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}).

FIGURA 1 Localización del área de estudio del Ejido Llano Grande, Municipio de Chignahuapan, Puebla y zonas de recolecta. 

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).

FIGURA 2 Representación gráfica del diseño de muestreo en los tres tratamientos silvícolas muestreados. 

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}).

FIGURA 3 Marcha metodológica seguida para procesar las muestras recolectadas en campo, tendiente a la separación y caracterización morfo anatómica de los morfotipos ectomicorrízicos presentes en los diversos tratamientos evaluados. 

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.

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}).

FIGURA 4 Morfotipos ectomicorrízicos presentes en bosques de Pinus patula, representado por el porcentaje de abundancia relativa en el Ejido Llano Grande, Municipio de Chignahuapan, Puebla. n=36. 

FIGURA 5 Ejemplos de morfotipos ectomicorrízicos en raíces de Pinus patula en el Ejido Llano Grande (a-; con abundancia relativa alta, superior a 8% de abundancia relativa total: (a) M1, (b) M3, (c) M4- Cenococcum geophilum; algunos de los morfotipos con abundancia relativa media: (d) M10, (e) M12, (f) M13, entre 2 y 7% de abundancia relativa total y con abundancia relativa baja, inferior a 2% (g) M22, (h) M23 y (i) M27. 

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).

FIGURA 6 Arreglo anatómico diferencial del manto externo de los morfotipos ectomicorrízicos mostrados en la figura 5 (a) M1 (plectenquimatoso tipo E), (b) M3 (pseudoparenquimatoso tipo K), (c) M4- Cenococcum geophilum (plectenquimatoso tipo G), (d) M10 (pseudoparenquimatoso tipo M), (e) M12 (plectenquimatoso tipo H), (f) M13 (plectenquimatoso tipo E), (g) M22 (pseudoparenquimatoso tipo P), (h) M23 (pseudoparenquimatoso tipo H) y (i) M27 (pseudorarenquimatoso (4) casi redondo). 

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}).

FIGURA 7 Composición de la comunidad ectomicorrízica presente en los tres tratamientos evaluados, representados por el porcentaje de abundancia relativa de los morfotipos ectomicorrízicos presentes en bosques de Pinus patula, en el Ejido Llano Grande, Municipio de Chignahuapan, Puebla. n=12. 

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.

FIGURA 8 Diagrama de Venn para los morfotipos que existen en los tratamientos. 

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.

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).

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}).

FIGURA 9 Correlaciones de Pearson entre el índice de diversidad de Shannon Wiener con el P disponible (ppm), el N disponible (ppm) y el pH H2O del suelo.  

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}).

FIGURA 10 Análisis de correlación canónica (CCA) con los morfotipos ectomicorrízicos asociados a P. patula en relación con las características químicas de suelo.