Introducción

México es un país rico en especies del género Quercus, con aproximadamente 164 especies, de ellas 109 endémicas (^{Valencia-Avalos, 2004}), distribuidas principalmente a lo largo de cadenas montañosas templadas y subhúmedas y son, junto con el género Pinus, los árboles dominantes del dosel en ecosistemas templados (^{Challenger, 1998}). Por lo anterior, se reconoce su importancia en México como: 1) especies ejes, en la preservación de la biodiversidad asociada, 2) formadores de suelos forestales y reciclaje de nutrientes, 3) preservadores de mantos acuíferos in situ y a distancia y 4) reguladores del clima y captura de carbono (^{Challenger, 1998}; ^{Valencia-Ávalos, 2004}).

Asimismo, algunas especies tienen importancia comercial en México por la serie de productos que se obtienen de ellos como son carbón, corcho, taninos, colorantes y ornamentales, para usarse como árboles de sombra, alimento de ganado y para la recreación de los humanos (^{Luna-José, Montalvo-Espinosa y Rendón- Aguilar, 2003}). Sin embargo, a pesar de ser el segundo grupo forestal de México es un grupo relegado a un papel secundario por la industria forestal en comparación con las coníferas, usado principalmente para carbón y leña a nivel local (^{Flores-Velázquez, Fuentes-López, Quintanar-Olguín y Tamarit-Urías, 2011}; ^{Alfonso-Corrado et al., 2014}).

Por lo anterior, en planes de manejo forestal en México, el encino es extraído ocasionando un alto e inútil desperdicio de este valioso recurso y un deterioro ecológico (^{Murillo-García, 2009}) y probablemente genético en sus poblaciones y de las especies asociadas a corto y largo plazo. Por ejemplo, en la Sierra Juárez, Oaxaca, la explotación forestal de los bosques se ha realizado por más de 60 años; en el período de 1956 a 1980 los bosques estuvieron concesionados a la compañía Fábricas de Papel Tuxtepec (FAPATUX), tiempo durante el cual se utilizó el Método Mexicano de Ordenación de Bosques Irregulares (MMOBI), que es de tipo selectivo, donde se aprovechaban los mejores árboles, provocando una disminución de los diámetros medios (^{Sastre-Merino, 2008}).

Después de un arduo proceso legal y movimiento social, en 1981 las comunidades tomaron posesión de sus bosques y establecieron empresas comunales con la finalidad de aprovechar sus bosques mediante un plan de manejo forestal sostenible (^{Sánchez-García, 2011}), al principio el método utilizado fue el MMOBI (^{Sastre-Medina, 2008}) y, posteriormente, optaron por el Método de Desarrollo Silvícola (MDS) donde se utilizaba la regeneración de árboles padre, con cortas intermedias tales como cortas de liberación y aclareos (^{Sánchez-García, 2011}).

A partir de 2003, el manejo silvícola consiste en realizar matarrasas con franjas alternas; en este tipo de tratamiento, cada franja es aprovechada mediante cortas totales de árboles dejando franjas de bosque conservado, en un ciclo rotativo de 40 años, lo que permite la dispersión y distribución de semillas y su posterior regeneración de forma natural (^{Sastre-Medina, 2008}), brindando predominio a la incorporación y el reclutamiento de especies de pinos, eliminando los encinos en los aclareos o posteriormente en cortas (^{Murillo-García, 2009}), causando un impacto desconocido en la mayoría de las poblaciones de especies de encinos de la región de Sierra Juárez, posiblemente en diversos aspectos críticos de su biología como la regeneración, dinámica poblacional y diversidad genética.

La diversidad genética en una especie de encino determina su viabilidad y potencial evolutivo, una baja diversidad hace que una especie sea susceptibles a factores bióticos como depredadores, parásitos y enfermedades y abióticos como el cambio climático (^{Wehenkel y Sáenz-Romero, 2012}). Sin embargo, los estudios de diversidad genética en especies arbóreas son escasos en nuestro país; ^{Wehenkel et al. (2016)} indican que solamente se ha estudiado 1.2% de las especies de árboles (52 especies), de las cuales solo 15% corresponde a estudios realizados en encinos. La mayoría de los trabajos de genética de encinos se han enfocados principalmente a estudiar la filogenia (^{Cavender-Bares et al., 2015}) y a analizar la diversidad genética con fines de conservación (^{Alfonso-Corrado et al., 2004}; ^{Pingarroni Martín del Campo, 2011}; ^{Alfonso-Corrado et al., 2014}). Sin embargo, no existen trabajos que evalúen el efecto del manejo forestal y uso local en una especie de encino en México.

Objetivos

Evaluar la diversidad y estructura genética de Quercus crassifolia usando microsatélites nucleares en sitios con aprovechamiento de leña para uso local y en sitios bajo manejo forestal en Sierra Juárez, Oaxaca, que sirvan para proponer estrategias de conservación y manejo in situ para la especie.

Materiales y Métodos

Sitio de Estudio

Este estudio se realizó en los bosques templados de la Sierra Juárez, Oaxaca. Esta se localiza en las coordenadas 17° 19’ de latitud Norte y 96° 29’ de longitud Oeste, en la microcuenca Río Grande del Distrito de Ixtlán de Juárez (Fig. 1). El clima que predomina en la región de estudio es el templado subhúmedo (Cw); tiene una precipitación media anual de 1173 mm ± 139 mm y una temperatura media anual de 18.6 °C ± 0.4 °C. El relieve del terreno es pronunciado y predominan pendientes de 12° a 30º (^{Sánchez-García, 2011}).

Figura 1 Sitios de estudio de Quercus crassifolia en Sierra Juárez, Oaxaca. 

Resultados

En ocho loci polimórficos se obtuvo un total de 211 alelos en los 12 sitios estudiados y un promedio total de 26.38 ± 5.68 alelos por locus. Además, se encontró un promedio total de 10.30 ± 0.30 de alelos observados y una baja frecuencia de alelos exclusivos (0.60 ± 0.36). No obstante, el número promedio de alelos observados (N _o) y promedio de alelos exclusivos (N _e) no mostraron diferencias significativas entre sitios de uso local y manejo forestal (Tabla 1).

Tabla 1 Diversidad genética de los sitios de aprovechamiento para uso local (US) y manejo forestal (MF) de Quercus crassifolia en Sierra Juárez, Oaxaca. 

No = número de alelos observados; Ne = número efectivo de alelos; Np = número de alelos exclusivos; H_o = Heterocigocidad observada; H_e = Heterocigocidad esperada y H_T = Heterocigocidad total. En paréntesis están las desviaciones estándares. EHW = Equilibrio de Hardy y Weinberg. El número de asteriscos indica desviación del equilibrio según su grado de signicancia.* P ≤ 0.05; **P ≤ 0.01; ***P ≤ 0.001.

La heterocigosis total para Q. crassifolia tuvo un valor de H _t = 0.774 ± 0.121. El promedio de heterocigosis observada (H _o = 0.737 ± 0.107) y heterocigosis esperada (H _e = 0.78 ± 0.111) para los sitios de extracción de uso local y los sitios de manejo forestal (H _o = 0.72 ± 0.164; H _e = 0.768 ± 0.134), fueron muy similares y no se encontraron diferencias significativas entre los sitios. El sitio M mostró la mayor diversidad genética (H _e = 0.81 ±0.108) en comparación con el sitio KM que obtuvo la menor diversidad genética (H _e = 0.72 ± 0.18) como sitios de manejo forestal. Asimismo, para los sitios de uso local, el sitio T fue el que mostró mayor diversidad genética (H _e = 0.81 ± 0.12) y el valor más bajo se encontró en el sitio EC (H _e = 0.75 ± 0.14). Por otra parte, no se encontró ligamiento entre loci; los sitios analizados de Q. crassifolia se encuentran en las proporciones esperadas si los apareamientos son al azar, es decir en equilibrio de Hardy-Weinberg, con excepción de La Resinera (Tabla 1). De manera similar, el estadístico F _IS se encontró en equilibrio de Hardy-Weinberg, ya que el valor promedio obtenido en los sitios de uso local, de manejo forestal y total de las poblaciones fue positivo y cercano a cero (0.196, 0.18 y 0.077, respectivamente).

Con base en los índices de diferenciación genética (F _ST y R _ST) entre las poblaciones, se encontró que menos de 16% de la diversidad genética de la especie, está distribuida entre las poblaciones. Todos los sitios analizados de Q. crassifolia presentaron en promedio bajos índices de diferenciación, es decir, los sitios con aprovechamiento para uso local (F _ST = 0.030 ± 0.008 y R _ST = 0.055 ± 0.044), con manejo forestal (F _ST = 0.019 ± 0.007 y R _ST = 0.158 ± 0.135) y el promedio total de todos los sitios (F _ST = 0.025 ± 0.047 y R _ST = 0.157 ± 0.135). Por otra parte, la diferencia entre la composición genética y el complemento de cada sitio examinado mostró que los niveles de diferenciación genética reflejados por los valores de D _j y de δ fue mayor a nivel de sitios de manejo forestal (Fig. 2). En este análisis se encontró que las poblaciones R y M fueron las que presentaron la mayor diferenciación genética a nivel de uso local y manejo forestal y, de manera general, fueron las poblaciones ubicadas en los extremos sur (R) y norte (CP) las que mostraron la mayor diferenciación con el resto de los sitios analizados (Fig. 2). El valor de diferenciación (δ) promedio para los sitios de uso local, manejo forestal y promedio total fue de 0.329, 0.363 y 0.354, respectivamente, lo que significa que los sitios analizados comparten, debido al flujo génico, más de 60% de sus variantes alélicas.

El radio de cada porción es proporcional a los niveles de diferenciación de los sitios analizados (Dj). El radio del círculo es proporcional al promedio de diferenciación δ. Porciones con diferente color representan la contribución del sitio a la diferenciación total. Ver la Figura 1 para la descripción de los sitios.

Figura 2 Representación de diferenciación genética a nivel de acervo génico (Dj y δ) en los sitios bajo aprovechamiento de uso local: (a), manejo forestal (b) y total (c). 

El flujo génico (N _e m) obtenido con el índice de diferenciación F _ST entre las poblaciones de manejo forestal (N _e m = 9.2) resultó ser más elevado que para las poblaciones sometidas a uso local (N _e m = 5.4) y al promedio obtenido de las 12 poblaciones (N _em = 6.7). No obstante, el número de migrantes por generación (N _e m) proveniente del índice R _ST fue similar entre los sitios y población total (1.918, 1.910 y 1.917, respectivamente).

El análisis de coordenadas principales (PCoA) expresó 80% de la varianza acumulada, donde el primer componente explicó 35.67% de la variación total, en tanto que el segundo y tercer componente explicaron 23.94% y 19.95%, respectivamente. Este análisis mostró tendencias de agrupar individuos del mismo sitio de muestreo y un agrupamiento predominante de los individuos procedentes de poblaciones bajo manejo forestal en los cuadrantes superior e inferior izquierdo (Fig. 3). Los individuos de poblaciones bajo aprovechamiento de uso local se ubicaron en todos los ejes, con excepción de EC y R que predominaron en el cuadrante inferior izquierdo y derecho, respectivamente.

Ver la Figura 1 para la descripción de los sitios.

Figura 3 Análisis de coordenadas principales utilizando las distancias genéticas de los individuos de Quercus crassifolia. 

Las diferencias de las frecuencias alélicas entre poblaciones a través del método bayesiano mostró únicamente la presencia de un locus 8 (ssrQpZAG15, 13%) bajo selección direccional o selección natural purificadora con una significancia inferior a 95% (α = 0.006, p > 0.066) y un valor promedio de F _ST = 0.07. Finalmente, el análisis de correspondencia canónica (ACC) realizado con los genotipos de los individuos de cada sitio indicó que la mayor parte del peso se da en el primer eje (54.6%) y en conjunto con el segundo eje se tiene 74.3% de la inercia. Estos valores indican que el análisis dimensional es un buen predictor de las relaciones entre condiciones ambientales, alelos y sitios. El ACC indicó que los alelos encontrados en locus específicos muestran asociaciones positivas y negativas significativas con variables climáticas y con la altitud (Fig. 4). Por ejemplo, temperatura máxima promedio (C3) y la precipitación mínima (C7) influyen de manera significativa en la presencia de alelos del locus SS110 de los sitios La Resinera y Ecoturixtlán.

La distancia al centro de la variable describe la importancia relativa de cada variable analizada y el punto de ubicación indica la correlación entre variable. Ver Figura 1 para la descripción de los sitios.

Figura 4 Análisis de correspondencia canónica para Quercus crassifolia en la Sierra Juárez y su asociación con variables ambientales sobre la presencia/ausencia de alelos por sitios. 

Discusión

La diversidad alélica total observada a través de los marcadores utilizados en general en las poblaciones de Q. crassifolia fue alta comparada con estudios de encinos que han estado sujetos a manejo forestal como Q. petraea (N _o = 54; H _e = 0.86) (^{Dostálek, Frantik y Lukásová, 2011}), o especies bajo manejo silvicultural actual, como Q. rubra en zonas manejadas (N _o = 31; H _e = 0.797) y no manejadas (N _o = 29; H _e = 0.75) de Estados Unidos (Lien-Riehl y Galling, 2014). Los resultados encontrados en poblaciones de sitios manejadas de Q. crassifolia y con uso local, fueron altos; sin embargo, se debe considerar estos valores con precaución pues no existe un marco de comparación amplio de este tipo de estudios.

Los resultados encontrados mostraron que el impacto en la diversidad genética de la especie en Sierra Juárez durante la segunda mitad del siglo XX y los primeros años del siglo XXI, debido a las actividades forestales no declinó a grado de la diversidad genética a Q. crassifolia a pesar de la constante extracción en las parcelas donde se maneja el pino y su uso para carbón y leña local. En este contexto, los disturbios antrópicos de los últimos 60 años no han sido suficientes para mermar la diversidad genética de esta especie, que ha logrado mantener niveles moderados a altos de diversidad genética en sus poblaciones. Esto concuerda con lo que sugieren ^{Dvorak et al. (2009)} y ^{Alfonso-Corrado et al. (2014)} respecto a que la degradación genética ocurre a lo largo de varias décadas, a diferencia de la degradación ecológica, que es inmediata ante la extracción de individuos y /o fragmentación del hábitat.

Por lo anterior, la resiliencia y el mantenimiento de la diversidad genética a través del tiempo tanto en sitios sometidos a manejo forestal como en sitios con uso local de este encino, puede ser explicada en parte por la historia de vida común al género. Entre las características que podrían amortiguar la pérdida de diversidad genética están: 1) vida muy larga (^{Alfonso-Corrado, Clark-Tapia y Mendoza, 2007)}, 2) abundancia de individuos en las poblaciones, 3) sistema de polinización por viento y autoincompatibilidad en el sistema reproductor (^{Fernández-M. y Sork, 2007}) y 4) regeneración vía sexual y propagación vegetativa (Alfonso-Corrado et al., 2004; ^{Fernández-M y Sork, 2007}). La propagación sexual ha permitido que la especie colonice claros, en la región aportando nuevos reclutas y diversidad genética a las poblaciones (vía semilla), mientras que la propagación vegetativa ha permitido que, al ser aprovechados los individuos adultos, rebroten y con esto, el genotipo puede ser retenido en la población. Esta situación es frecuente en sitios con aprovechamiento local, donde los individuos son retenidos y se permite su rebrote para futuro aprovechamiento, sin embargo en sitios con manejo forestal no todos los individuos son retenidos, ya que se prioriza a las especies comerciales del género Pinus con prácticas de raleo o aclareo continuo de encino y donde solamente los individuos con mayor capacidad de rebrote persisten. Ambas estrategias pueden tener implicaciones genéticas a futuro.

Un efecto negativo de estas prácticas puede expresarse en el número de alelos, debido a que poblaciones sujetas a procesos de extracción de individuos sufren una disminución en la cantidad de alelos (^{Alfonso-Corrado et al., 2014}). De manera natural, en poblaciones de reciente colonización, se espera que el número de alelos disminuya debido a un efecto fundador, cuello de botella o deriva génica posterior a la colonización (^{Charlesworth et al., 1997}). A pesar que las poblaciones analizadas de Q. crassifolia no muestran en las frecuencias alélicas evidencia de deriva génica, La Resinera (72) y KM121 (74) serían consideradas poblaciones de reciente colonización al mostrar menor cantidad de alelos (^{Rosas-Osorio et al., 2010}). Ambas poblaciones tienen una larga historia de aprovechamiento, ya sea por uso local o manejo forestal, donde solamente los individuos con mayor capacidad de rebrote regeneran sus poblaciones. En este estudio se sugiere que el efecto fundador o cuello de botella inducido por el aprovechamiento puede ser responsable de la menor variación genética en estas poblaciones. Aun cuando, ^{Zheng et al. (2005)} sugieren que en poblaciones sometidas a una extracción constante de individuos se genera una leve pérdida alélica en las poblaciones de Quercus tiaoloshanica, es necesario continuar investigando los efectos de la capacidad de permanencia de los genotipos vía rebrote, así como el efecto continúo de la corta de los individuos en su reproducción sexual.

Un segundo efecto derivado del aprovechamiento puede presentarse en la diferenciación genética entre poblaciones. No obstante que las poblaciones de Q. crassifolia muestran un moderado flujo génico y baja diferenciación genética, además de una ausencia de deficiencia de homocigotos y de endogamia, efecto de diversos factores entre los que se destacan: 1) un tamaño efectivo grande de la población (^{Craft y Ashley, 2007}), 2) un sistema de entrecruzamiento autoincompatible (^{Grivet, Sork, Wesfal y Davis, 2008}), 3) flujo de genes entre las poblaciones debido a la polinización por viento en el género Quercus (Lien-Riehl y Galling, 2014) y 4) que las poblaciones están cercanas entre si geográficamente. Los resultados indican que las poblaciones manejadas muestran una tendencia a agruparse y la población R, bajo uso local histórico, mostró una tendencia a diferenciarse. Las barreras geográficas son comunes en la región, sin embargo la distancia geográfica es muy corta entre poblaciones para evitar el flujo génico. Se sugiere que el aprovechamiento, aclareo o extracción de individuos de manera continua, además de favorecer a individuos con capacidad de rebrote, impiden que los árboles alcancen una edad reproductiva y no presenten intercambio genético alto vía polen. Independientemente de la incertidumbre que aún queda de los valores de diversidad y diferenciación obtenidos en este estudio, estos constituyen un acercamiento a la genética de la especie. Futuros estudios que involucren la modelación del movimiento del polen por viento y barreras geográficas, como el modelo desarrollado por ^{Grivet et al. (2008)} o análisis de estructura por métodos de asignación bayesianos para observar la distribución de los grupos genéticos a través del tiempo (^{Foll et al., 2008}) podrían brindar un escenario de los procesos evolutivos vinculados con el aprovechamiento en esta región.

Por otra parte, diversos estudios en encinos asocian la existencias de genotipos adaptados localmente a variables climáticas, topográficas y/o edáficas (^{Rubio de Casas et al., 2009}; ^{Sork et al., 2010}). A pesar de que los marcadores neutrales - como los microsatélites - no pueden utilizarse para analizar las interacciones entre factores ambientales y genéticos que determinan la adaptación, la acumulación de pequeños efectos a través de loci ligados puede ser detectada en el genotipo total, debido a la selección, el flujo génico o la deriva génica. Lo anterior permite estimar las diferencias genéticas entre poblaciones asociadas a efectos climáticos (^{Sork et al., 2010}). En este estudio, no se encontró evidencia de genotipos adaptados a nivel local, sin embargo a nivel regional los resultados sugieren la presencia de alelos encontrados en locus específicos asociados a variables climáticas (temperatura y precipitación) y de altitud. Esto concuerda con lo registrado por ^{Rubio de Casas et al. (2009)}, para Q. coccifera L., quienes encontraron fenotipos y genotipos adaptados a diversos tipos de suelo y factores climáticos a lo largo de toda su superficie de distribución en España. El mismo fenómeno fue encontrado por ^{Sork et al. (2010)} para variables climáticas en Q. lobata. En el presente estudio, la presencia de genotipos regionales puede estar asociada al moderado flujo génico encontrado a nivel regional y a la ausencia significativa de selección direccional. Autores como ^{Alfonso-Corrado et al. (2004)} y ^{Foll et al. (2008)} sugieren que uno o pocos migrantes aportan el nivel suficiente de diversidad genética, lo cual puede originar una baja diferenciación genética entre poblaciones y la ausencia de locus bajo selección direccional. Este análisis preliminar, abre las puertas a nuevas interrogantes, particularmente la asociación de genes relacionados con funciones biológicas importantes ante el cambio climático (e.g. ^{Seifert, Vornam y Finkeldey, 2012}), esenciales para analizar y localizar genes que están bajo selección y que conducen a la adaptación de genotipos locales no solo ante el cambio climático, sino también a factores bióticos.

Conclusiones

Los resultados de este estudio muestran que las poblaciones de Q. crassifolia de uso local y forestal son genéticamente viables y que no se encuentran amenazadas en el presente, por lo menos desde una perspectiva genética. Se sugiere que las poblaciones presentan una resiliencia genética moderada como consecuencia de las estrategias de historia de vida, principalmente en los procesos de regeneración de la especie (plántulas y vía rebrote). A pesar de esto, en la población la Resinera se puede observar un efecto a nivel genético con respecto al resto de los sitios analizados (e.g. menor variación genética, pérdida de alelos, y mayor diferenciación), así como un agrupamiento genético entre poblaciones manejadas, que puede incrementarse si se continúan las prácticas de aprovechamiento como se realizan en la actualidad. Por lo anterior, a partir de este estudio, se sugiere que en las prácticas de corta y aclareos de encino, se retengan individuos de diámetros grandes y medianos, con el fin de tener diferentes cohortes procedentes de distintos individuos y con ello fomentar la reproducción vía sexual que enriquecerá la diversidad genética e intercambio genético entre las poblaciones. En áreas de manejo forestal se recomienda, además, disminuir el tamaño de las matarrasas o, en su caso, dejar franjas intermedias de vegetación que retengan otras especies, entre ellas encinos, que impulsen un manejo forestal sustentable con la biodiversidad.