Antecedentes:
La introducción de plantas a lugares lejanos a
su lugar de origen ha sido una práctica común en la historia de la
humanidad. Generalmente, los grandes movimientos colonizadores o de
comercio han acarreado consigo el movimiento de plantas útiles para
el ser humano. Además de las plantas útiles, se han movido
inadvertidamente a muchas especies como contaminantes o como
polizones en diversos productos (Mack, 1991). Aunque una gran
cantidad de estos dos tipos de especies se han introducido a otros
lugares, una pequeña fracción, estimada entre el 1 y 5%, de ellas (Williamson,
1996) causan severos problemas en los ecosistemas nativos no
manejados y en los sistemas agropecuarios. Las invasiones biológicas
son consideradas como la segunda causa más importante en la
extinción de especies nativas (Vitousek et al. 1997), además de que
han causado fuertes pérdidas económicas por sus efectos en los
sistemas agropecuarios.
La invasión de comunidades naturales por
plantas introducidas constituye una de las más serias amenazas para
la biodiversidad (Lonsdale, 1999), porque causan rápido, remplazo
local y erradicación de especies nativas (Julie 1987, Drake et al.
1989; Callaway et al. 1999). Además, muchas de estas especies se
convierten en malezas que causan pérdidas serias en actividades
agropecuarias; varias de estas especies de malezas son consideradas
a escala mundial como las invasoras exóticas más destructivas
económicamente (Holm et al. 1977; 1997). Más aún, las especies
exóticas causan serios problemas en las comunidades que invaden y
afectan negativamente los servicios que los humanos obtienen de los
ecosistemas (Williamson, 1996; Stohlgren et al., 1999). Aunque
muchas plantas introducidas no causan problemas al inicio de su
introducción, pueden adaptarse y en ausencia de sus enemigos
naturales, multiplicarse rápidamente en su nuevo medio y diseminarse
invadiendo varias comunidades naturales (Williamson, 1996). Esto
implica que aunque inicialmente una especie introducida parezca
inofensiva, y aún útil, el potencial de que se transforme en nociva
no debe ignorarse. Desafortunadamente, el estado actual del
conocimiento sobre la predicción acerca de cuáles especies
introducidas se volverán nocivas es aún incipiente, y sólo se han
encontrado patrones generales que reducen poco la incertidumbre en
la predicción de la nocividad potencial de una especie introducida (Rejmánek,
1995, Mack, 1996). Así, la estrategia de muchos países para
enfrentar a las plantas introducidas se divide en acciones de
prevención de entrada de especies potencialmente nocivas, la
detección y erradicación temprana de dichas especies cuando han
evitado las medidas de prevención y en medidas de contención, cuando
estas especies se han extendido tanto que resulta inviable su
erradicación (Westbrooks, 1998).
Los estudios que se refieren a la distribución
de malezas introducidas exóticas y sus implicaciones en México son
escasos (p. ej. Rzedowski y Rzedowski, 1990), y no sabemos con
certeza cuántas especies exóticas se han establecido en México y
donde se distribuyen. Los estudios sobre malezas en México, el mayor
número son de carácter agronómico relacionados al control y manejo
de muchas especies introducidas plaga; y menor número, de carácter
biológico y ecológico que más bien se tratan aspectos florísticos,
por ejemplo: Flora fanerogámica del Valle de México (Rzedowski y
Rzedowski, 1979, 1985 y 1990); Manual de malezas del Valle de México
(Espinosa y Sarukhán, 1997); Catálogo de malezas de México
(Villaseñor y Espinosa, 1998) entre otros estudios que nos dan una
idea del porcentaje de flora introducida en nuestro país.
Aunque en la mayor parte del país prevalecen
las malezas nativas de la región (85%) y de estas (14% al 15%)
conserva su carácter de elemento endémico; a diferencia de otros
países de América como Canadá, E.U. Argentina o Uruguay en los que
la totalidad de la flora arvense está constituida por especies
introducidas (Rzedowski, 1991) y en nuestro país corresponde a un
15% de la flora reportada hasta el momento (Villaseñor y Espinosa,
datos no publicados). A pesar de que la proporción de malezas
introducidas es baja , en comparación con otros países, no podemos
afirmar que la presencia de especies introducidas sea poco
importante. En nuestro país al menos el 50% de las especies más
nocivas y agresivas (plaga) en los cultivos y hábitat naturales, son
las introducidas como Sorghum halepense, Cyperus esculentus, Sonchus
oleraceus, Cynodon dactylon entre otras (De Ita et al. 1992).
Igualmente hay varias especies introducidas que, a través de su
manejo con fines de producción agropecuaria, están transformando y
/o eliminando rápidamente áreas de vegetación natural. Tal es el
caso del uso del zacate buffel (Cenchrus ciliaris), que además de
ser sembrado se autopropaga rápidamente y resiste al fuego. El ciclo
de introducción de este pasto y su quema está reemplazando, rápida y
ampliamente, vegetación natural de zonas áridas por zacatales (A.
Búrquez, comunicación personal).
El escaso conocimiento de las plantas
invasoras exóticas en México y la necesidad de manejarlas o de
impedir su expansión y/o entrada al país, hace necesario trabajo
básico de inventario y de distribución de las especies exóticas que
ya han entrado al país.
Los objetivos de este trabajo son:
a) Obtener una lista depurada taxonómicamente
de las todas las especies de fanerógamas presuntamente introducidas
al país.
b) Realizar un análisis biogeográfico con las
especies mencionadas en el inciso anterior.
c) Conocer la identidad y distribución de
especies exóticas en el país de las familias: Poaceae, Asteraceae,
Fabaceae, Brassicaceae, Caryophyllaceae, Chenopodiaceae,
Polygonaceae, Cucurbitaceae, Euphorbiaceae, Plantaginaceae,
Cyperaceae y 18 familias con 1 o 2 representantes cada una que han
sido colectadas y depositadas en los 13 herbarios más importantes de
México.
Antecedentes: Los herbívoros,
parásitos o patógenos (que en adelante llamaremos consumidores) que
atacan a las especies vegetales son capaces de limitar la
distribución de las plantas, ya sea por que las eliminan de una
localidad o impiden su establecimiento, o bien porque las hacen más
susceptibles a otros agentes que causan su muerte o una adecuación
baja (p. ej. véase Begon, Harper y Townsed, 1989). Las plantas son
atacadas simultánea o sucesivamente por docenas a cientos de
especies consumidoras (Linhart 1991). El ataque de estos
consumidores casi siempre genera selección diversificadora, esto es,
la aparición y mantenimiento de polimorfismos. Esto implica que
algunos plantas individuales son resistentes a un conjunto de
consumidores pero susceptibles a otro, mientras que otros individuos
resisten a los consumidores que sí dañan a otras plantas. La
existencia de poblaciones de plantas con polimorfismos en la
incidencia de compuestos químicos (metabolitos secundarios) que
antagonizan a los consumidores se ha documentado repetidamente (p.
ej. Langenheim y Stubblebine 1983; Langenheim 1994; Leather, Watt y
Forrest, 1987; Squillance, Powers y Kossuth 1985; Espinosa-García,
1991a).
El fenotipo químico puede determinar
la susceptibilidad de una planta a un herbívoro o patógeno
particular. Por ejemplo, el perfil de terpenoides foliares de
algunos pinos está asociado con el ataque diferencial de ardillas,
hormigas, descortezadores u hongos patógenos (Surgeon y Mitton,
1986; Ennos y Swales, 1988; Espinosa-García y Langenheim 1991a;
Snyder 1992;). La susceptibilidad diferencial de acuerdo al fenotipo
químico también se ha observado con otras plantas y sus respectivos
consumidores (p. ej. Dolinger et al 1973; Vrieling et al. , 1991;
Langenheim, 1994). La variación en los fenotipos individuales es
importante en la persistencia de las poblaciones pues se supone que
impide que surjan cepas de consumidores capaces de acabar con la
población (Pimentel y Bellotti, 1976).
Se ha sugerido que la diferenciación
en cuanto fenotipos químicos entre plántulas y árboles padres es
indispensable para que las plántulas puedan sobrevivir en la
cercanía del árbol adulto en selvas tropicales (Langenheim y
Stubblebine, 1983; Sánchez-Hidalgo, Martínez-Ramos y
Espinosa-García, 1999). De otra manera, los herbívoros y patógenos
especializados que han colonizado al árbol madre eliminarán a sus
plántulas que se establezcan bajo su copa (Janzen, 1970; Connell,
1971). Si esta diferenciación está relacionada con la actividad de
los herbívoros y patógenos de las plántulas, entonces se podría
explicar el porqué muchas especies arbóreas de selvas tropicales
pueden crecer agregadas y la presencia de bancos de plántulas
creciendo bajo árboles conespecíficos. La posible existencia de este
patrón de diferenciación entre árboles o plantas conespecíficos
tendría repercusiones muy importantes en la conservación de plantas
y posiblemente en el diseño de huertas que requirieran menor
cantidad de agroquímicos que la que se usa actualmente.
Con este proyecto queremos encontrar
si el patrón de diferenciación química encontrado en algunas
especies de Hymenaea (Langenheim y Stubblebine, 1983) y de Nectandra
ambigens (Sánchez-Hidalgo et al., 1999) se repite en otras especies
arbóreas de la selva alta perennifolia que pueden crecer agregadas
y/o presentan tapetes de plántulas de su misma especie bajo su copa.
Aunque hasta ahora hemos obtenido pruebas de que las plántulas de
Nectandra ambigens son diferentes químicamente de los árboles
adultos cuya copa las cubre, aún no podemos establecer con certeza
la causa de ese patrón. Para establecer las causas, necesitamos
probar la hipótesis de que los agentes bióticos especializados en
los árboles madres dan muerte a las plántulas con fenotipo químico
similar que germinan bajo la copa del árbol madre.
También queremos probar una
hipótesis, relacionada a la anterior, que postula que el ataque de
herbívoros o patógenos es más severo en poblaciones homogéneas
químicamente que en poblaciones heterogéneas. Si la hipótesis es
aceptada, queremos explorar si es posible usar los patrones de
diversidad de fenotipos químicos de poblaciones silvestres de
árboles como modelos para diseñar huertos análogos a poblaciones
silvestres (HAPS). En este tipo de huertos, los problemas causados
por consumidores de plantas se reducirían. La viabilidad de este
tipo de huertas no sólo radicaría en tener diversidad alta de
fenotipos químicos, sino que también lo haría en la diferenciación
química de los fenotipos entre sí. La diferenciación química
encontrada entre plántulas y árboles adultos en el árbol tropical
Nectandra ambigens (Sánchez-Hidalgo el al. 1999) sugiere que podría
haber una distancia química mínima entre una plántula y su árbol
madre que asegure la supervivencia de la primera cuando ambas crecen
físicamente cerca. Así, un HAPS tendría que incorporar
diferenciación química mínima entre los fenotipos. Un huerto
comercial análogo a una población silvestre no solamente tendría que
incorporar diversidad y diferenciación química, sino que tendría que
incluir fenotipos resistentes a las principales plagas y
enfermedades. La selección de estos fenotipos debería de realizarse
a partir de la observación de la susceptibilidad de los individuos a
diversas plagas y la comprobación posterior de que esta resistencia
es genética más que un accidente ambiental. Sin embargo, este tipo
de selección requiere de mucho tiempo, infraestructura y esfuerzo
que están fuera de los alcances de este proyecto. Una aternativa
para la selección de fenotipos con mayor resistencia general podría
buscarse probando la hipótesis de que las plantas con mayor
diversidad química son más resistentes en general a los consumidores
que las plantas con menor diversidad química (Berenbaum, 1985;
Rhoades, 1979; Kubo y Hanke, 1985; Jones y Lawton, 1991; Jones y
Firns 1991). Aunque pocos estudios han demostrado experimentalmente
que la alta diversidad de mezclas de metabolitos secundarios puede
reducir el ataque de los herbívoros más efectivamente que baja
diversidad de mezclas ó compuestos simples (Adams y Bernays, 1978;
Castellanos y Espinosa-García, 1997; Lindig-Cisneros, Benrey y
Espinosa-García, 1997). Los indicios que hemos obtenido hasta ahora
son que los tejidos vegetales con uno o dos metabolitos secundarios
están en desventaja con aquellos con tres o más, siempre y cuando la
concentración de la mezcla sea alta (Castellanos y Espinosa-García,
1997; García-Rodríguez, 2000). Si la hipótesis alta diversidad y
concentración mejor defensa resulta adecuada, entonces podríamos
esperar que las plantas que crecen donde se supone que existe una
mayor presión de herbivoría, además de ser más diversas, producirían
mayor cantidad de compuestos y/o mezclas de ellos con actividad
contra los consumidores que las plantas con menor presión de
herbivoría (Langenheim, 1984; Lindig-Cisneros et al. 1997). La
confirmación de esta hipótesis se podría acoplar con la observación
directa de la cantidad de daño inflingido en las plantas por los
consumidores para seleccionar a las plantas con fenotipos químicos
presuntamente más resistentes para ser usadas en un HAPS.
Para probar el conjunto de hipótesis
mencionadas anteriormente y explorar la implementación de un HAPS,
elegimos estudiar como sistema a árboles de la familia Lauraceae,
debido a que tinene especies de interés económico como Persea spp.,
y a que presentan terpenos, los cuales son relativamente fáciles de
extraer y cuantificar. Los terpenos son los compuestos químicos mas
abundantes en las plantas superiores. Son sintetizados en
estructuras secretoras que protegen los procesos del metabolismo
primario, pero en áreas de plantas donde son más efectivos
ecológicamente. Se presentan en mezclas (constitutivas o inducidas).
Su variación cualitativa y cuantitativa del perfil composicional de
la mezcla (intraplanta, intra e interpoblación e interespecies) es
ecológicamente significativa con relación a herbívoros y patógenos (Langenheim,
1994). Mezclas complejas pueden confundir la capacidad de los
herbívoros para desarrollar la resistencia a todos los compuestos
permitiendo un lento avance en la defensa de la planta. Se ha
sugerido que una fracción de las resinas como los monoterpenos,
pueden actuar tóxicamente, mientras otros como los diterpenos,
pueden actuar como una barrera física defendiendo contra hongos
patógenos. Los constituyentes individuales de la mezcla pueden tener
efectos ecológicos múltiples así tienen un amplio impacto ecológico
(Langenheim, 1994). También presentan actividad contra herbívoros
como substancias tóxicas, disuasivas e inhibitorias. También han
sido usados como marcadores genéticos (Rockwood, 1973; Levi et al.,
1993 a,b) al explorarse características de resistencia a herbívoros
y patógenos.
El trabajo de campo será realizado en
la Estación de Biología Tropical Los Tuxtlas, Veracruz, y en las
regiones aledañas, en donde el tipo de vegetación es selva alta
perennifolia (SAP) y en la llamada faja aguacatera de Michoacán,
donde se produce la mayor parte del aguacate del país.
Con los extractos de las hojas de las
muestras (árboles y plántulas) se obtendrán los perfiles
cromatográficos con cromatografía de gases (CG). Los análisis
estadísticos a utilizar serían el análisis multivariado (análisis de
componentes principales y análisis de varianza).
Hipótesis:
1. La presión de selección ejercida
por herbívoros especialistas y patógenos en las especies arbóreas de
las selvas altas perennifolias, genera una mortalidad diferencial en
las poblaciones de plántulas, produciendo una diferenciación
química. Con el paso del tiempo, sobreviven árboles conespecíficos
cercanos físicamente pero químicamente lejanos. Las especies
arbóreas que no presentan una diferenciación química significativa,
no presentan plántulas creciendo bajo su dosel.
2. Hay una distancia química mínima
entre una plántula y su árbol madre que asegura la supervivencia de
la primera cuando ambas crecen físicamente cerca.
3. El ataque de herbívoros o
patógenos es más severo en poblaciones homogéneas químicamente que
en poblaciones heterogéneas.
4. Las plantas que crecen donde se
supone que existe una mayor presión de herbivoría (silvestres y/o de
selvas altas perennifolias), además de ser más diversas, producirían
mayor cantidad de compuestos y/o mezclas de ellos con actividad
contra los consumidores que las plantas con menor presión de
herbivoría (plantas de zonas templadas o domesticadas).
Metas Generales:
1. Describir los patrones de
variación fitoquímica asociados a la resistencia de las poblaciones
de árboles al ataque de herbívoros, parásitos y patógenos.
2. Probar la hipótesis que postula
que las poblaciones vegetales con mayor diversidad de fenotipos
químicos reciben menos daño por parte de herbívoros, parásitos y
patógenos que las poblaciones con menor diversidad.
3. Probar si los patrones de
variación fitoquímica encontrados en poblaciones silvestres de
especies emparentadas con Persea americana pueden ser usados como
modelos para implementar un Huerto Análogo a una Población Silvestre
(HAPS) con una variedad comercial de aguacatero.
4. Proponer accesiones de Persea spp.
para su conservación en bancos de germoplasma y señalar aquellas
accesiones que, por su similitud a árboles con fenotipos resistentes
a plagas o enfermedades, podrían tener valor especial en programas
de fitomejoramiento.
Objetivos:
1. Correlacionar el nivel de daño
ocasionado por herbívoros y patógenos en aguacatero con los
terpenoides foliares de este árbol.
2. Correlacionar la diversidad de
fenotipos químicos de las poblaciones con el nivel de daño causado
por herbívoros y patógenos en esa localidad.
3. Describir la variación en
fenotipos químicos en poblaciones de Persea schiediana, P. americana
de la variedad drymifolia (criollas) y del cultivar Hass., Nectandra
ambigens, y otras especies de lauráceas de la selva alta
perennifolia. Encontrar si existe una relación entre la distancia
química y la distancia física que separa a dos individuos de la
misma especie de árbol.
4. Describir los fenotipos químicos
foliares de las accesiones de Persea spp. de los bancos de
germoplasma de CICTAMEX en Coatepec de Harinas, e Ixtapan de la Sal,
Estado de México.