupta) (Carvajal-Hernández et al., 2018; Palma-López et al., 2011; Rodríguez y Banda, 2016); y 3) vegetación recién talada (VRT; fig. 2c), que se consideró como pequeños fragmentos (2.5 ha aproximadamente) de vegetación secundaria con arbustos menores a 4 m de altura inmersos en espacios abiertos generados por la tala, como resultado de la acción de las comunidades humanas para disponer de terrenos que les permitieran acceder a programas gubernamentales de desarrollo rural (Challenger y Soberano, 2018). De acuerdo con los pobladores, la tala en este sitio ocurrió aproximadamente 2 meses antes de iniciar el trabajo de campo.
Se realizaron muestreos diurnos de 10:00-15:00 h, iniciando la búsqueda en los transectos de menor altitud para evitar pseudoréplicas de individuos arrastrados por la corriente (Strauß et al., 2010); el trabajo de campo se llevó a cabo de marzo a julio de 2021, con un esfuerzo de muestreo de 5 h, por 5 personas durante 2 días, obteniendo un total de 250 horas/hombres para todo el muestreo. Para el registro de los renacuajos se establecieron 5 transectos a lo largo del arroyo, 1 en VP, y 2 en VS y VRT. Cada transecto midió 200 m de largo con un ancho que varió de 10 a 15 m, todos los transectos estuvieron separados por 50 m para asegurar la independencia de los datos, con una separación mínima de 200 m entre cada tipo de vegetación. En cada transecto se localizaron charcas permanentes y temporales. Las permanentes estuvieron conectadas a la corriente del arroyo o con algún tipo de filtración superficial; mientras que las temporales fueron aquellas que se quedan sin agua en la temporada seca y se encuentran separadas del afluente principal (arroyo) por un mínimo de 2 m (Eterovick y Souza, 2003). En cada charca se buscaron renacuajos que comprenden las etapas 24 a la 41, de acuerdo con la escala de Gosner (1960), en ellas aún no hay desarrollo de extremidades y, por lo tanto, no es posible su movimiento entre las charcas (Eterovick y Souza, 2003). Para determinar la abundancia relativa, se contabilizaron visualmente los renacuajos presentes en cada una de las charcas por 5 min.
La identidad taxonómica de los renacuajos se determinó in situ, utilizando las claves dicotómicas de Köhler (2011), Limbaugh y Volpe (1957), Mijares-Urrita (1998), Segura-Solís y Bolaños (2009), los individuos que no fue posible identificar de este modo, se colectaron bajo el permiso con oficio SGPA/DGVS/00962/22. La captura se realizó utilizando redes de inmersión de diferentes dimensiones (21.5 × 17.8 cm; 10 × 8 cm), se separaron por morfoespecie y se colocaron en contenedores de 500 ml, con agua de la charca. Los organismos se trasladaron al laboratorio de la Colección de Anfibios y Reptiles de Tabasco (CART), de la División Académica de Ciencias Biológicas, Universidad Juárez Autónoma de Tabasco para su posterior identificación.
Para definir los gradientes ambientales en el área de estudio, se consideró un conjunto de variables abióticas y bióticas en las charcas permanentes y temporales. Dentro de las variables abióticas se consideró la altitud, la cual se obtuvo con un sistema de geoposicionamiento global (GPS 64S, marca GARMIN); la temperatura, la conductividad, el oxígeno disuelto y la salinidad del agua se midieron con una sonda multiparamétrica Pro-230, marca YSI® Professional Series. Para medir el pH se utilizó un medidor de bolsillo marca pHep®5 de pH/temperatura con resolución 0.01, la profundidad de la hojarasca y de las charcas se midieron con una regla de 30 cm. En cada muestreo y en cada una de las charcas evaluadas se tomaron 3 medidas de las variables antes mencionadas, con el propósito de obtener un promedio para cada charca (Cruz-Ramírez et al., 2018). Posteriormente, se identificó el tipo de sustrato presente en cada una de las charcas: arenoso, limoso, arcilloso (Eterovick y Souza, 2003; Melo et al., 2018).
Figura 1. Área de estudio en la selva alta perennifolia de la Sierra Norte de Chiapas en el municipio de Huimanguillo, Tabasco, México. La figura superior muestra la ubicación del área de estudio dentro de México, la figura intermedia señala en el recuadro azul la ubicación del área de estudio dentro del estado de Tabasco y la figura inferior indica la distribución de los transectos de búsqueda de las charcas sobre el arroyo La Escalera. Mapa elaborado por Josué García León.
Las variables bióticas se calcularon en cada muestreo y en cada una de las charcas evaluadas, por ejemplo, la cobertura del dosel (CD), se midió con un densiómetro esférico cóncavo, para ello se realizaron 4 lecturas con dirección a los puntos cardinales a una altura de 1.30 m sobre el suelo, los valores se promediaron y, posteriormente, se multiplicaron por la constante 1.04 (Lemmon, 1956), dando como resultado el porcentaje de la CD. Además, se consideraron como presentes o ausentes los siguientes componentes del hábitat: rocas, vegetación acuática, pastos, raíces, troncos y corriente del agua (Strauß et al., 2010), así como los organismos acuáticos (peces, gasterópodos y decápodos).
Una vez en el laboratorio, los renacuajos se mantuvieron en acuaterrarios siguiendo las recomendaciones de Poole y Grow (2012), con algunas modificaciones para asegurar la supervivencia de los organismos, como utilizar agua purificada con baja concentración de sales. Los acuaterrarios se oxigenaron con bombas de aire para peceras y plantas acuáticas, como sustrato se utilizó grava para acuario. Los renacuajos se alimentaron cada 48 h con cantidades pequeñas de espinacas previamente desinfectadas; después de 15 min se retiraron los excedentes de mayor tamaño para evitar enfermedades en los organismos (La Marca y Castellanos, 2018). Una vez que los individuos completaron su metamorfosis, fueron identificados a nivel de especie con las claves antes mencionadas; posteriormente, fueron liberados en el sitio de captura. Para el caso exclusivo de Exerodonta bivocata, se colectaron 5 individuos para conservarlos en la CART, se sacrificaron con etanol al 4% y, posteriormente, fueron fijados con formol tamponado (neutro) al 10% por 2 semanas, transcurrido ese tiempo fueron preservados en alcohol etílico al 30% (Cortez et al., 2006).
Figura 2. Vista de los tipos de ambientes presentes en el sitio de estudio en la Sierra Norte de Chiapas, municipio de Huimanguillo Tabasco, México. a) Vegetación primaria de selva alta perennifolia, b) vegetación secundaria, c) vegetación recién talada.
Análisis de datos. El grado de asociación de cada especie con los tipos de vegetación y charcas, se analizó a través de un mapa de calor representado a partir del índice de asociación de Whittaker (Somerfield y Clarke, 2013). El mapa de calor es una herramienta gráfica que se utiliza para representar, en 2 dimensiones, una matriz de datos mediante un gradiente de colores. Cada color representa el valor numérico del índice de Whittaker, con colores que varían desde tonos fríos (como el azul), para indicar valores bajos de asociación de la abundancia de una especie por una charca, hasta tonos cálidos (como el rojo) para valores altos; lo que permite identificar visualmente patrones, agrupaciones o tendencias dentro de los datos, a partir de las abundancias de las especies en cada charca; adicionalmente, se realiza una clasificación, la cual se visualiza como un clúster de agrupamiento entre estos cuerpos de agua. Posteriormente, se aplicó un análisis Permanova para determinar el efecto del tipo de vegetación sobre las variables ambientales (factor fijo con 3 niveles: vegetación primaria, vegetación secundaria y vegetación recién talada), el tipo de charca (factor fijo con 2 niveles: permanente y temporal), la altitud y sus interacciones. Las variables ambientales fueron previamente estandarizadas y convertidas en una matriz de distancias euclidianas. El Permanova se realizó bajo una suma parcial de cuadrados (tipo III) y 9,999 permutaciones de los residuales bajo un modelo reducido (Anderson y Ter-Braak, 2003). Los valores significativos y sus interacciones se analizaron mediante una comparación a posteriori con el estadístico “t de student” y 9,999 permutaciones.
Para ver gráficamente los resultados del Permanova sobre el gradiente ambiental, se realizó un análisis de coordenadas principales (PCoA), donde se representa la asociación de las variables, solo se visualizaron las variables con valores de correlación de Pearson mayores de 0.5 con alguno de los 2 primeros ejes de ordenación. Adicionalmente, se realizó un gráfico de burbujas sobre el PCoA para representar gráfica y descriptivamente la relación entre las variables ambientales con la abundancia total de renacuajos, cuanto más grande fuera la burbuja, mayor sería el número de renacuajos (Clarke y Gorley, 2015).
Las diferencias entre la abundancia total de los renacuajos y por especie se evaluaron utilizando una matriz de abundancia la cual se transformó a raíz cuadrada y posteriormente se generó una matriz de distancias euclidianas; el diseño del Permanova siguió los parámetros descritos anteriormente para las variables ambientales. Finalmente, se realizó un análisis de correlación de Pearson con el fin de determinar la relación lineal entre las variables ambientales y descartar aquellas variables colineales con un coeficiente mayor a 0.7 para análisis posteriores. A fin de seleccionar los modelos que mejor explican la abundancia total de los renacuajos y de cada especie, en función de las variables ambientales, se usó un modelo lineal basando en distancias DistLM (Anderson et al., 2008). El DistLM, es una técnica estadística que permite analizar las relaciones entre una matriz de similitud como variable de respuesta (que en este caso son las abundancias de cada especie convertida en una matriz de distancia euclidiana entre charcas) y un conjunto de variables ambientales predictoras, previamente estandarizadas (que se agrupan a partir de una matriz de distancias euclidianas entre charcas). Se basa en descomponer la varianza de esta matriz de distancias euclidianas de las abundancias (como variable de respuesta) con respecto a las distancias euclidianas de las variables predictoras, permitiendo así identificar qué variables predictoras tienen una influencia sobre la abundancia total y de cada especie de anuro en etapa larval dado el mejor modelo ajustado. Adicionalmente, se empleó el procedimiento de selección de BEST que permite identificar las variables ambientales que mejor explican cambios en la variable de respuesta (la abundancia total y de cada especie) y de esta forma se seleccionaron los modelos con mejor ajuste a partir del criterio de información de Akaike para muestras pequeñas (AICc; McArdle y Anderson, 2001). Todos los análisis se realizaron utilizando el software PRIMER v 7.0.21 y Permanova add-on v 1.04 (Anderson et al., 2008). El uso del AICc enfoca la calidad de cada modelo relativo a los otros dentro de un conjunto de modelos candidatos, permitiendo una comparación basada en la parsimonia y la explicación de la variabilidad de la variable de respuesta, en lugar de usar pruebas de hipótesis individuales; lo que evita la dependencia en valores de p en los análisis de regresión y promueve un enfoque más integral en la selección de modelos (Anderson, 2007; Burnham y Anderson, 2004; Goodenough et al., 2012).
Resultados
Se registraron 975 renacuajos de 3 especies: Lithobates vaillanti, Incilius valliceps y Exerodonta bivocata. Lithobates vaillanti presentó la mayor abundancia con 60.51% de las observaciones, seguida de I. valliceps con 28.41% y E. bivocata con 11.08%. Se contabilizaron un total de 55 charcas, en 40 de ellas se encontraron renacuajos, 25 fueron charcas permanentes y 15 temporales. De acuerdo con el mapa de calor en cada tipo de charca y según el tipo de vegetación, se determinó que no están presentes 2 especies en la misma charca. Exerodonta bivocata fue asociada a charcas permanentes ubicadas en VP, I. valliceps a charcas temporales en VS y L. vaillanti a charcas temporales y permanentes en VS y VRT (fig. 3).
Figura 3. Mapa de calor que representa la asociación de las especies con los diferentes puntos de muestreo en el arroyo La Escalera en la selva alta perennifolia de la Sierra Norte de Chiapas en el municipio de Huimanguillo, Tabasco, México. El color de los pixeles representa el grado de asociación de cada especie con el estado de la vegetación y las charcas permanentes y temporales, donde los colores más cálidos representan el mayor grado de asociación. Las figuras geométricas representan el estado de la vegetación: ● vegetación secundaria; ▲ vegetación recién talada; ■ vegetación primaria. Las figuras con espacios internos sin color indican charcas temporales, mientras que las figuras rellenas de color, charcas permanentes.
El Permanova determinó que el tipo de vegetación tuvo un efecto significativo sobre las variables medidas en cada gradiente ambiental (pseudo-F = 3.46, p [perm] = 0.0015), dicho factor presentó el mayor porcentaje estimado de variación entre todos los factores evaluados (tabla 1). El PCoA muestra en el primer eje que las charcas permanentes en VP presentaron mayor profundidad, salinidad, conductividad y corriente del agua, mientras que las charcas en VS y VRT presentaron mayores valores de profundidad de hojarasca, y presencia de hojarasca y raíces. En el segundo eje, se puede observar que las charcas permanentes y temporales en VRT presentaron un sustrato más limoso, además de gasterópodos, lo que las hace totalmente diferentes a las charcas permanentes y temporales ubicadas en VS y VP (fig. 4a). La relación entre las variables ambientales con la abundancia total de renacuajos fue variada; sin embargo, el gráfico de burbuja muestra que cuando las charcas permanentes y temporales presentaron alta salinidad, conductividad y profundidad, se registró un número bajo de renacuajos (fig. 4b).
Con respecto a la abundancia total de los renacuajos, el Permanova no presentó diferencias entre el estado de la vegetación, el tipo de charca, la altitud o sus interacciones (tabla 2). No obstante, el componente estimado de variación muestra un tamaño del efecto elevado para los residuales (42%), la interacción entre el tipo de la vegetación y la altitud (tamaño del efecto = 19.1%), y la interacción entre el estado de la vegetación con el tipo de charca y la altitud (tamaño del efecto = 19%). El análisis de correlación de Pearson presentó una alta relación lineal entre suelo arenoso y limoso (-0.76), salinidad y conductividad (0.81) y oxígeno disuelto con porcentaje de saturación de oxígeno (0.84), estas variables fueron descartadas en los análisis posteriores. De acuerdo con el AICc, el modelo que mejor explica la abundancia total de los renacuajos en el arroyo incluyó un total de 8 variables predictoras, sin embargo, solo la temperatura del agua, la salinidad y pH son las variables con mayor peso y poder predictivo (AICc = 335.52, R^2 = 0.68, RSS = 17,911) (tabla 3; material suplementario).
Figura 4. a) Ordenación de las charcas muestreadas en el arroyo La Escalera en función de las variables ambientales medidas en la selva alta perennifolia de la Sierra Norte de Chiapas en el municipio de Huimanguillo, Tabasco, México. Las figuras geométricas representan el tipo de la vegetación: ● vegetación secundaria; ▲ vegetación recién talada; ■ vegetación primaria. Las figuras con espacios internos sin color indican charcas temporales, mientras que las figuras rellenas de color, charcas permanentes. b) Ordenación de las charcas muestreadas en el arroyo La Escalera en función de las variables ambientales medidas en la selva alta perennifolia de la Sierra Norte de Chiapas en el municipio de Huimanguillo, Tabasco, México y la abundancia total de los renacuajos. La ubicación de cada círculo representa la distancia euclidiana entre charcas dados los gradientes ambientales y el tamaño de los círculos representa la abundancia total de las 3 especies de renacuajos en cada charca, en donde círculos de menor tamaño representan alrededor de 30 individuos, mientras que el círculo de mayor tamaño representa aproximadamente 300 individuos.
El resultado del Permanova para L. vaillanti sugiere que no existen diferencias estadísticamente significativas entre la abundancia y el tipo de la vegetación, el tipo de charca, la altitud o sus interacciones (tabla 4), pero el componente estimado de variación indica un tamaño del efecto alto a nivel de los residuales (55%), la interacción entre los tipos de vegetación y la altitud (tamaño del efecto = 12.5%) y el estado de la vegetación (tamaño del efecto = 11.9%) (tabla 4). La abundancia de L. vaillanti fue explicada por 7 variables significativas al modelo y las que tuvieron un mayor poder explicativo, en orden descendente, son: la ausencia de corriente en las charcas, la profundidad de la hojarasca, la temperatura del agua de 24ºC y el sustrato limoso (AICc = 328.33, R^2 = 0.70, RSS = 16,542; tabla 3).
La abundancia de I. valliceps varió en función de la interacción entre el tipo de charca y la altitud (pseudo-F = 6.78, p [perm] = 0.0059, tamaño del efecto = 22.3%). También se presentó un componente de variación elevado en la interacción entre el estado de la vegetación, el tipo de charca y la altitud (tamaño del efecto = 26.3%) (tabla 4). La abundancia de I. valliceps fue explicada por un total de 6 variables las cuales fueron: la profundidad de la hojarasca, el sustrato limoso, la presencia de ramas y gasterópodos, la ausencia de corriente en charcas temporales, y el pH de 7.2; pero ninguna de estas variables fue significativa al modelo (AICc = 322.9, R^2 = 0.39, RSS = 15,745; tabla 3).
Por último, el bajo tamaño de la muestra para E. bivocata no permitió analizar la varianza. Sin embargo, se pudo evidenciar que el mayor componente de variación se encontró en los residuales (tamaño del efecto = 37%), seguido por la interacción entre el estado de la vegetación, el tipo de charca, la altitud (tamaño del efecto = 18%) y la interacción entre el tipo de vegetación y la altitud (tamaño del efecto = 12.4%) (tabla 4). La abundancia de E. bivocata estuvo determinada por 5 variables en el mejor modelo ajustado, las que fueron significativas y presentaron mayor poder predictivo son, en orden descendente: la presencia de decápodos, una altitud de 460 m snm, la presencia de corriente en las charcas permanentes, el pH de 7.2 y la temperatura del agua de 22 ºC (AICc = 328.33, R^2 = 0.70, RSS = 16,542; tabla 3).
Discusión
Los resultados de la presente investigación muestran que los renacuajos de L. vaillanti fueron más abundantes con respecto a E. bivocata e I. valliceps; ésto se debe a que la abundancia de los renacuajos está fuertemente influida por el tamaño de la puesta (Vogt, 1997). En el caso de L. vaillanti, se compone de alrededor de 850 huevos (Hernández-Guzmán e Islas-Jesús, 2014), mientras que para I. valliceps,el tamaño de puesta es aproximadamente de 100 huevos (Oliver-López et al., 2009), para E. bivocata se desconoce el número de huevos por puesta; sin embargo, para otras especies de la familia Hylidae se ha reportado que las puestas están conformadas de 9 a 80 huevos (Leonard et al., 1993; Luja-Molina, 2010; Luja-Molina y Rodríguez-Estrella, 2016; Stebbins, 1951). Aunado a lo anterior, las larvas de anfibios son más numerosas que los adultos y por estar confinados en las charcas, el conteo de los individuos es más preciso (Camacho-Rozo y Urbina-Cardona, 2021).
Tabla 1
Resultados del análisis del Permanova con respecto del gradiente ambiental en el arroyo La Escalera.
Variable
Respuesta
gl
SS
MS
Pseudo-F
p (perm)
Estimación de los coeficientes de variación
Raíz cuadrada del componente de variación estimado
Gradiente ambiental (Distancia euclidiana)
Tipo de vegetación (vgt)
1
64.942
64.9
3.47
0.0015
6.49
2.55
Tipo de charca (char)
1
25.437
25.4
1.36
0.1914
0.68
0.83
Altitud (alt)
2
40.228
20.1
1.07
0.3529
0.22
0.47
Interacción vgt-char
1
15.822
15.8
0.84
0.5516
0.70
-0.84
Interacción vgt-alt
2
36.267
18.1
0.97
0.4642
0.20
-0.44
Interacción char-alt
2
29.811
14.9
0.80
0.6881
0.92
-0.96
Interacción vgt-char-alt
1
14.717
14.7
0.79
0.614
1.94
-1.39
Residuales
43
805.18
18.7
18.73
4.33
Total
54
1,293.4
Tabla 2
Resultados del análisis del Permanova con respecto a la abundancia total de los renacuajos y el gradiente ambiental en el arroyo La Escalera.
Variable
Respuesta
gl
SS
MS
Pseudo-F
p (perm)
Estimación de los coeficientes de variación
Raíz cuadrada del componente de variación estimado
Abundancia total
Tipo de vegetación (vgt)
1
1,287.9
1,287.9
1.32
0.2641
43.82
6.62
Tipo de charca (char)
1
738.35
738.4
0.76
0.4216
24.10
-4.91
Altitud (alt)
2
1,931.1
965.5
0.99
0.3994
1.62
-1.27
Interacción vgt-char
1
41.63
41.6
0.04
0.9629
226.62
-15.05
Interacción vgt-alt
2
4,597.7
2,298.9
2.36
0.0735
442.04
21.03
Interacción char-alt
2
663.55
331.8
0.34
0.8093
155.1
-12.45
Interacción vgt-char-alt
1
67.502
67.5
0.07
0.9299
440.69
-20.99
Residuales
43
41,964
975.9
975.92
31.24
Total
54
56,767
La selección de las charcas por parte de los anuros adultos depende de su distribución espacial y temporal, el esfuerzo reproductivo y de diversos factores bióticos y abióticos que inciden en la dinámica de las poblaciones de renacuajos (Alford, 1999; Duellman y Trueb, 1986; Eterovick y Souza, 2003; Stebbins y Cohen, 1995). De acuerdo con nuestros resultados, la selección de las charcas permanentes y temporales difiere entre las especies estudiadas, en el caso de los renacuajos de L. vaillanti fueron registrados generalmente en charcas permanentes dentro de la VS y VRT; se ha observado que las especies que seleccionan este tipo de charcas es debido a que los renacuajos presentan periodos de desarrollo más largos (Dodd, 1992; Skelly, 1997) y que en el caso de la especie mencionada, se ha registrado un periodo de desarrollo de hasta 5 meses (Hernández-Guzmán e Islas-Jesús, 2014). Además, los adultos de esta especie están fuertemente asociados a charcas permanentes que se forman en los arroyos de la vegetación secundaria y de los potreros adyacentes a la selva (Hernández-Ordóñez et al., 2015; Ríos-Rodas et al., 2020; Urbina-Cardona et al., 2006), las cuales son utilizadas como sitio de forrajeo, reproducción y oviposición (Lee, 1996). Diversos estudios han observado que algunas especies de ranas utilizan tanto charcas permanentes como temporales para llevar a cabo su metamorfosis (Eterovick y Barata, 2006; Melo et al., 2018; Peltzer y Lajmanovich, 2004; Rodrigues et al., 2010), lo cual concuerda con lo observado en nuestro estudio, donde L. vaillanti utilizó ambos tipos de charcas. Incilius valliceps se observó solo en charcas temporales ubicadas en VS, el uso de estas charcas está relacionado con su rápido desarrollo larvario, el cual tiene una duración de 28 días (Aguilar-López, 2018; Volpe, 1957). Se conoce poco sobre la ecología y modo reproductivo de E. bivocata, sin embargo, los resultados muestran que los adultos eligen únicamente charcas permanentes en VP para la oviposición de su progenie durante los meses de mayo y junio; de acuerdo con nuestras observaciones en campo, el desarrollo embrionario de esta especie tiene una duración aproximadamente de 5 semanas. Además, se han registrado renacuajos en noviembre, lo que sugiere que esta especie puede tener más de un pico explosivo de reproducción durante las épocas de seca y lluvia (Comentario personal Ríos-Rodas). Dado estas condiciones, el seleccionar charcas permanentes les permite aumentar la probabilidad de que los renacuajos completen su metamorfosis, ya que presentan menores riesgos de desecación, incluso durante la época de seca (Alford, 1999; Torres-Orozco et al., 2002).
Tabla 3
Modelos mejor ajustados por el número de variables, ordenados de menor a mayor con respecto al número de AICc, dichos modelos explican la abundancia total y la abundancia de cada una de las especies encontradas en el arroyo La Escalera. El modelo mejor ajustado de acuerdo con el valor de AICc se muestra en negritas.
AICc
R^2
RSS
Núm. variables
Variables
Abundancia total
335.52
0.68169
17911
8
3,10,12,13,15,16,17,19
335.64
0.66341
18939
7
3,12,13,15-17,19
335.86
0.66206
19015
7
3,10,12,13,15,16,19
336.25
0.64173
20159
6
3,12,13,15,16,19
Lithobates vaillanti (abundancia)
328.33
0.70594
16542
7
2,3,4,7,15,16,20
328.38
0.69024
17425
6
2,3,4,7,15,16
328.76
0.67235
18431
5
2,3,4,15,16
328.89
0.67155
18476
5
2,3,7,15,16
Incilius valliceps (abundancia)
322.9
0.395
15745
6
2,3,7,12,15,17
324.32
0.40991
15357
7
2,3,7,8,12,15,17
324.44
0.40859
15391
7
1,2,3,7,12,15,17
324.99
0.40246
15550
7
2,3,7,12,15,17,21
Exerodonta bivocata (abundancia)
276.44
0.69424
6995.3
5
13,15,16,17,21
276.48
0.70867
6665.1
6
10,13,15,16,17,21
276.51
0.70853
6668.4
6
8,10,13,15,16,21
276.66
0.7077
6687.3
6
1,8,13,15,16,21
Variables: (1) profundidad de charca; (2) espesor de hojarasca; (3) sustrato limoso; (4) sustrato arcilloso; (5) rocas; (6) hojarasca; (7) ramas; (8) troncos; (9) raíces; (10) algas; (11) peces; (12) gasterópodos; (13) decápodos; (14) mosquitos; (15) agua corriente; (16) temperatura del agua; (17) pH; (18) oxígeno disuelto; (19) salinidad; (20) cobertura de dosel; (21) altitud.
El tipo de vegetación y la temperatura son las variables que caracterizan las charcas en las que fueron registrados los renacuajos de nuestro sitio de estudio. Estas variables, están íntimamente correlacionadas, ya que la variación de la temperatura en las charcas puede ser generada por los cambios en la cobertura de la vegetación circundante (Granados-Sánchez et al., 2006). De acuerdo con nuestros resultados y lo documentado en otros estudios, existen variables que condicionan el uso de las charcas como son: altos valores de la corriente, la profundidad del agua, el oxígeno disuelto, la conductividad y la salinidad, factores que intervienen en la selección de sitios de puestas, desarrollo de huevos y larvas (Borges-Júnior y Rocha, 2013; Eterovick y Sousa, 2003; Kopp y Eterovick, 2006; Strauß et al.,2010; Thomas et al., 2019)
Cada una de las especies de estudio ocupó charcas con características específicas que influyen en el desarrollo y supervivencia de los individuos. Los renacuajos de L. vaillanti utilizaron charcas permanentes y sin corriente durante todos los meses de muestreo, este tipo de charcas mantienen un nivel de agua adecuado aún en época de seca, permitiendo que la abundancia de los renacuajos sea constante a lo largo del tiempo. Incluso se ha observado que algunos anuros pueden ocupar estas charcas por varios meses para completar su desarrollo (Almeida-Gomes et al., 2012; Borgues-Júnior, 2007; Fatorelli et al., 2010). La hojarasca es otra variable importante en las charcas donde se encuentra esta especie, ya que es utilizada como refugio ante la presencia de depredadores (Melo et al., 2018), como son los peces del género Rhamdia, los cuales se encuentran en las mismas charcas que L. vaillanti.
Los renacuajos de I. valliceps se encontraron solo en abril en charcas temporales sin corriente ubicadas exclusivamente en VS. Los adultos de esta especie tienen preferencia por los hábitats que presentan algún tipo de perturbación antropogénica, en los cuales son más abundantes (Cedeño-Vázquez et al., 2006). Además, la selección de las charcas temporales por parte de esta especie se debe a que los adultos son estrictamente terrestres y utilizan las charcas únicamente para la oviposición (Oliver-López et al., 2009). Las charcas seleccionadas por esta especie en nuestro estudio se caracterizaron por un bajo porcentaje de hojarasca y ramas, un sustrato limoso y la ausencia de depredadores. Esta última característica permite un desarrollo larvario relativamente más rápido, ya que al no tener depredadores potenciales invierten más tiempo alimentándose (Aguilar-López. 2018; Eterovick y Sazima, 2000; Peltzer y Lajmanovich, 2004). Además, los valores altos de pH registrados para las charcas son adecuados para su supervivencia, ya que se ha demostrado que un pH ácido menor a 4 afecta el desarrollo de los renacuajos (Freda y Dunson, 1985; Rosenberg y Pierce, 1995; Thabah et al., 2018).
Tabla 4
Resultados del análisis del Permanova con respecto a la abundancia de cada una de las especies de renacuajos y el gradiente ambiental en el arroyo La Escalera.
Variable
Respuesta
gl
SS
MS
Pseudo-F
p (perm)
Estimación de los coeficientes de variación
Raíz cuadrada del componente de variación estimado
Lithobates vaillanti (abundancia)
Tipo de vegetación (vgt)
1
1,770.6
1,770.6
2.55
0.1074
150.99
12.29
Tipo de charca (char)
1
307.23
307.2
0.44
0.5682
39.40
-6.28
Altitud (alt)
2
586.14
293.1
0.42
0.6884
62.76
-7.92
Interacción vgt-char
1
668.79
668.8
0.96
0.3391
6.52
-2.55
Interacción vgt-alt
2
2,339.2
1,169.6
1.68
0.1954
158.36
12.58
Interacción char-alt
2
1,760
880.0
1.26
0.2817
44.38
6.66
Interacción vgt-char-alt
1
476.78
476.8
0.69
0.4385
106.19
-10.31
Residuales
43
29,914
695.7
695.67
26.38
Total
54
57,079
Incilius valliceps (abundancia)
Tipo de vegetación (vgt)
1
76.85
76.9
0.42
0.4541
14.86
-3.85
Tipo de charca (char)
1
106.41
106.4
0.58
0.4479
7.73
-2.78
Altitud (alt)
2
882.9
441.5
2.41
0.1267
40.35
6.35
Interacción vgt-char
1
801.04
801.0
4.39
0.0586
150
12.25
Interacción vgt-alt
2
1,506.4
753.2
4.12
0.0494
190.65
13.81
Interacción char-alt
2
2,476.6
1,238.3
6.78
0.0059
254.19
15.94
Interacción vgt-char-alt
1
801.04
801.0
4.39
0.06
300
17.32
Residuales
43
7,853.2
182.6
182.63
13.51
Total
54
26,845
Exerodonta bivocata (abundancia)
Tipo de vegetación (vgt)
1
-3.9E-11
-4E-11
N.A.
N.A.
40.14
-6.33
Tipo de charca (char)
1
-2.7E-11
-3E-11
N.A.
N.A.
28.99
-5.38
Altitud (alt)
2
-1.5E-11
-8E-12
N.A.
N.A.
44.55
-6.67
Interacción vgt-char
1
-2E-11
-2E-11
N.A.
N.A.
69.32
-8.33
Interacción vgt-alt
2
-2.9E-11
-1E-11
N.A.
N.A.
95.49
-9.77
Interacción char-alt
2
-5E-11
-2E-11
N.A.
N.A.
68.82
-8.30
Interacción vgt-char-alt
1
-2.6E-12
-3E-12
N.A.
N.A.
138.64
-11.78
Residuales
43
12,289
285.79
N.A.
N.A.
285.79
16.91
Total
54
22,933
A diferencia de las otras 2 especies de estudio, los renacuajos de E. bivocata solo ocuparon charcas permanentes ubicadas en VP, ésto concuerda con lo reportado por Ríos-Rodas et al. (2020) y Santos-Barrera (2004), quienes observaron a la especie en estado adulto en áreas de vegetación primaria, lo que indica que esta especiesolo se reproduce en sitios conservados. Alford (1999) menciona que los cuerpos de agua permanentes aumentan las probabilidades de que las especies completen su proceso de metamorfosis reduciendo así, el porcentaje de mortalidad. Otra particularidad específica de las charcas en las que se registró E. bivocata es la presencia de corriente; dadas estas condiciones, los renacuajos se registraron en el fondo de la charca, donde la corriente es menor y se encuentran adheridos a las rocas para evitar el arrastre (Thomas et al., 2019). Adicionalmente, E. bivocata necesita charcas que estén rodeadas de vegetación, lo cual permitirá que conserven una temperatura promedio de 22 ºC, en cambio las charcas con una cobertura de dosel abierto pueden ser de 2 a 5 ºC más cálidas, datos que coinciden con lo registrado por Skelly et al. (2002), Werner y Glennemeier (1999). Tomando en cuenta las características necesarias para el desarrollo de este hílido, se puede concluir que es una especie especialista en la selección de charcas para el desarrollo de su progenie.
La presente investigación es la primera que aborda la influencia de las variables ambientales sobre la abundancia de los renacuajos en las charcas presentes de un arroyo tropical en México. Las 3 especies registradas representaron solo una parte de la comunidad de anuros en la zona, las cuales presentan desarrollo indirecto; además, es importante señalar que cada una de las especies habitó exclusivamente un tipo de charca. De acuerdo con nuestros resultados, se acepta la hipótesis de que las charcas permanentes, en general, sí presentaron la mayor abundancia de renacuajos, sin embargo, las charcas permanentes en VP presentaron la menor abundancia de renacuajos, mientras que las charcas permanentes en VRT y VS obtuvieron la mayor abundancia. Las variables que influyeron directamente en la abundancia de las 3 especies de renacuajos fueron el pH, la temperatura y el oxígeno disuelto en el agua, lo que concuerda con nuestra hipótesis propuesta. Para el caso particular de E. bivocata, la presencia de gasterópodos en las charcas influyó en su abundancia, estos organismos pueden ser considerados competidores o depredadores ejerciendo una presión constante en la abundancia de esta especie. Por último, este estudio también reveló la importancia del tipo de vegetación circundante a las charcas; las charcas en VP presentaron condiciones adecuadas para que especies exclusivas de ambientes conservados lleven a cabo su reproducción y desarrollo; mientras que las charcas, rodeadas de VRT fueron aprovechadas por especies generalistas. Dado que la selección de las charcas por parte de los anuros adultos depende del tipo de vegetación y que en la zona de estudio se implementan actividades que modifican la estructura de la vegetación, es necesario continuar con el monitoreo de las especies ante los cambios en la cobertura vegetal y analizar la relación entre los cambios en la configuración del paisaje y la dinámica poblacional de los anuros, en particular, de especies especialistas, de escaso conocimiento en sus modos reproductivos o que se encuentren en alguna categoría de riesgo.
Agradecimientos
Al Conahcyt, por la beca de maestría otorgada al primer autor. A José del Carmen Gerónimo Torres, Perla Chuc, a la comunidad de Villa Guadalupe por el apoyo en cada uno de los recorridos y a los revisores anónimos por su contribución para mejorar significativamente el manuscrito.
Referencias
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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
Resumen
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
Composition of vascular flora, delimitation and state of conservation of lomas of Ochiputur mountain (Trujillo, Peru): a scope for the identification and management of desert ecosystems
Abstract
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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Ilse E. Segura-Zarzosa a, b, Hortencia Obregón-Barboza c, Gopal Murugan c, Christopher B. Boyko d, e, Gabino A. Rodriguez-Almaraz a, Humberto García-Velazco f, Alejandro M. Maeda-Martínez c, *
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
Received: 18 April 2024; accepted: 22 October 2024
Abstract
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.
Revisión taxonómica de cuatro isópodos terrestres (Crustacea: Oniscidea) de México
Resumen
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.
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.
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
Venezilloapacheus (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.
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.
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).
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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Viridiana Lizardo a, Adriana Ruggiero b y Juan J. Morrone a, *
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
Resumen
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.
Species richness patterns and phylogenetic ecological niche conservatism in the Mexican Transition Zone: evidence and tools for their study
Abstract
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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Alejandro Valdez-Mondragón *, Samuel Nolasco-Garduño
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
Received: 11 March 2024; accepted: 29 October 2024
Abstract
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
Ixchela azteca (Araneae: Pholcidae), una especie de araña ampliamente distribuida en el centro de México: ¿diversidad subestimada o variación morfológica y genética?
Resumen
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.
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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Maria Alejandra Villegas-Ojeda a, b, Guido Fernández-Marinone b, Mariana Jofré b, Cynthya González c, *
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
Received: 16 October 2023; accepted: 2 October 2024
Abstract
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.
Primer reporte de Aplectana hylambatis (Nematoda: Cosmocercidae) en anfibios de la provincia de San Luis, Argentina
Resumen
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.
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 Oxysomatiumbonariensis (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 (= Parabatrachostrongylusplatensis 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 Aplectanahylambatis (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).
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
Resumen
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
Isocheles aequimanus (Paguroidea: Diogenidae), a new record of hermit crab for Peru, with bioecological observations in natural banks of Ensis macha
Abstract
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.
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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