Introducción
La biodiversidad es el sostén de la mayor parte de los bienes y servicios ecosistémicos de los bosques (Thompson, 2011). Los microorganismos en el suelo forman parte importante de estos ecosistemas, pues algunos contribuyen a la descomposición de la materia orgánica y la mineralización de nutrientes (Richter et al., 2018). Las ectomicorrizas son definidas como asociaciones mutualistas que se establecen entre las raíces de los árboles y las hifas de hongos, principalmente Basidio y Ascomycota (Galindo-Flores et al., 2015), estas últimas se encargan de envolver y penetrar la raíz intercelularmente (Camargo-Ricalde, 2012). Es conocido que diversas especies forestales en los bosques templados y boreales establecen la asociación ectomicorrícica de manera obligada con hongos ectomicorrícicos debido a que las raíces de los árboles colonizadas se asocian con enormes extensiones de micelio externo (Pérez y Read, 2004). Las ectomicorrizas tienen funciones relevantes y benéficas para sus hospederos, al aportar nutrientes, facilitar el transporte de agua, protegerlos contra patógenos, e incluso contribuir a la reducción de pérdida de sedimentos por la extensión del micelio externo que origina cambios en la agregación del suelo (Alem et al., 2020). Sin embargo, algunos autores han observado una disminución en las comunidades de ectomicorrizas debido a cambios climaticos; a modificaciones en las características químicas del suelo, como: pH, disponibilidad de N, P, C y materia orgánica; y a cambios ocasionados por las actividades antropogénicas (Marrero et al., 2008; Reverchon, Ortega-Larrocea, et al., 2010). Estas últimas engloban las actividades del manejo forestal, ya que, al aplicar distintos tratamientos silvícolas, parte del arbolado se elimina, ocasionando una apertura en el dosel que se relaciona con una mayor exposición de luz, humedad y remoción de suelo (Zamora-Morales et al., 2018).
Existen varios métodos de aprovechamiento forestal en México, entre ellos el Método de Desarrollo Silvícola (MDS), el cual considera técnicas silvícolas a corto, mediano y largo plazo con el objetivo de maximizar el potencial productivo maderable (Ramírez, 1998); el MDS se aplica en algunas regiones del país y es uno de los más intensivos para los bosques coetáneos (Ramírez, 2017). Este sistema de manejo se aplica con el método de regeneración de matarrasa con plantación inmediata en el Ejido Llano Grande, Chignahuapan, Puebla, desde 2014 y ha venido implementado la retención de árboles para mitigar los impactos negativos que puedan tener este tipo de aprovechamiento maderable. Dicha estrategia tiene la finalidad de facilitar la continuidad a la composición y estructura de la diversidad (Gustafsson et al., 2012). La retención de árboles es una práctica forestal que se inició en América durante 1990 (Parrish et al., 2018). Fedrowitz et al. (2014) han señalado que este tipo de actividad, implementada con diferentes porcentajes de retención, ha resultado efectiva para mitigar los efectos negativos de la cosecha, entre ellos, la disminución de las comunidades ectomicorrícicas, debido a que los hongos dependen del carbono de las plantas y también, por la alteración de su entorno biológico (Eilertsen, 2015). Se sabe que la recuperación de ectomicorrizas puede demorar décadas, pero algunos estudios han argumentado que las actividades de retención de árboles han favorecido al brindar soporte y continuidad en el micelio de estas comunidades (Varenius, Lindahl y Dahlberg, 2017). De igual forma, las plántulas contribuyen al restablecimiento de estas comunidades, ya que desde la etapa de vivero traen consigo ectomicorrizas que, al incorporarse al suelo, interactúan con los residuos de micelio cercanos a la retención (Varenius et al., 2016). A pesar de la importancia de las ectomicorrizas, el conocimiento sobre ellas y los posibles factores que contribuyen a la disminución y recuperación de estas comunidades ha recibido escasa atención. En este escenario fueron planteados los objetivos del presente estudio.
Objetivos
Evaluar la diversidad ectomicorrízica existente en rodales de Pinus patula aprovechados mediante matarrasa durante 2016 y 2018 en Chignahuapan, Puebla, en comparación con la existente en áreas de retención aledañas y determinar el potencial beneficio de mantener poblaciones nativas ectomicorrícicas en dichas áreas de retención como reservorios genéticos de las comunidades ectomicorrícicas.
Materiales y métodos
Área de estudio
El estudio se llevó a cabo en el ejido Llano Grande, ubicado en la localidad El Aserradero, Municipio de Chignahuapan, Puebla, México. Localizado en la Sierra Norte de Puebla en la región noroccidental, se encuentra entre las coordenadas UTM 592718 y 588251 longitud oeste y 2177819 y 2177671 longitud norte (Fig. 1). La altitud promedio del ejido es de 2800 m, predominando pendientes entre 0% y 15%, el clima dominante, basado en la clasificación de Köppen, es C(w1)(w) que se caracteriza por ser templado subhúmedo con lluvias en verano, donde la temperatura no rebasa los 17.6 °C. La especie dominante dentro del Ejido es P. patula, sin embargo, también es posible encontrar algunas otras especies del género Quercus y Abies religiosa (Comisión Nacional Forestal [Conafor], 2016).
Recolecta de muestras
Las áreas de muestreo correspondieron a dos rodales que fueron cosechados mediante cortas de regeneración totales durante 2016 y 2018 y fueron reforestados inmediatamente después de la corta. Con la finalidad de poder realizar comparaciones respecto a los sitios cosechados, también se muestrearon áreas de bosque natural (franjas de retención estructural). El muestreo de los morfotipos ectomi-corrícicos fue realizado durante febrero de 2020.
La metodología empleada fue tomada y modificada del estudio realizado por Reverchon, Ortega-Larrocea, et al. (2010). De cada anualidad, se seleccionaron tres árboles al azar y tres más dentro de la retención estructural. Posteriormente se obtuvieron muestras de suelo para caracterizar los morfotipos ectomicorrícicos; para ello se emplearon tubos PVC/25 cm de largo/cinco de diámetro. Se tomaron cuatro muestras de suelo alrededor de cada árbol seleccionado, una por cada punto cardinal (norte, sur, este y oeste). Se recolectaron 36 muestras de suelo distanciadas a 100 m entre ellas, a lo largo de las franjas de retención y las áreas de corta (Fig. 2).
Simultáneamente, se recolectaron muestras de suelo (un kilogramo) dentro de los cuadrantes de cada individuo muestreado. En estas muestras se evaluó el contenido de materia orgánica (método Walkley-Black), el carbono orgánico (obtenido por medio del contenido de materia orgánica), la capacidad de intercambio catiónico (CIC) (método de acetato de amonio), el nitrógeno (N) total y disponible (NH4-NO3 por arrastre de vapor), el fósforo (P) total y disponible (método Olsen) y el pH (1:2 H2O), considerando las normas del laboratorio de física de suelos del postgrado de Edafología del Colegio de Postgraduados.
Procesamiento en laboratorio
Para facilitar la extracción de las raíces ectomicorrizadas de los tubos de PVC y evitar que sufrieran daños, dada su fragilidad y pequeño tamaño, los tubos fueron colocados durante 24 horas en recipientes que contenían agua destilada. Posteriormente, con ayuda de chorros moderados de agua y la utilización de dos tamices con diferente diámetro de abertura (1.18 mm y 0.18 mm) se separaron todas las raíces cortas, las cuales finalmente se colocaron dentro de un recipiente de plástico o de vidrio con agua destilada.
Para el conteo de raíces se utilizó un microscopio estereoscópico (Leica MZ6, Alemania), clasificando las raíces en tres categorías: 1) vivas ectomicorrizadas, 2) vivas no micorrizadas y 3) muertas. Para seleccionarlas se tomaron como criterios micromorfológicos su turgencia, observación de manto, micelio externo y abundancia de pelos radicales. Las raíces vivas ectomicorrizadas fueron separadas por sus características morfológicas, empleando la caracterización de DEEMY (Agerer y Rambold, 2004-2022), registrando caracteres tales como: color, forma, textura, presencia de rizomorfos, abundancia de manto externo y tipo de manto. Para conocer el arreglo anatómico del manto externo, a cada morfotipo se le realizó una extracción de dicha estructura con la ayuda de un microscopio estereoscópico. Posteriormente los mantos fueron montados en portaobjetos, fotografiados con un microscopio óptico de campo claro y clasificados (Fig. 3), con sistema taxonómico morfológico (Agerer y Rambold, 2004-2022).
Análisis estadístico
La diversidad de ectomicorrizas fue estimada con base en las diferentes morfologías anatómicas, correspondientes a diferentes tipos de taxones, siguiendo los criterios propuestos por DEEMY (Agerer y Rambold, 2004-2022). Para evaluar la diversidad de morfotipos ectomicorrízicos presentes en cada anualidad, se utilizó el índice de Shannon Wiener (Shannon y Weaver, 1949) y el índice de Simpson (Simpson, 1949). También se empleó la correlación de Pearson entre los índices de diversidad y las características de suelo evaluadas. Finalmente, utilizando el software R se realizó un análisis de correspondencia canónica (CCA); con el objetivo de examinar la relación entre las diferentes especies de ectomicorrizas encontradas y los factores de suelo evaluados en los sitios de interés.
Resultados y discusión
Diversidad y riqueza de ectomicorrizas en los tratamientos
En total, se reconocieron 33 morfotipos ectomicorrícicos resultado de la evaluación de 4503 raíces cortas, en las 36 muestras de suelo obtenidas en campo. De estas raíces, 3137 correspondieron a vivas micorrizadas, 90 a vivas no micorrizadas y 1276 a muertas ectomicorrizadas. La composición de las comunidades ectomicorrícicas presentes en Pinus patula estuvo representada por cuatro morfotipos muy abundantes, los cuales contribuyeron en 62% de la abundancia relativa total. El morfotipo 4 (M4) fue determinado taxonómicamente como Cenococcum geophilum (Fig. 4 y 5), por sus caracteres diagnósticos típicos descritos previamente (Almaraz-Llamas, 2019). Esta especie es una de las más abundantes en los ecosistemas forestales por su gran capacidad de adaptación, incluso en sitios erosionados (Peter et al. 2016), y ha sido registrada previamente en México asociada con Pinus montezumae Lamb. (Almaraz et al., 2019); además presenta una alta capacidad para recuperarse y resistir la sequía. Actualmente existen registros de ella en distintas partes del mundo asociada con angiospermas y coníferas; incluso existen registros de bosques de P. patula, en donde Cenococcum geophilum constituye parte de los morfotipos dominantes (Rodríguez, Garibay et al., 2020; Ramírez et al., 2021).
La caracterización morfoanatómica de los morfotipos ectomicorrizados evaluados mostró arreglos anatómicos diferenciales, incluyendo, por ejemplo: plectenquimatoso (tipo E, B, A, C, entre otros), pseudoparenquimatoso (tipo K y M; Fig. 6).
El análisis de los morfotipos ectomicorrízicos mostró una abundancia diferencial entre los tratamientos. El morfotipo 1 (M1) presentó una abundancia relativa de 40% en los rodales que fueron aprovechados; sin embargo, en las áreas con retención estructural mostró una reducción considerable contabilizando solamente 23%. Una tendencia similar se mostró en el caso de los morfotipos 7, 8, 10 y 12, los cuales se registraron en el área de retención estructural; sin embargo, en los sitios con manejo forestal, redujeron su abundancia relativa o no estuvieron presentes en alguna de las anualidades (Fig. 7). Lo anterior concuerda con lo registrado por Varenius et al. (2016), quienes señalaron que son pocas especies las que dominan en todas las clases de edad, e incluso en su estudio, 50% de la abundancia relativa estuvo dominada por dos especies y esta diversidad aumentó conforme la edad del arbolado. Los morfotipos 9, 11, 13, 16, 17, 18, 21, 22, 23 y 25 únicamente estuvieron presentes en el área de retención estructural (Fig. 7), presentando una abundancia relativa menor a 3%. Lo anterior concuerda con lo señalado en investigaciones previas, en donde se enfatiza que existe una influencia de la cosecha forestal, el fuego, la disposición de nitrógeno y la remoción de suelo, entre otras actividades, que provocan una disminución considerable en la diversidad de ectomicorrizas (Kernaghan, 2005; Zamora et al., 2018).
Es evidente el efecto en la disminución de la diversidad de las comunidades ectomicorrícicas al aplicar un aprovechamiento forestal intensivo. Los resultados indicaron que, de los 33 morfotipos totales, los sitios de retención tuvieron 28; 4 de ellos fueron compartidos entre las anualidades 2016 y 2018 (Fig. 8). Estas tendencias concuerdan con lo mencionado por Eilertsen (2015) y Varenius et al. (2017), quienes señalaron que después de la cosecha existe un efecto negativo sobre las comunidades de ectomicorrizas y que la diversidad es mayor en las áreas de retención y de bosque primario (Sterkenburg et al., 2019). Un factor adicional está vinculado con el hecho de que la estructura de comunidades de las ectomicorrizas asociadas con los ecosistemas forestales es dinámica espacial y temporal-mente. Existen ectomicorrizas que solo se asocian con estadios juveniles de sus árboles hospederos, las cuales son denominadas especies pioneras. Esto limita la asociación de una gran diversidad ectomicorrícica con árboles jóvenes cuando se utilizan técnicas como la matarrasa. Sin embargo, conforme transcurre el tiempo, existe un fenómeno sucesional de las comunidades ectomicorrícicas y una mayor diversidad de ectomicorrizas capaces de asociarse con árboles de mayor edad. Ahí radica la enorme importancia de mantener áreas de retención con alta diversidad de ectomicorrizas, lo que constituye un reservorio genético conforme crecen las plantas regeneradas. El mantenimiento de áreas de retención es, entonces, una estrategia eficaz para la preservación de las especies nativas de ectomicorrizas para su posterior regeneración en las áreas de aprovechamientos forestales, tal y como se observó en el presente trabajo.
El índice de diversidad de Shannon-Wiener resultó bajo para los sitios donde se efectuaron aprovechamientos forestales, siendo 1.69 y 1.57; para las anualidades 2016 y 2018, respectivamente. Lo anterior muestra un efecto negativo de los tratamientos silvícolas aplicados en los sitios de interés sobre las comunidades ectomicorrícicas, porque el área de retención que ha permanecido intacta presentó un índice de 2.48 (Tabla 1). Estos valores son similares a los obtenidos en otros estudios, sin embargo, existieron variaciones debido a las diferencias en factores ambientales, tipo de hospederos y características de suelo. Algunos autores como Hayward et al. (2015); Reverchon, Ortega-Larrocea, y Pérez-Moreno (2010) y Leski et al. (2019) han señalado que un factor relevante es la cantidad de materia orgánica existente en el bosque que se encuentra directamente relacionada con la diversidad ectomicorrícica.
Tratamiento | No. de morfotipos | Índice de Shannon-Wiener (H’) | Índice de Simpson |
Anualidad 2016 | 10 | 1.69 | 0.24 |
Anualidad 2018 | 8 | 1.57 | 0.25 |
Àrea de retención | 28 | 2.48 | 0.11 |
Los resultados de las características químicas de suelo indican de manera general que es ligeramente ácido, presentándose los más ácidos en los sitios de retención. Respecto a las otras características, los datos son similares, pero es importante señalar que el sitio cosechado en 2018 presenta un porcentaje ligeramente mayor de materia orgánica (Tabla 2).
Variables de suelo | Árboles seleccionados por sitio | ||||||||
Anualidad 2018 | Anualidad 2016 | Área de retención | |||||||
Árbol 1 | Árbol 2 | Árbol 3 | Árbol 1 | Árbol 2 | Árbol 3 | Árbol 1 | Árbol 2 | Árbol 3 | |
pH H2O | 5.9 | 6.4 | 6.3 | 6.5 | 6.4 | 6.2 | 5.5 | 5.8 | 6 |
Materia orgánica (%) | 16 | 13 | 15 | 11 | 14 | 15 | 17 | 11 | 15 |
N (%) | 0.48 | 0.47 | 0.54 | 0.38 | 0.54 | 0.41 | 0.52 | 0.4 | 0.5 |
P disponible (ppm) | 6 | 15 | 26 | 13 | 13 | 9 | 16 | 6 | 20 |
CIC (cmoles+Kg -1) | 64 | 64 | 68 | 59 | 66 | 62 | 64 | 58 | 70 |
N- NO3 (ppm) | 11 | 8 | 8 | 11 | 7 | 12 | 6 | 3 | 7 |
N- NH4 (ppm) | 16 | 11 | 11 | 12 | 7 | 12 | 9 | 10 | 9 |
P total (%) | 0.1 | 0.09 | 0.17 | 0.12 | 0.21 | 0.12 | 0.11 | 0.1 | 0.15 |
Carbono orgánico | 9.3 | 7.6 | 8.7 | 6.2 | 8.4 | 8.5 | 9.7 | 6.6 | 8.8 |
Correlaciones entre factores edáficos y los índices de diversidad
Actualmente, se conoce que la variación en la estructura de comunidades ectomicorrízas depende de factores ambientales, de los recursos nutrimentales de los sitios, principalmente de elementos como C, N y P (Reverchon et al., 2012); asimismo, esta variación puede estar correlacionada con la composición vegetal (Gómez et al., 2019). En el presente estudio la correlación de Pearson fue mayor entre el índice de Shannon Wiener con respecto a P y N disponibles y a pH en los tratamientos evaluados (Fig. 9). Este último parámetro es de particular relevancia debido a que contribuye de manera importante en el incremento o disminución de la solubilidad y absorción de elementos (Zamora et al., 2018). El P disponible presentó una correlación positiva con la diversidad en los tratamientos evaluados (Fig. 9), lo cual es un indicador del potencial beneficio ocasionado por el manto externo de las ectomicorrizas para poder acceder a este elemento de usualmente difícil disponibilidad en ecosistemas forestales (Martínez et al., 2012).
Los resultados del CCA muestran la relación más detallada de los efectos que tienen algunas características físicas y químicas de los suelos sobre la diversidad de morfotipos ectomicorrícicos específicos. En el presente trabajo se encontró que morfotipos como M1 y M5 tienden a desarrollarse mejor en suelos alcalinos y bajos en P total, mientras que C. geophilum y el morfotipo 9 son influenciados negativamente por el contenido de materia orgánica y el N disponible (Fig. 10). Estos resultados pueden explicarse en términos de que las comunidades ectomicorrícicas poseen una diversidad funcional de adaptaciones diferenciales a las condiciones edáficas variables incluyendo distintos contenidos de N, P, materia orgánica, capacidad de intercambio catiónico y C orgánico (Reverchon et al., 2012).
Conclusiones
La relevancia en la estructura y funcionamiento de las ectomicorrizas en el ecosistema de Pinus patula evaluado es evidente dado que, de las 4503 raíces analizadas, 70, 28 y 2% correspondieron a vivas ectomicorrizadas, muertas y no micorrizadas, respectivamente. Tal y como se ha demostrado previamente en otros ecosistemas forestales boreales y templados, existió dominancia de un reducido número de morfotipos ectomicorrícicos y la gran mayoría tuvieron abundancias relativas bajas, inferiores a 2%. En los tratamientos estudiados, cuatro morfotipos contribuyeron a 62% de la abundancia relativa total. Se identificaron y caracterizaron morfoanatómicamente 33 morfotipos, de los cuales 85% fueron detectados en las áreas de retención y 12% de ellos se registraron en las anualidades 2016 y 2018. Esto es indicador de la recuperación paulatina de la diversidad ectomicorrícica conforme transcurre el tiempo y demuestra la relevancia de mantener dichas áreas de retención, que son reservorios genéticos de la diversidad nativa de ectomicorrizas, misma que posee una enorme diversidad funcional. Esta estrategia de manejo silvícola puede atenuar el impacto negativo en la diversidad ectomicorrícica como consecuencia de la aplicación de aprovechamientos forestales, dado que el índice de diversidad de Shannon-Wiener fue 68% y 63% menor en las anualidades 2016 y 2018, respectivamente, en comparación con las áreas de retención.
El presente estudio demostró también, mediante análisis multivariado, que existe una correlación entre los diversos morfotipos y algunas características físicas y químicas del suelo. El morfotipo Cenococcum geophilum fue influenciado negativamente por el contenido de materia orgánica y el N disponible, mientras que los morfotipos 1 y 5 fueron influenciados negativamente por el pH y el P total, demostrando la complejidad de las interacciones entre la comunidad ectomicorrícica y las variables edáficas. En resumen, se concluye que el aprovechamiento forestal con la técnica de cortas de regeneración totales tiene un impacto negativo en la diversidad, riqueza y abundancia de ectomicorrizas; sin embargo, el mantenimiento de áreas de retención puede reducir dicho impacto negativo y contribuir al restablecimiento de estas a lo largo del tiempo, al ser un reservorio genético diverso de dichas comunidades.