García Feria, Brousset, and Cervantes Olivares: Factores abióticos y bióticos determinantes para la presencia de Atrachochytrium dendrobatidis en anfibios mexicanos



Introducción

La diversidad y densidad de anfibios a nivel mundial han disminuido rápidamente en las últimas dos décadas, donde la infección por Batrachochytrium dendrobatidis (quitridiomicosis) ha sido un factor importante (Daszak et al., 2003; Stuart et al., 2004; IUCN, 2017). La severidad de los cambios ambientales recientes y la rápida dispersión que favorecen las epizootias de anfibios apoyan la hipótesis del patógeno endémico, la cual sugiere que dicho patógeno ha estado siempre presente y ha incrementado su rango de hospederos y/o patogenicidad (Stuart et al., 2004; Rachowicz et al., 2005; Pounds et al., 2006; Kilpatrick et al., 2010; Slenning, 2010). No obstante, recientemente se han encontrado evidencias de la hipótesis del patógeno invasor de un solo origen (O’Hanlon et al., 2018).

Existen condiciones ambientales (p.e. temperatura y humedad) y características del hábitat (p.e. tipo de vegetación) que determinan la presencia, supervivencia y reproducción de los organismos (Sinclair et al., 2006). En el caso de Batrachochytrium dendrobatidis (Bd), algunos experimentos demostraron que la resistencia/susceptibilidad del hongo quítrido depende de la temperatura (Berger et al., 2004; Andre et al., 2008). Se ha determinado que los cultivos purificados de hongos quitridios tienen altas tasas de crecimiento entre 16°C y 23°C, pero crecen lentamente a temperaturas entre 4°C y 16°C (Longcore et al., 1999; Berger et al., 2004). Las bajas temperaturas proporcionan condiciones favorables para su crecimiento mientras los hospederos se encuentran en hibernación (Piotrowski et al., 2004; Johnson y Speare, 2005) y/o los anfibios reducen su inmunidad (Berger et al., 2004). Aunque el hongo quítrido crece más lentamente a temperaturas superiores a 28°C, se han producido brotes en climas templados durante la temporada más cálida en las zonas montañosas frías (Bosch et al., 2001) o durante el invierno en tierras bajas cálidas (Bradley et al., 2002). La prevalencia de Bd es alta durante los períodos de temperatura fría (Berger et al., 2004; Woodhams y Alford, 2005; Kriger y Hero, 2007), mostrando una aparente estacionalidad en zonas templadas o presentándose en áreas tropicales frías (Bradley et al., 2002).

Batrachochytrium dendrobatidis ha sido identificado en 74 especies de anfibios ubicadas principalmente en el centro y sur de México, entre los 338 y los 3236 msnm (Frías-Álvarez et al., 2008; Mendoza-Almeralla et al., 2015; López-Velázquez, 2018). No obstante, la presencia del hongo quítrido aumentan con la altitud (Berger et al., 1998; Bosch et al., 2001; Weldon et al., 2004; Lips et al., 2006; Rachowicz et al., 2005; Kriger y Hero, 2008) considerando que ocurre en sitios por encima de los 400 msnm (Whitfield et al., 2012), ya que la temperatura disminuye según la altitud (Bustamante et al., 2010). Además, la temporalidad afecta la prevalencia de Bd, que varía desde una menor prevalencia en la temporada cálida a una mayor prevalencia en la temporada más fresca (Whitfield et al., 2012). Aunque, algunos autores han manifestado que los renacuajos pueden mantener el Bd por largos periodos en sus estructuras bucales durante la temporada seca hasta que realicen su metamorfosis (Woodhams y Alford, 2005; Smith et al., 2007; Longo y Burrowes, 2010), otros mencionan que existe una disminución de la queratina en las estructuras bucales antes de la metamorfosis, pero los hongos quítridos pueden pasar de éstas a la primera queratinización de la piel en las patas diseminándose rápidamente (Marantelli et al., 2004). Asimismo, las características fisicoquímicas del agua son factores que puede influir en la prevalencia de Bd (Gründler et al., 2012).

La presencia y prevalencia de Bd está influenciada por numerosos factores ambientales, así como las características intrínsecas de los anfibios (Gründler et al., 2012). En México, dos estudios han considerado los factores bióticos y abióticos en la presencia de Bd a lo largo de un gradiente de usos de suelo por agroecosistemas (Murrieta-Galindo et al., 2014; Hernández-López et al., 2018), pero no consideraron a las especies de anfibios como un factor de predisposición. En el presente estudio, evaluamos si cinco factores abióticos (altitud, precipitación, temperatura media y humedad media de las temporada seca y lluviosa) y cuatro variables bióticas (especies de anfibios, estado de desarrollo, índice de vida acuática y tipo de vegetación) o sus interacciones están relacionadas con la presencia de Bd en anfibios mexicanos, como un acercamiento no paramétrico de un modelo de distribución de especies.

Materiales y Métodos

Sitios de estudio. El muestreo se realizó en diferentes localidades considerando los tipos de vegetación caducifolia, bosque de encino, bosque de pino, áreas de vegetación xerófila y humedales naturales en el centro de México (Ciudad de México, Estado de México, Puebla y Morelos), bosque mesófilo de montaña (BMM) en el centro de Veracruz, y selva alta perennifolia (SAP) de Tabasco en el sureste de México. Estas localidades se distribuyeron entre los 200 msnm y los 2800 msnm, pero no en un gradiente altitudinal (Cuadro 1). Para los sitios, se consideró la temporalidad ambiental reportadas para México (CONAGUA 2011), la cual se registra que la temporada seca va de noviembre a mayo y la temporada lluviosa de junio a octubre. Las temperaturas ambientales promedio, la precipitación y la humedad relativa para cada temporada fueron obtenidas de los registros nacionales (CONAGUA 2011).

Cuadro 1

Tipo de vegetación, temperatura y humedad de los sitios de colecta de diferentes especies de anfibios para la detección de la presencia de Batrachochytrium dendrobatidis. n = número de individuos examinados; n+ = número de individuos positivos a Bd; ºC = Temperatura ambiental promedio; HR = porcentaje de humedad relativa promedio.

Vegetacióna Ubicación Especiesb Distribuciónc Temporada seca Temporada lluviosa
msnm N O n n+ °C HR n n+ °C HR
BMM 1259 19º 29' 27" 96º 56' 48" Rhmi E 47 22 16.8 55 45 33 20.8 95
1449 19º 03' 00" 96º 59' 09" Chta E 3 2 16.8 55 2 2 20.8 95
1256 19º 27' 37" 96º 59' 23" Hyfl NE 2 2 20.8 95
1449 19º 03' 00" 96º 59' 09" Eleu NE 1 1 16.8 55
1314 19º 30' 58" 96º 53' 27" Libe NE 2 2 16.8 55
1045 19º 24' 01" 96º 58' 33" R-Rhmi E 32 26 16.8 55 13 11 20.8 95
Xerófila 1995 18º 54' 19" 98º 04' 21" Lisp E 9 0 17.5 43 16 11 18.5 63
R-Lisp E 13 6 17.5 43 17 14 18.5 63
1316 18º 12' 29" 97º 54' 22" Lisp E 8 0 19.4 45
Hyar NE 2 0 17.5 43 9 3 19.4 45
Spmu NE 17.5 43 1 0 19.4 45
Decidua 861 18º 19' 39" 98º 50' 02" Eleu NE 1 0 21.5 50
Hyar NE 1 0 21.5 50
Bosque de encino 2627 19º 40' 14" 99º 31' 24" Hyex E 16 1 17 70
Hyar NE 1 1 17 70
Spmu NE 3 0 17 70
Humedal 2240 19º 16' 57" 99º 06' 09" Amme E 12 9 18.4 31
Bosque de pino 2817 19º 02' 55" 99º 18' 52" Lisp E 3 0 22 65 3 3 12 90
R-Lisp E 5 1 22 65 11 8 12 90
SAP 223 17º 16' 16" 91º 18' 51" Rhho NE 1 0 28.2 90
Lefr NE 8 2 28.2 90
Smba NE 7 3 28.2 90

a BMM.- Bosque mesófilo de montaña; SAP.- Selva alta perennifolia.

b Rhmi.- Rheohyla miotympanum; Chta.- Charadrahyla taeniopus; Hyfl.- Hyalinobatrachium fleischmanni; Eleu.- Eleutherodactylus sp.; Libe.- Lithobates berlandieri; R-Rhmi - Renacuajos de R. miotympanum; Lisp.- Lithobates spectabilis; R-Lisp. - Renacuajos de L. spectabilis; Hyar.- Hyla arenicolor; Spmu.- Spea multiplicata; Hyex.- Hyla eximia; Amme.- Ambystoma mexicanum; Rhho.- Rhinella horribilis; Lefr.- Leptodactylus fragilis; Smba.- Smilisca baudinii.

c E.- Especie endémica; NE.- Especie no endémica.

Colecta de hisopados cutáneos y orales. Capturamos al azar cualquier anfibio durante la temporada seca (noviembre de 2010 a mayo de 2011) y la temporada lluviosa (junio a octubre de 2011). Algunas localidades fueron visitadas en ambas temporadas climáticas, mientras que otras solo en una temporada debido a que los anfibios no estaban presentes, era difícil la captura o era difícil el acceso a los sitios. Todos los anfibios fueron capturados utilizando una red de malla fina, y fueron manipulados con guantes de látex estériles para evitar la contaminación de la muestra y reducir el riesgo de transmisión del Bd a través de la contaminación cruzada entre individuos. Las redes se lavaron con cloro al 5% y enjuagadas con agua limpia entre capturas. La obtención de muestras se realizó de acuerdo con la metodología descrita por Kriger et al. (2006), utilizando individualmente hisopos de rayón estériles (Medical Wire and Equipment, MW 100-100, Biomerieux). Cada hisopo fue frotado con firmeza, pero con suavidad, de manera que quedara impregnado con el exudado cutáneo. Se frotó diez veces en el dorso del animal, diez veces en los flancos del tórax, diez veces en el vientre, diez veces en la superficie ventral del muslo y cinco veces en las superficies palmar y plantar de cada pata. Las muestras de hisopos se obtuvieron de todos los individuos adultos capturados, a pesar de la presencia o ausencia de signos clínicos o lesiones dérmicas macroscópicas que sugirieran quitridiomicosis (según Berger et al., 1998 y Nichols et al., 2001). Las muestras de hisopos de renacuajos se tomaron de las estructuras bucales de todos los individuos capturados, independientemente de los signos de quitridiomicosis reportados como pérdida de tejido, daño dérmico, lesiones o decoloración de las estructuras bucales (según Rachowicz, 2002), ya que estas estructuras se pueden perder o dañar debido a otros factores durante la metamorfosis (etapas 40-42), y dichos signos pueden confundirse con lesiones de quitridiomicosis (Gosner, 1960; Lips et al., 2004). Los hisopos se conservaron en crioviales con 150 μl de buffer de lisis (Longmire et al., 1997) a temperatura ambiente, hasta su almacenamiento en laboratorio (dentro de las cuatro horas posteriores a la colecta), donde se almacenaron a -20°C hasta su procesamiento. Tanto los adultos como los renacuajos fueron recolectados y muestreados de cuerpos de agua permanentes. Las muestras de adultos obtenidas de cuerpos de agua temporales se adquirieron en la localidad de la selva alta perennifolia, ubicados a 100 m de fuentes de agua permanentes. Cada individuo fue fotografiado para la identificación de las especies y si presentaban lesiones dérmicas. Los especímenes fueron liberados en el mismo sitio donde fueron capturados. Además, fueron consideradas muestras de individuos de Ambystoma mexicanum, los cuales se encontraban en tanques mantenidos a la intemperie a los que se les proveía de agua de los canales del lago de Xochimilco sin ningún tratamiento previo; estos individuos fueron considerados del ambiente humedal, debido al uso directo del agua del lago.

Extracción de ADN y diagnóstico molecular. La extracción del DNA se realizó siguiendo la metodología sugerida por Miller et al. (1988) y la recomendada por el fabricante del kit de extracción GF-1 (Vivantis Technologies Sdn. Bhd. Malaysia). La amplificación de los fragmentos de 300 pb de RNA ribosómico (rRNA) se realizó mediante un proceso anidado de reacción en cadena de la polimerasa (nPCR) (Goka et al., 2009). El nPCR tiene una mayor sensibilidad cuando se trabaja con bajas cantidad de ácidos nucleicos (Ma et al., 2003; Kawada et al., 2004; Goka et al., 2009) o cuando hay una dilución de los ácidos nucleicos en el proceso de extracción (Ma et al., 2003). En el primer ensayo, la región 18S rRNA de Bd se amplificó usando el oligonucleótido Bd18SF1 (5'-TTTGTACACACCGCCCGTCGC-3') y la región 28S rRNA mediante el oligonucleótido Bd28SR1 (5'-ATATGCTTAAGTTCAGCGGG-3'). En el segundo ensayo, se amplificó a partir de los primeros productos, la región 5.8 del gen rRNA, y las regiones ITS1 e ITS2, usando los oligonucleótidos Bd1a (5'-CAGTGTGCCATATGTCACG-3') y Bd2a (5'-CATGGTTCATATCTGTCCAG-3').

Las PCR se realizaron en reacciones de 20 μL, las cuales incluyeron 2 μL de la extracción de ADN, 0.5 mM de cada dNTP, 2 mM de MgCl2, 0.25 U de DNA polimerasa Taq (Amplificasa, Biotecnologías Universitarias, FMVZ-UNAM) y 0.5 mM de cada oligonucleótido. La primera reacción se mantuvo durante 9 minutos a 95°C con el fin de obtener la desnaturalización inicial. Posteriormente, se corrieron 30 ciclos de 30 segundos a 94°C, 30 segundos a 50°C y 2 minutos a 72°C y una extensión final de 7 minutos a 72°C. Para la segunda amplificación, la desnaturalización inicial se realizó durante 9 minutos a 95°C; 30 ciclos de 30 segundos a 94°C, 30 segundos a 65°C y 30 segundos a 72°C y una extensión final de 7 minutos a 72°C.

Se incluyeron controles positivos y negativos en cada amplificación de PCR; los controles positivos se extrajeron de un cultivo de Bd (cepa JEL-423), y el control negativo fue agua estéril destilada libre de ácidos nucleicos. Cada muestra se probó por triplicado para verificar los resultados de cualquier amplificación y para descartar cualquier falso negativo. Los productos de PCR se separaron por electroforesis en geles de agarosa al 2% y se tiñeron con bromuro de etidio para hacer que las bandas de fragmentos fueran visibles bajo luz UV. Todas las pruebas diagnósticas se realizaron en el Laboratorio de Micología de la Facultad de Medicina Veterinaria y Zootecnia (FMVZ) de la Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM).

Análisis de datos. La prevalencia se calculó a partir del número de casos positivos dividido por el número total de muestras; estos incluyen la prevalencia calculada para individuos adultos de cada especie de anfibio capturada, así como para los renacuajos; también el intervalo de confianza al 95% ajustado para proporciones (Heumann et al., 2016). Una tabla de contingencia evaluada con una prueba de Chi-cuadrada de Pearson con corrección de Yates (Gotelli y Ellison, 2004) fue realizada con el programa Epidat 3.1 (www.sergas.es) para identificar la independencia o asociación de las condiciones (adulto y renacuajo, y temporadas climáticas) hacia la presencia del Bd. Previamente, los datos de presencia se transformaron por la raíz cuadrada de N + 0.5, donde N es presencia (1) o ausencia (0) (Gotelli y Ellison, 2004).

También se realizaron dos árboles de clasificación binomial y de regresión (CART, Breiman et al., 1984) como un enfoque no paramétrico de un modelo de distribución y de preferencia de hábitat (Bell 1996; Vayssières et al., 2000) para evaluar la combinación de nueve variables que podrían determinar la presencia de Bd en anfibios. En el primer CART se consideraron (1) las especies de anfibios (incluidas dos especies de renacuajos como entidades), (2) tipo de vegetación, (3) altitud, (4) temperatura media ambiental, (5) humedad relativa, (6) precipitación, (7) temporada (lluviosa o seca), y (8) un índice de vida acuática (valores tomados de Hernández-López et al., 2018), el cual considera el promedio de valores asignados para cada etapa de desarrollo ([a] larva, [b] adulto en reproducción y [c] adulto en no reproducción); cada etapa toma valores de 1 cuando larvas y adultos tienen hábitos terrestres, 2 cuando los adultos tienen hábitos arborícolas y 3 cuando larvas y adultos son exclusivamente acuáticos (Lips et al., 2003; Hernández-López et al., 2018). El segundo CART se realizó para corregir el posible error debido al tamaño de muestra inferior a 59 (según Skerrat et al., 2008 y Gray et al., 2017), para lo que excluimos la entidad de las especies y la sustituimos por el estado de desarrollo (adultos y renacuajos) como variable explicativa. Para el CART, las variables explicativas obtienen un valor de probabilidad de acuerdo con la partición recursiva que divide las variables jerárquicamente por medio de nodos y ramas definidas (Breiman et al., 1984; Vayssières et al., 2000; Gotelli y Ellison, 2004). La selección del árbol con el número de ramas más apropiado para evitar el sobreajuste, se realizó con el cálculo de la tasa de error por la validación cruzada considerado la devianza mínima (Bell, 1996). Los CART se construyeron con el paquete tree (versión 1.0-35) en el programa RStudio v 1.1.463 (R studio, Inc. www.rstudio.com), considerando un valor significativo de 0.05.

Resultados

Se tomaron muestras de 203 anfibios adultos de 13 especies mexicanas, que se distribuyeron en siete tipos de hábitats diferentes entre los 223 msnm hasta los 2817 msnm (Cuadro 1). La prevalencia de Bd en los anfibios adultos fue 47.78% (Cuadro 2). Las muestras de hisopos recogidos de Ambystoma mexicanum en semicautiverio mostraron un 75% de positivos (9/12) para el hongo quítrido mediante el diagnóstico de nPCR (Cuadro 3). De las muestras colectadas en la selva alta perennifolia (SAP) del sureste de México, cinco de 16 muestras fueron positivas (31.25% de prevalencia), incluyendo anuros fosoriales (Leptodactylus fragilis, n = 8) y anuros de sotobosque (Smilisca baudinii, n = 7); estos registros de Bd fueron los primeros reportados a Tabasco y a la región de la Península de Yucatán. Ningún anfibio exhibió lesiones macroscópicas o signos clínicos de enfermedad sugestiva de quitridiomicosis, ni se encontró mortalidad masiva de individuos.

Cuadro 2

Prevalencia de Batrachochytrium dendrobatidis según el estado de desarrollo y temporadas climaticas. N = número de individuos examinados; N+ = número de individuos positivos a Bd.

Variable Factor N N+ Prevalencia (%) IC95%*
Estado de desarrollo Adultos 203 97 47.78 ± 6.87
Renacuajos 91 66 72.53 ± 9.17
Total 294 163 55.44 ± 5.68
Temporada climática Temporada seca 129 69 53.49 ± 8.61
Temporada lluviosa 165 94 56.97 ± 7.55
Total 294 163 55.44 ± 5.68
Adultos Temporada seca 79 36 45.57 ± 10.98
Temporada lluviosa 124 61 49.19 ± 8.80
Total 203 97 47.78 ± 6.87
Renacuajos Temporada seca 50 33 66.00 ± 13.13
Temporada lluviosa 41 33 80.49 ± 12.13
Total 91 66 72.53 ± 9.17

[i] *IC95% = Intervalo de confianza al 95% calculado para proporciones (Heumann et al., 2016).

Cuadro 3

Prevalencia de Batrachochytrium dendrobatidis por temporada climatica e indice de vida acuatica de 13 especies de anfibios adultos y dos especies de renacuajos. N = número de individuos examinados; IVA = Índice de vida acuática; n = número de individuos en cada temporada climática; n+ = número de individuos positivos a Bd en cada temporada climática; Prev = % de prevalencia.

Especie N IVA* Temporada seca Temporada lluviosa
n n+ Prev n n+ Prev
Rheohyla miotympanum 92 2.33 47 22 46.81 45 33 73.33
Charadrahyla taeniopus 5 2.67 3 2 66.67 2 2 100.00
Hyalinobatrachium fleischmanni 2 2.33 2 2 100.00
Eleutherodactylus sp. 2 1 1 1 100.00 1 0 0.00
Lithobates berlandieri 2 3 2 2 100.00
Lithobates spectabilis 39 3 12 0 0.00 27 14 51.85
Hyla arenicolor 13 2.67 2 0 0.00 11 4 36.36
Spea multiplicata 4 2.33 4 0 0.00
Hyla eximia 16 2.67 16 1 6.25
Ambystoma mexicanum 12 3 12 9 75.00
Rhinella horribilis 1 2.33 1 0 0.00
Leptodactylus fragilis 8 2.33 8 2 25.00
Smilisca baudinii 7 2.67 7 3 42.86
Total 203 79 36 45.57 124 61 49.19
Renacuajos de R. miotympanum 45 3 32 26 81.25 13 11 84.62
Renacuajos de L. spectabilis 46 3 18 7 38.89 28 22 78.57
Total 91 50 33 66.00 41 33 80.49

[i] *valores tomados de Hernández-López et al., 2018.

Además, se capturaron 91 renacuajos de los cuales 66 fueron positivos a Bd en la PCR anidada (72.53% de prevalencia; IC95% = 9.17) (Cuadro 2). La tabla de contingencia mostró que la presencia de Bd está asociada a la etapa de desarrollo de los anfibios (adulto o renacuajo) (X 2 Pearson = 14.57, g. l. = 1, P = 0.0001). La proporción de las prevalencias entre renacuajos: adultos indicó que los renacuajos tienen 52% más prevalencia de Bd que los adultos.

La prevalencia total de Bd no está asociada a la temporada climática (X 2 Pearson = 0.23, g. l. = 1, P = 0.633), siendo de 53.49% en la temporada seca y de 56.97% en la temporada lluviosa. El mismo análisis se dividió por etapas de desarrollo, pero no se encontraron asociaciones de la presencia de Bd en las muestras de adultos entre las temporadas climáticas (adultos: X 2 Pearson = 0.129, g. l. = 1, P = 0.719) (45.57% de prevalencia en la temporada seca y 49.19% en la temporada lluviosa). La prevalencia de quitridios en renacuajos fue del 66% en la temporada seca (33/50) y del 80.49% durante la temporada lluviosa (33/41); no obstante, la prevalencia no estuvo asociada a la temporada (renacuajos: X 2 Pearson = 1.702, g. l. = 1, P = 0.192) (Cuadro 2).

Análisis multivariado

La presencia de Bd en los anfibios está influenciada por la interacción de múltiples variables simultáneamente. El primer árbol de clasificación y regresión realizado a partir de un modelo completo de ocho variables (especies de anfibios [incluidos los renacuajos como una entidad], índice de vida acuática, tipo de vegetación, altitud, temperatura y humedad ambiental, precipitación y temporada) utilizado para predecir la presencia de Bd. En este árbol fueron excluidas las especies que tuvieron menos de siete colectas en los muestreos; únicamente se consideraron siete especies de anfibios (Rheohyla miotympanum, Lithobates spectabilis, Hyla eximia, Hyla arenicolor, Leptodactylus fragilis, Smilisca baudinii y Ambystoma mexicanum) y dos de renacuajos (R. miotympanum y L. spectabilis). El árbol resultante generó siete divisiones y ocho nodos terminales a partir de cuatro variables seleccionadas (especies, precipitación, temperatura y temporada climática). El modelo de CART más preciso fue elegido por la menor tasa de error de clasificación obtenida con la validación cruzada (0.24 = 68/278) (Fig. 1). El árbol resolvió con un 94% de probabilidad que Bd estuviera presente en individuos adultos de Hyla arenicolor, Lithobates spectabilis y Smilisca baudinii cuando estas especies viven a temperaturas ambientales inferiores a 20.25°C y precipitaciones superiores a 22.5 mm. El modelo CART también considera que Ambystoma mexicanum y renacuajos de Rheohyla miotympanum son más propensos a la presencia de Bd per se (P = 0.81), así como adultos de R. miotympanum y renacuajos de Lithobates spectabilis, pero durante la temporada lluviosa la probabilidad de presencia de Bd aumenta (P = 0.75) (Fig. 1).

Figura 1

Modelo de predicción de presencia de Batrachochytrium dendrobatidis en 13 especies de anfibios adultos y dos de renacuajos y seis variables ambientales mediante un árbol de clasificación y regresión.

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El segundo CART también se incluye ocho variables, pero en lugar de la variable 'especie' consideramos el estado de desarrollo (adulto o renacuajo), esto para corregir el posible error debido al tamaño de muestra de algunas especies. En este análisis se contaron con 91 muestras de renacuajos y fueron incluidas 203 muestras de individuos adultos de 13 especies (Cuadro 3). El modelo más preciso también fue seleccionado de acuerdo con la menor tasa de error de clasificación obtenida con la validación cruzada (0.2313 = 68/294). El árbol de regresión generado tuvo cinco divisiones y seis nodos terminales para cinco variables seleccionadas (precipitación, tipo de vegetación, temperatura e índice de vida acuática) (Fig. 2). En el CART se observa que el hongo quítrido podría estar presente en anfibios adultos y renacuajos del BMM, del bosque de pino, los humedales y de la vegetación xerófila cuando se presentan precipitaciones mayores a 10 mm, la temperatura ambiental esté por debajo de los 21.75ºC y presentan un índice de vida acuática mayor a 2.50 (P = 0.79). Además, Bd también puede estar presente con 72% de probabilidad en adultos y larvas con índice de vida acuática por abajo de 2.50, cuando la temperatura ambiental este por arriba de los 16.9ºC (Fig. 2).

Figura 2

Modelo de predicción de presencia de Batrachochytrium dendrobatidis en anfibios adultos y renacuajos y seis variables ambientales mediante un árbol de clasificación y regresión.

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Discusión

En diferentes regiones del mundo, la quitridiomicosis se ha asociado con la mortalidad en masa de muchas poblaciones de anfibios (Laurence, 1996; Laurence et al., 1997; Berger et al., 1998; Longcore et al., 1999; Bosch et al., 2001; Daszak et al., 2003; Lips et al., 2004; Pounds et al., 2006; James et al., 2009; Voyles et al., 2009). Sin embargo, la ausencia de signos clínicos también se ha reportado en algunos lugares donde el quítrido se ha detectado (Carnaval et al., 2006; Toledo et al., 2006; Gründler et al., 2012). En este estudio, no encontramos anfibios con lesiones macroscópicas o signos de enfermedad ni eventos de mortalidad masiva por Bd. Nuestros resultados obtenidos a través del análisis de PCR anidado muestran un rango más amplio de valores (de 6 a 100%) de la presencia de Bd comparado con los porcentajes previamente reportados en México y detectados por PCR en tiempo real (75%, Lips et al., 2004; 84-100%, Frías-Álvarez et al., 2008). No obstante, en otros estudios se ha demostrado que la técnica de PCR anidada es más sensible y específica para detectar fragmentos de ácidos nucleicos, incluso en muestras contaminadas o degradadas (Goka et al., 2007; Gaertner et al., 2009). Posiblemente, la sensibilidad y especificidad de la PCR anidada refleje menores tasas de falsos negativos y tenga alta detección del hongo quítrido.

La presencia del hongo quítrido ha sido reportada en múltiples lugares en México, incluyendo Sonora (Rollins-Smith et al., 2002), Guerrero (Lips et al., 2004; Frías-Álvarez et al., 2008), Chiapas (Quintero-Díaz, 2004; Frías-Álvarez et al., 2008), Ciudad de México, Estado de México, Michoacán, Morelos, Oaxaca, Puebla, Hidalgo y Nuevo León (Frías-Álvarez et al., 2008), y el centro de Veracruz (Murrieta-Galindo et al., 2014) . No obstante, se menciona que al menos 74 especies de anfibios, de las familias Hylidae y Plethodontidae, distribuidas en las regiones montañosas del centro y sur de México tienen susceptibilidad a Bd (Mendoza-Almeralla et al., 2015; López-Velázquez, 2018). Todos los registros coinciden en que el hongo quítrido ocurre en altitudes superiores a 600 msnm, y en climas templados y húmedos, pero no se especifican los tipos de vegetación. Murrieta-Galindo et al. (2014) definen que algunas especies de anfibios con reproducción acuática que habitan en el bosque mesófilo de montaña son más susceptibles a la presencia de Bd. En nuestro trabajo, incluimos como nuevo reporte, la presencia del quítrido en la selva alta perennifolia de Tabasco en el sureste de México. La presencia de Bd en este tipo de zonas se ha reportado en zonas tropicales frías (Bradley et al., 2002), sin embargo, en nuestro sitio de muestreo (SAP, Cuadro 1) presenta un clima cálido húmedo con lluvias todo el año y la temperatura más fría se da en enero con >18.1ºC (INEGI, 2017). Esta localidad está aproximadamente a 160 km de la ubicación geográfica más cercana, Pueblo Nuevo, Chiapas (Muñoz-Alonso, 2013), donde se documentó la presencia de Bd. Nuestro hallazgo modifica los registros de altitud y distribución de Bd en tierras bajas de la vertiente del Golfo de México (ver Mendoza-Almeralla et al., 2015).

Algunas de las especies estudiadas en este trabajo son endémicas de México, incluyendo Rheohyla miotympanum, Ambystoma mexicanum, Hyla eximia, Charadrahyla taeniopus y Lithobates spectabilis (IUCN, 2017); documentamos el primer informe de los hallazgos de Bd en C. taeniopus. Las otras ocho especies tienen un amplio rango de distribución en el continente americano, pero no son especies endémicas de México: Hyalinobatrachium fleischmanni, Lithobates berlandieri, Hyla arenicolor, Spea multiplicata, Rhinella horribilis, Leptodactylus fragilis, Smilisca baudinii y Eleutherodactylus sp. También documentamos el primer informe de Bd en Leptodactylus fragilis, el resto de las especies habían sido reportadas previamente como positivas para la quitridiomicosis en otras localidades mexicanas (Lips et al., 2004; Frías-Álvarez et al., 2008; Muñoz-Alonso, 2013).

En el lago Xochimilco, los ajolotes (Ambystoma mexicanum) muestreados en el CIBAC en los tanques con agua del lago tuvieron alta prevalencia de Bd, lo que confirma que el hongo quítrido está presente en las vías fluviales de Xochimilco. Esta posibilidad de que Bd esté presente en los pocos ajolotes silvestres ha sido mencionada por Frías-Álvarez et al. (2008), que no pudieron declarar al lago como sitio libre de Bd debido al tamaño de muestra demasiado pequeño (N = 2).

Los porcentajes de prevalencia de Bd detectados en el presente estudio (47.78% en adultos) estuvieron dentro del rango reportado en otros trabajos de investigación previos realizados en México (96.4% por Frías-Álvarez et al., 2008; 21% por Muñoz-Alonso, 2013; 20% por Murrieta-Galindo et al., 2014). Además, identificamos una alta prevalencia entre los renacuajos (72.53%) en comparación con solo el 17.72% reportado por Murrieta-Galindo et al. (2014), lo que nuestro resultado refleja una relación de 1.52 veces la prevalencia respecto a la de los adultos. La relación es similar a lo reportado por Longo y Burrowes (2010), quienes estimaron una relación renacuajo: adulto de 1.5. No obstante, reportamos que la mayor prevalencia de Bd está en los renacuajos, ninguno tuvo sin signos clínicos de quitridiomicosis, como es la pérdida de forma de las estructuras orales queratinizadas. Estas alteraciones bucales pueden confundirse entre la quitridiomicosis y la pérdida natural y la maduración por la metamorfosis normal (etapas 40-42, Gosner, 1960; Lips et al., 2004). Se ha sugerido que la alta prevalencia de Bd entre los renacuajos podría indicar que están contribuyendo como reservorios durante períodos prolongados, manteniendo al hongo en la población y en el ambiente hasta que las condiciones ambientales sean óptimas para la metamorfosis (Woodhams y Alford, 2005; Smith et al., 2007). Aunque los renacuajos tienen tejido epidérmico queratinizado insuficiente para permitir la invasión eficiente de los quítridos y su establecimiento, la prevalencia aumenta hasta estados postmetamórficos como subadultos, que también pueden actuar como reservorios (Cashins, 2009; Piova-Scott et al., 2011). Según nuestros hallazgos, confirman que especies con fases adultas acuáticas (i.e. Ambystoma mexicanum) y renacuajos (según el primer CART, Fig. 1) podrían mantener la presencia del quítrido en el ambiente por resistencia (Briggs et al., 2010) o especies que requieren constante presencia en todas sus fases de desarrollo, reflejado en valores de índice de vida acuática altos (p.e. índice de vida acuática > 2.50, según segundo CART, Fig. 2).

Los agentes etiológicos se manifiestan cuando se da la interacción múltiple y compleja entre las condiciones ambientales, la dinámica de la población, la resistencia del huésped y la virulencia de los patógenos (Voyles et al., 2009). La prevalencia e intensidad tienden a ser bajas en sitios enzoóticos; la reinfección de individuos resistentes podría hacer que el patógeno persista en la población y el medio ambiente (Briggs et al., 2010), aunado con las interacciones de las condiciones bióticas y abióticas (Daszak et al., 2003; Lips et al., 2003; Berger et al., 2004; Rohr y Raffel, 2010). Estas interacciones pueden comprometer estacionalmente la respuesta inmune y el comportamiento del huésped, así como la dinámica parásito-hospedero (Woodhams y Alford, 2005). El presente estudio indica que dentro de las variables analizadas, las más importantes para la presencia de Bd en anfibios silvestres aparentemente sanos fueron la precipitación y la especie de anfibios, sumándose la especificidad del hábitat (i.e., boque mesófilo de montaña, bosque de encino, vegetación xerófila y humedales) o la posible función de reservorio por parte de los renacuajos y de especies con fases adultas de alta asociación con cuerpos de agua (i.e. Ambystoma mexicanum, Lithobates sp., Rheohyla miotympanum) e índices de vida acuática altos. Anteriormente, algunas de estas variables se conocían como parte del riesgo de quitridiomicosis (Lips et al., 2003; Berger et al., 2004; Rohr y Raffel, 2010). En México, Murrieta-Galindo et al. (2014) encontraron una combinación de variables bióticas y abióticas (i.e. densidad de árboles, especies de helechos, temperatura, elevación, tamaño de fragmentos e índice estructural) que se correlacionan positivamente con la infección por Bd en anfibios de agroecosistemas de café en el bosque mesófilo de montaña. En una recopilación de datos de registros publicados, Hernández-López et al. (2018) encuentran que el tipo de desarrollo larvario y factores ambientales tales como temperatura, precipitación y perturbación (p.e. cambios en la vegetación y tipos de uso de suelo), afectan el riesgo de infección por Bd. No obstante, encuentran una asociación negativa entre el grado de perturbación y la tasa de infección. Aunque nosotros no evaluamos el grado de perturbación, nuestros hallazgos concuerdan en que la temperatura y precipitación son importantes, junto con el tipo de desarrollo larvario, en nuestro caso, especies de desarrollo larvario de vida libre (Rheoyla miotympanum y Lithobates sp.).

El gran número de especies de anfibios estudiadas previamente en México, verifica la presencia de Bd distribuido en diferentes hábitats, desde bosques de coníferas hasta bosques tropicales (Rollins-Smith et al., 2002; Lips et al., 2004; Frías-Álvarez et al., 2008; Luja et al., 2012, Murrieta-Galindo et al., 2014; Mendoza-Almeralla et al., 2015), en altitudes entre los 338 m y más de 3,000 m sobre el nivel del mar (Frías-Álvarez et al., 2008). Las áreas más bajas registradas en este trabajo con la presencia de Bd se encontraron en la selva alta perennifolia (SAP) a 223 msnm. Al igual que en el bosque mesófilo de montaña, la SAP también presenta mayor humedad (> 90%) por tener un clima cálido húmedo con lluvias todo el año (INEGI 2017); sin embargo, SAP experimenta una temperatura anual promedio más alta (28.2°C) que los otros tipos de vegetación evaluados. En las selvas altas del sureste de México, la prevalencia de Bd fue mayor (31.25%) que el 19.8 por ciento reportado en estudios previos en el mismo tipo de vegetación en la amazonia ecuatoriana, ubicados entre 190 m y 250 msnm con una temperatura promedio de 25°C (McCracken et al., 2009). Además, nuestros resultados también exceden la prevalencia reportada en los bosques tropicales de Costa Rica (entre 100 m y 399 msnm), que presentan una prevalencia del quítrido del 17.6% (Puschendorf et al., 2006).

Aunque se ha reportado que la presencia de Bd puede darse en temperaturas superiores a los 25°C, el hongo no crece y puede morir, nuestros resultados corroboran que puede ser viable a temperaturas mayores como las del sureste mexicano. No obstante, algunos investigadores consideran que las temperaturas inferiores a 25°C son óptimas para su crecimiento (Berger et al., 1998; Bosch et al., 2001), también corroboramos con nuestros resultados del CART, que la temperatura por debajo de los 19.9ºC es óptima para su presencia. Por otro lado, algunos estudios han confirmado que Bd está presente en bajas altitudes (Beard y O'Neal, 2005; Carnaval et al., 2006; Flechas et al., 2012; Luja et al., 2012). Nuestros hallazgos demuestran que el hongo sobrevive con alta prevalencia en selva alta perennifolia en altitudes de ≈ 200 msnm, donde la temperatura máxima diaria promedio puede ser de 36°C durante la temporada cálida y las temperaturas mínimas están por arriba de los 18ºC (CONAGUA, 2011; INEGI, 2017). Estos resultados demuestran que el hongo quítrido tiene un rango de temperatura más amplio para el crecimiento en condiciones silvestres respecto a las condiciones en laboratorio (Longcore et al., 1999; Berger et al., 2004). Este amplio rango puede hacer que Bd esté presente y pueda causar enfermedad cuando las condiciones ambientales afecten la actividad protectora de la microbiota cutánea (Daskin et al., 2014) o al sistema inmune de los anfibios (Woodhams et al., 2008). El rango de temperatura de los hábitats naturales es un factor que requiere una evaluación más profunda para comprender el ciclo natural de la enfermedad y la vulnerabilidad potencial de otras especies de anfibios que anteriormente no se consideraban en riesgo.

No obstante, se ha informado que otros factores de riesgo podrían desempeñar un papel en la presencia de Bd, varios modelos evaluaron las sinergias entre variables como posibles causas del declive de la población mundial de anfibios, como la pérdida de hábitat, el cambio climático, la sobreexplotación, las enfermedades y la pérdida de diversidad de anfibios (Sodhi et al., 2008; Searle et al., 2011). Diferentes combinaciones de estas variables sugieren que las especies de anfibios, especialmente en aquellas con rangos de distribución pequeños y restringidos, con hábitats estacionales en temperatura y precipitación, tienen el mayor riesgo de extinción. En nuestros análisis CART obtuvimos que la especie de anfibio y la precipitación son las variables principales que determinan la presencia de Bd, y se van combinando con el tipo de hábitat, la temperatura y humedad, el estado de desarrollo y el índice de vida acuática. Aunque algunos autores mencionan que el grado de perturbación de la vegetación y el tipo de uso de suelo afecta a la infección por Bd (Hernández-López et al., 2018), otros mencionan que no hay un efecto en la prevalencia en algunos tipos de ecosistemas (i.e. bosque mesófilo de montaña) (Murrieta-Galindo et al., 2014). Sin embargo, la presencia posiblemente se deba a la alta humedad ambiental y a la susceptibilidad o resistencia de las especies al quítrido (i.e. Rheohyla miotympanum), tal como nuestros hallazgos lo demuestran.

En algunos estudios ecológicos, la infección por Bd no fue considerada como la causa directa de muerte y extinción de los anfibios (Burgin et al., 2005; McCallum, 2005). Hay muchas variables que afectan las interacciones de la tríada ecológica: medio ambiente-fauna-ser humano (por ejemplo, la pérdida de hábitat, la contaminación, las especies invasoras, la densidad de población humana, el cambio climático y otras causas desconocidas), e incrementan el riesgo de extinción (Sodhi et al., 2008). Estas presiones disminuyen las poblaciones de anfibios a nivel local, regional y mundial, y pueden predisponer a éstos a brotes de enfermedades. Muchas especies de anfibios están catalogadas por la UICN en diferentes niveles de riesgo, e incluyen los brotes epizoóticos de Bd como una de las causas principales. Sin embargo, recientemente se ha determinado que solo el 14 por ciento de las especies de anfibios han exhibido quitridiomicosis (Heard, 2011). Esto indicaría que la reducción de la población de anfibios y las extinciones mundiales de especies tienen causas multifactoriales, incluido el componente epizoótico y su interacción con los componentes ambientales (i. e., la vulnerabilidad de Bd a los rangos de temperatura y humedad), pero puede no ser la etiología principal.

Agradecimientos

Al apoyo del Programa de Becas Posdoctorales de la Dirección General de Asuntos de Personal Académico de la Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM) otorgado a LMGF. Este proyecto fue posible gracias a la contribución financiera de PAPIIT No. N210410-3 para DMB. El muestreo de A. mexicanum fue facilitado por el Centro de Investigaciones Biológicas y Acuícolas de Cuemanco de la Universidad Autónoma Metropolitana. Fahd Henry Carmona Torres (DEFSAL-FMVZ) proporcionó algunas muestras de poblaciones silvestres. Shiara González-Padrón y Sein Cervantes por su apoyo en el trabajo de campo. A Carolina Segundo-Zaragoza por facilitar las actividades en el Laboratorio de Micología, FMVZ-UNAM. La identificación de especies de anfibios se realizó con la ayuda de René Murrieta-Galindo.

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Notes

[6] Editor responsable: Alberto González Romero



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Acta Zoológica Mexicana (nueva serie), 2019, Vol. 35, es una publicación electrónica continua de acceso abierto, editada por el Instituto de Ecología, A.C. (INECOL), Carretera antigua a Coatepec 351, Col. El Haya, Xalapa, Ver. C.P. 91070, Tel. (228) 842-1800, extensión 4112 http://azm.ojs.inecol.mx/index.php/azm. Editor responsable: Sergio Ibáñez-Bernal, sergio.ibanez@inecol.mx. Reservas de Derechos al Uso Exclusivo No. 04-2016-062312173100-203, versión on-line ISSN 2448-8445, [antes también impresa ISSN 0065-1737], con registros otorgados por el Instituto Nacional del Derecho de Autor. Responsable de la última actualización de este volumen, Sergio Ibáñez-Bernal, Carretera antigua a Coatepec, 351, Col. El Haya, Xalapa, Ver., C.P. 91070. Fecha de la última modificación: 18 de enero de 2019.