Disponibilidad de esporomas de hongos comestibles en los bosques de pino–encino de Ixtlán de Juárez, Oaxaca
Edible mushroom sporocarp availability in pine–oak forests in Ixtlán de Juárez, Oaxaca
Roberto Garibay–Orijel1,*, Miguel Martínez–Ramos2 y Joaquín Cifuentes3
1 Laboratorio de sistemática, ecología y aprovechamiento de micorrizas, Departamento de Botánica, Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México. Circuito exterior s/n, Ciudad Universitaria, Apartado postal 70–233, 04510 México, D.F., México.
2 Laboratorio de ecología de poblaciones y comunidades tropicales, Centro de Investigaciones en Ecosistemas (CIECO), Universidad Nacional Autónoma de México. Antigua carretera a Pátzcuaro 8701, Col. Exhacienda de San José de la Huerta, 58190 Morelia, Michoacán, México.
]]> 3 Sección de Micología, Herbario FCME, Facultad de Ciencias, Universidad Nacional Autónoma de México. Ciudad Universitaria, Apartado postal 70–181, 04510 México, D.F., México.
*Correspondencia:
rgaribay@ibunam2.ibiologia.unam.mx
Recibido: 06 agosto 2008
Aceptado: 15 noviembre 2008
Resumen
Los hongos comestibles son recursos forestales cuyo aprovechamiento sustentable depende del conocimiento de la distribución y productividad de sus esporomas. En el presente trabajo se evaluó la disponibilidad de 81 hongos comestibles por medio de la abundancia, distribución temporal y espacial de sus esporomas. Estas variables se integraron en un índice de importancia ecológica (VI) que brinda una medida para estimar la disponibilidad de sus esporomas en los bosques. El estudio se realizó durante 2001 y 2002 en los bosques de Pinus–Quercus de Ixtlán de Juárez, Oaxaca. Las especies más abundantes fueron Laccaria laccata var. pallidifolia, Gymnopus confluens y Laccaria vinaceobrunnea. La especie con mayor producción de biomasa húmeda de esporomas (2.21 Kg/sitio de muestreo) fue Laccaria laccata var. Pallidifolia. Sólo G. confluens y G. dryophilus produjeron esporomas desde principios de junio hasta finales de octubre. Las especies con mayor disponibilidad fueron L. laccata var. pallidifolia, G. confluens, L. vinaceobrunnea y H. purpurascens. La riqueza de hongos comestibles silvestres en Ixtlán es alta (96 especies), pero su disponibilidad es muy heterogénea (de L. laccata var. pallidifolia VI = 0.7905, a Helvella infula VI = 0.0055). Dentro del mismo bosque, en sitios relativamente cercanos la composición de especies es diferente y su producción de esporomas y biomasa son contrastantes.
]]> Palabras clave: productividad, hongos comestibles silvestres, recursos forestales no maderables, manejo sustentable, índice de importancia ecológica.
Abstract
Wild edible mushrooms are non timber forest products whose sustainable use must have an ecological basis. In this work, we measured the availability of 81 edible mushrooms by means of their abundance, frequency, biomass production, temporal and spatial distribution of their fruiting bodies. These variables were integrated into an ecological importance index (IV) which describes sporome availability in the forest. The research was carried out during 2001 and 2002 in the Pinus–Quercus forests of Ixtlán de Juárez, Oaxaca. The most abundant species were Laccaria laccata var. pallidifolia, Gymnopus confluens and Laccaria vinaceobrunnea. Laccaria laccata var. pallidifolia was the most productive species with an estimated total productivity of 2.21 Kg/sampling site. Only G. confluens and G. dryophilus were observed in all sampling dates, from June to October. Species with the highest total availability were L. laccata var. pallidifolia, G. confluens, L. vinaceobrunnea and H. purpurascens. In the communal property of Ixtlán, wild edible mushroom diversity is high (96 species); however, their availability is heterogeneous (from L. laccata var. pallidifolia IV = 0.7905, to Helvella infula IV = 0.0055). Within the forest, between sites relatively close to one another, species composition was different and their abundance and productivity were contrasting.
Key words: productivity, wild edible mushrooms, non timber forest products, sustainable management, ecological importance index.
Introducción
Los hongos comestibles silvestres (HCS) son recursos forestales no maderables de importancia ecológica, económica y cultural. En los bosques y otros ecosistemas cumplen funciones sustanciales al proveer a los árboles de nutrimentos y agua (cuando son micorrízicos) y al descomponer la materia orgánica hacen disponibles los nutrimentos inmovilizados en ella (cuando son saprobios) (Dighton, 2003). Su aprovechamiento se realiza a gran escala sobre todo en Asia, donde los hongos micorrízicos son recolectados para su exportación y las cepas de hongos saprobios silvestres constituyen bancos de germoplasma importantes para más de 35 especies comestibles y medicinales que son cultivadas con fines comerciales (Sánchez, 2004). El valor estimado del comercio mundial de hongos silvestres en 2004 fue de 2 billones de dólares (Boa, 2004). En México existe un arraigado conocimiento micológico que proviene de la época prehispánica y se expresa en nuestros días principalmente en comunidades indígenas y mestizas del medio rural (Ruán–Soto et al., 2004); en total, en México se consumen de manera tradicional al menos 275 especies de macromicetos silvestres (Garibay–Orijel et al., en prensa). Sin embargo, su recolección se destina principalmente para autoconsumo y venta en mercados regionales. Los ejemplos de uso intensivo de estos recursos se limitan a la exportación de Tricholoma magnivelare y de algunas otras especies como Amanita caesarea s.l., Boletus edulis s.l., Cantharellus cibarius s.l. y Morchella spp. a Europa y Asia por medio de compañías extranjeras (Martínez–Carrera et al., 2002, 2005).
En general, se puede decir que en el país este recurso no es usado en todo su potencial y que los beneficios económicos para quienes lo utilizan son limitados por falta de organización, procesamiento, regulación y conocimiento científico y tecnológico. Aunque una base de conocimiento ecológico debería ser el fundamento para planear la explotación de este recurso, en México existen muy pocos estudios acerca de la ecología de poblaciones y comunidades de HCS. Entre ellos se pueden citar los realizados en el Cofre de Perote, Veracruz (Villarreal y Guzmán, 1986); el sur del Valle de México (Zamora–Martínez y Nieto de Pascual, 1995); Santa Catarina del Monte, Estado de México y San Juan Nuevo, Michoacán (Villarreal, 1996) y en el volcán La Malinche, Tlaxcala (Montoya, 2005).
Recientemente en Norteamérica, se ha desarrollado el estudio de la ecología de los HCS, principalmente de poblaciones de especies con alto valor comercial, como Cantharellus cibarius s.l. (Pilz et al., 1998), Tricholoma magnivelare (Pilz et al., 1999) y Morchella spp. (Pilz et al., 2004). Esto ha permitido generar herramientas y políticas de aprovechamiento sustentable y monitoreo de las poblaciones de dichas especies (Pilz y Molina, 2002). Cuando hablamos de ecología de poblaciones y comunidades de HCS es necesario mencionar que los esporomas representan sólo una parte del ciclo de vida de los hongos, pues su fase somática o micelial ocurre, en general, en sustratos diversos en especies saprobias o en el suelo, y las raíces en aquellas micorrízicas. Por lo tanto, la producción de esporomas no es una medida de la abundancia de los hongos en el ecosistema; acaso es una medida de la asignación de los recursos que estos organismos destinan a su estrategia de reproducción sexual. Es por esto que se ha preferido usar en este artículo el término "disponibilidad", pues éste refleja la cantidad de energía y recursos que cada hongo aporta a los siguientes niveles de la cadena trófica. Para fines del presente trabajo, las medidas de disponibilidad constituyen sólo una estimación de los recursos que pueden ser aprovechados por el hombre. Esto se debe a que no se consideró la biomasa micelial ni los esporomas hipogeos o aquellos que quedan bajo la hojarasca.
]]> El aprovechamiento de los HCS ha sido propuesto como una alternativa para el desarrollo regional, para enriquecer la dieta en zonas rurales y urbanas marginadas y para integrar las comunidades a mercados regionales, nacionales e internacionales (Bandala et al., 1997; Tovar–Velasco y Garibay–Orijel, 2000; Boa, 2004). Esto será posible sólo si dicha explotación parte de la base del conocimiento de las características ecológicas de las especies sujetas al aprovechamiento e incorpora la cultura y el conocimiento local.En la comunidad de Ixtlán de Juárez, de 2000 a 2004 se desarrolló un estudio integral para evaluar la diversidad de hongos útiles (Garibay–Orijel, 2006), el conocimiento micológico tradicional (Garibay–Orijel et al., 2006), la significancia cultural de las especies consumidas localmente (Garibay–Orijel et al., 2007) y la ecología y productividad de los hongos comestibles, evaluados en 2001 y 2002, que se registran en el presente trabajo. Para esto fueron planteados los siguientes objetivos: 1), estudiar la variación espacial de la riqueza y diversidad de hongos comestibles en los bosques de Pinus–Quercus de la comunidad de Ixtlán de Juárez, Oaxaca; 2), medir la abundancia de sus esporomas; 3), estimar la productividad de dichas especies en términos de biomasa en peso fresco de esporomas; 4), determinar su frecuencia temporal y espacial, y 5), evaluar la disponibilidad de los esporomas por medio de un índice de importancia ecológica.
Materiales y métodos
El muestreo se llevó a cabo en los bosques de Pinus–Quercus adyacentes a Ixtlán de Juárez, Oaxaca (Fig.1). Las especies arbóreas predominantes en estos bosques son Pinus oaxacana, P. patula y P. douglasiana, mezclados con Quercus castanea, Q. crassifolia, Q. obtusata, Q. peduncularis, Q. rugosa y Q. scytophylla (Flores y Manzanero, 1999). Una descripción más completa de la vegetación, clima y orografía pueden consultarse en Garibay–Orijel et al. (2006).
Durante 2001 y 2002 moni toreamos la producción de esporomas, producción de biomasa, frecuencia espacial y temporal de los esporomas de 81 especies de hongos comestibles. Estos 81 taxa representan el 88.04% de las especies de HCS identificadas en la propiedad comunal de Ixtlán de Juárez tratadas a detalle en Garibay–Orijel (2006). La toma de datos se llevó a cabo cada 15 días de junio a octubre (10 fechas por año) pues esta frecuencia representa cambios en el comportamiento de la comunidad fúngica debidos al clima o a la fisiología de las especies y se evita sobreestimar la productividad de especies cuyos esporomas tienen un tiempo de vida mayor a una semana (Vogt et al., 1992) como Gymnopus confluens. También se evitaron posibles efectos negativos del pisoteo continuo del suelo sobre el desarrollo de los micelios y producción de esporomas (Sieger, 1987). Cada año se monitorearon 4 sitios de muestreo (SM) diferentes para evitar las posibles influencias que el estudio pudiera causar en el comportamiento normal de la comunidad fúngica (Salo, 1993). Los SM fueron elegidos aleatoriamente en un gradiente de distancia respecto al pueblo. Para esto, la ubicación de los SM en grados, minutos y segundos se tomó de una tabla de números aleatorios y posteriormente se ubicaron en el campo con la ayuda de un sistema de posicionamiento global (Garmin GPS12). En cada fecha se eligieron 10 transectos dentro de cada SM su ubicación y dirección se eligió aleatoriamente (Salo, 1993) (Fig. 2). Para ésto, se diseñó un mapa con una cuadrícula de 10 m entre líneas. A cada intersección se le dio un número y se eligieron 10 números de una tabla de números aleatorios. La dirección en grados de cada transecto se eligió también en una tabla de números aleatorios (entre 1 y 360 ). Los transectos se ubicaron en el campo con un flexómetro de 50 m y una brújula. Usamos transectos rectangulares pues se ha demostrado que éstos tienen mayor precisión al representar el comportamiento de la producción de esporomas (Mehus, 1986; Amaranthus y Pilz, 1996) y aumentan las probabilidades de encontrar colonias de hongos (Amaranthus y Pilz, 1996; Pilz et al., 1998) pues la mayoría de los macromicetos presentan distribuciones agregadas (O'DJell et al., 1994; Schmit et al., 1999). Ya que las condiciones micro climáticas, como tipo de suelo, pH, humedad, insolación, etc., ejercen una gran influencia sobre la producción de esporomas, usamos transectos con 4 m de ancho y 33 m de largo para favorecer el muestreo de numerosos microhábitats (Ohenoja y Metsänheimo, 1982). En cada metro cuadrado de los transectos se anotó el número de esporomas por especie presente (Luoma et al., 1994) siempre y cuando éstos tuvieran una talla mayor a 2 cm de alto y 1 cm de diámetro. Si bien en la medición de la productividad se prefiere el uso de peso seco (Pilz et al., 1998), en este estudio para la estimación de la biomasa se usó sólo el peso fresco ya que en términos de disponibilidad del recurso, éste tiene mayor significancia. Para estimarlo, se usó una balanza digital (Ohaus CS–2000 rango mínimo 0.1 g) con la cual se pesaron en el campo todos los esporomas de los hongos raros (1–10 esporomas), escasos (11–100) y una muestra de 100 esporomas de los abundantes (101–1 000) y muy abundantes (más de 1 000 esporomas).
La abundancia absoluta de esporomas (AA) de una especie (spi) en un sitio de muestreo (SMx) (AAspiSMx) se obtuvo al sumar el número de sus esporomas en cada transecto en las 10 fechas del año. La abundancia absoluta anual de esporomas de una especie (AA200xspi) se obtuvo al sumar las 4 AAspiSMx de ese año. La abundancia absoluta total de esporomas de una especie (AAtsp) se obtuvo de sumar las 2 AA200xspi. La abundancia relativa de esporomas de una especie (ARspi) se obtuvo: ARspi = AAtspi / AAtsppi donde AAtspp es el total de esporomas contabilizados. La estimación de la producción de biomasa total de una especie (EBtspi) se calculó:
donde 
es la sumatoria de los pesos húmedos de la especie "i", Nphsp es el número de medidas de pesos húmedos de la especie "i" y AAtsp es la abundancia absoluta total de dicha especie. Ya que esta medida es una estimación y depende de la precisión del promedio de los pesos húmedos, se indicó su desviación estándar. La estimación de producción de biomasa relativa de una especie (EBRspi) se obtiene: EBRspi = EBtspi / EBtsppi donde EBtsppi es la suma de las EBt de todas las especies. Para el cálculo de la producción de biomasa por hectárea, se tomó en cuenta el área total muestreada (ATM) en este trabajo: 8 sitios x 10 muestreos x 10 transectos x 4 m de largo x 33 m de ancho = 105 600 m2. Así la producción de biomasa/Ha = (EBt/ATM) 10 000. Este cálculo se realizó también para estudios previos con datos de EBt y ATM con fines comparativos.
La frecuencia temporal de esporomas una especie (FTspi) se calculó: FTspi = NT / T, donde NT es el número de fechas en que se observaron espormas de la especie y T es el número de fechas total. La frecuencia espacial de una especie (FEspi) se calculó: FEspi = NobsE / E, donde NobsE es el número de SM en que se observaron espormas de la especie y E es el número de SM totales (8 entre los 2 años).
La frecuencia temporal relativa (FTR) se calculó: FTRspi = FTspi / Σ FTspp. Donde Σ FTspp es la sumatoria de las frecuencias temporales de todas las especies. La frecuencia espacial relativa (FER) se calculó: FERspi = FEspi / Σ FEspp. Donde Σ FEspp es la sumatoria de las frecuencias espaciales de todas las especies.
La abundancia de esporomas, su frecuencia espacial, frecuencia temporal o la producción de biomasa en esporomas no brindan por sí solas una medida de la disponibilidad de las especies. Esto se debe a que existen especies con producción de muchos esporomas pequeños y otras con pocos esporomas grandes, o bien, porque existen especies que producen esporomas abundantemente en un sólo sitio una única vez contra especies con poca producción de esporomas en periodos largos y distribuidos ampliamente. Por esto, de manera análoga, Horton y Bruns (2001) propusieron para el caso de comunidades micorrízicas, la integración de estas variables en un índice de importancia ecológica. En este trabajo se propone un valor de importancia ecológica (VI) modificado del índice de Curtis y McIntosh (1951) en el cual el Valor de importancia ecológica VI = Densidad relativa + Dominancia relativa + Frecuencia relativa. Ya que los hongos presentan características biológicas distintas a las plantas, se realizaron modificaciones quedando la fórmula del VI de la siguiente manera: a) el componente densidad–dominancia lo determinamos en base a la abundancia relativa y la producción de biomasa relativa; b) el componente de frecuencia relativa lo integramos con la frecuencia espacial relativa y la frecuencia temporal relativa. De esta manera VI se determinó: VIspi = ARspi + EBRspi + FTspi + FEspi. Evaluamos las relaciones entre las variables ecológicas de las especies por medio de sus correlaciones. En un análisis preliminar se observó que las variables no tenían distribución normal por medio de la prueba de bondad de ajuste W de Shapiro–Wilk. Debido a la distribución no normal de las variables, se evaluaron las correlaciones no paramétricas de Spearman. Los análisis estadísticos se realizaron en el programa JMP 6.0.0 (SAS Institute, 2005).
Resultados
Los SM con mayor riqueza de especies fueron SM7, SM4 y SM5 con 47, 46 y 46 taxa por SM, respectivamente. Los sitios con menos especies fueron SM8 y SM2 con 36 y 35 especies, respectivamente. Durante 2001 el sitio con mayor diversidad fue SM1 (H' = 1.005) y SM2 el de menor diversidad (H' = 0.759). Mientras que en 2002 SM5 fue el de mayor diversidad (H' = 1.157) y SM6 el de menor diversidad (H' = 0.593). Siendo los sitios más parecidos SM1–SM5, SM1–SM7 y SM5–SM7 con 61.11%, 60.00% y 57.63% de similitud respectivamente. Los sitios más distintos entre sí fueron SM6–SM8, SM4–SM8 y SM4–SM5 con similitudes de 40.35%, 38.98% y 37.31% respectivamente.
]]> Laccaria laccata var. pallidifolia y Gymnopus confluens fueron las únicas especies que produjeron más de 1000 esporomas; 10 especies fueron abundantes, presentando de 101 a 1 000 esporomas; 40 fueron de escasas a comunes produciendo de 11 a 100 esporomas. De las 81 especies analizadas, 29 fueron raras (1 a 10 esporomas/8 SM); entre éstas, Amanita fulva, Boletellus russellii, Helvella infula, Ramaria purpurisima var. purpurisima, Russula rosea, Russula mexicana, Sparassis crispa y Tricholoma caligatum sólo produjeron un esporoma (Cuadro 1).Durante 2001, se registraron en total 7 801 esporomas con un promedio de 1 950.25 esporomas por SM. El SM2 destacó con 3 172 esporomas, mientras que SM3 apenas produjo 995 esporomas. Durante 2002 se registraron 6 149 esporomas, con un promedio de 1 537 esporomas por SM. El SM6 fue el de mayor producción con 1 945 esporomas, mientras que SM5 apenas produjo 754 esporomas.
Según la estimación de producción de biomasa, en 2001 L. laccata var. pallidifolia fue la especie de mayor productividad con 8.83 kg/4 SM. Otras especies que produjeron más de 1 kg/4 SM fueron Hygrophorus purpurascens, G. confluens, Cantharellus lutescens, Suillus tomentosus, Laccaria vinaceobrunnea y Lactarius vellereus. En 2002, nuevamente L. laccata var. pallidifolia fue la especie con mayor producción de biomasa con 8.82 kg/4 SM. Las demás especies con producción mayor a 1 kg/4 SM fueron Amanita basii, H. purpurascens, Russula cyanoxantha y Lactarius indigo. Entre los 2 años de muestreo el hongo comestible con mayor producción de biomasa fue L. laccata var. pallidifolia con 17.65 kg, es decir 2.21 kg/SM. Las especies con producciones mayores a 1 kg/ 8 SM fueron H. purpurascens, R. cyanoxantha, G. confluens, L. vinaceobrunnea, S. tomentosus, C. lutescens, Hydnum repandum var. repandum, A. basii, L. indigo, Amanita rubescens y L. vellereus (Cuadro 1). Durante 2001 en los 4 SM se produjo un estimado de 30.01 kg de HCS y durante 2002 se produjeron 28.99 kg.
Sólo G. confluens y G. dryophilus produjeron basidiomas desde principios de junio hasta finales de octubre (FT = 0.85 y 0.75 respectivamente). Especies con frecuencias temporales altas fueron S. tomentosus (FT = 0.75), L. laccata var. pallidifolia y Tricholoma flavovirens (FT = 0.70) (Cuadro 1). Amanita ceciliae, R. cyanoxantha, Hypholoma capnoides, L. laccata var. pallidifolia, Lactarius deterrimus y T. flavovirens estuvieron presentes durante 4 meses del monitoreo. Gymnopus confluens, G. dryophilus, Auricularia auricula–judae e Hygrophoropsis aurantiaca son las únicas especies que aparecieron desde principios de junio. Desde mediados de junio aparecieron 11 especies y el resto lo hizo ya entrada la temporada de lluvias. Algunas especies como Boletus edulis, Clavariadelphus truncatus, Clavulina rugosa, Craterellus cornucopioides y Helvella spp. estuvieron restringidas a los últimos 2 meses de la temporada de lluvias (septiembre y octubre). Particularmente, A. fulva, Pulveroboletus ravenelii, Armillaria mellea y Helvella infula sólo fueron observadas durante octubre.
Albatrellus ovinus, Amanita jacksonii, A. mellea, Austroboletus betula, B. russellii, Hygrophoropsis aurantiaca var. pallida, Pseudohydnum gelatinosum, R. purpurisima var. purpurisima, S. crispa y Tricholoma caligatum (10 especies) fueron encontradas sólo durante 2001.
Albatrellus ellisii, Amanita basii, A. fulva, A. tecomate, B. edulis, Helvella atra, H. crispa, H. infula, H. lacunosa, Hygrophorus russula, Leccinum chromapes, Lycoperdon perlatum, P. ravenelii, Russula rosea, R. mexicana y Strobilomyces strobilaceus (16 especies), sólo aparecieron durante 2002.
El 61.73% de las especies se observó en 1 a 4 SM. Entre éstas especies, 18 estuvieron restringidas a un SM: A. mellea en SM1; Boletellus russellii y R. purpurisima var. purpurisima en SM2; A. betula, en SM3; A. ovinus, H. aurantiaca var. pallida, S. crispa y T. caligatum en SM4; A. fulva, P. ravenelii y S. strobilaceus en SM5; A. ellisii, Amanita tecomate y H. infula en SM6; L. perlatum y R. rosea en SM7; H. lacunosa y R. mexicana en SM8. El 38.27% de las especies se presentó en cinco a ocho sitios; 10 de éstas especies, C. cornucopioides, G. confluens, H. repandum var. repandum, H. capnoides, Laccaria bicolor, L. laccata var. pallidifolia, L. vinaceobrunnea, Lactarius chrysorrheus, Otidea onotica y R. cyanoxantha, se presentaron en todos los SM (FE=1) (Cuadro 1).
El Cuadro 1 muestra un resumen de las diferentes variables ecológicas evaluadas para cada una de las especies de HCS, así como el cálculo final de su valor de importancia ecológica. Las especies con mayor disponibilidad fueron L. laccata var. pallidifolia, G. confluens, L. vinaceobrunnea, H. purpurascens y C. lutescens. Las especies con menor disponibilidad fueron H. aurantiaca var. pallida, R. rosea, R. mexicana, A. fulva y H. infula.
Discusión
]]> Previamente, Garibay–Orijel (2006) informó que la riqueza de hongos comestibles en la sierra Norte de Oaxaca, particularmente en Ixtlán, es la más alta en México con 96 especies de HCS registradas a la fecha. De éstas, 81 estuvieron presentes en los SM muestreados, debido principalmente a que entre las 15 especies no incluidas aquí se encuentran muchas que no se distribuyen de manera natural en bosques templados (lo hacen en pastizales, bosques deciduos, etc.), o bien, con abundancias muy bajas y de distribución espacial muy restringida. En la figura 3 se muestra la acumulación de especies, donde se observa como después del decimoquinto muestreo cada nuevo evento aportó sólo una especie no observada previamente. De esto se desprende que el número de SM y su elección aleatoria fue una estrategia adecuada para obtener una muestra representativa de la comunidad de HCS. Encontramos diferencias significativas en los índices de diversidad entre los sitios de muestreo (F 1178.9 > F0.05,7,73 2.14) y la prueba de Tukey arrojó que la magnitud de la diversidad entre todos los pares de SM es significativamente diferente. En general, los sitios fueron diferentes en cuanto a su composición de especies, el promedio de todas sus similitudes fue de 49.18%. Los datos de diversidad y composición de especies demuestran que la comunidad de hongos comestibles en la zona es espacialmente muy heterogénea, lo que se podría explicar por el muy diverso mosaico de vegetación que existe en estos bosques. Dentro de un mismo sitio de muestreo, la orografía es accidentada y la estructura de la vegetación cambia drásticamente. Para crear este mosaico influye la alta diversidad vegetal de la sierra Norte de Oaxaca y el intenso manejo forestal a que están sometidos estos bosques.
De la distribución de la abundancia en la comunidad resulta evidente la gran dominancia de L. laccata y G. confluens que produjeron más de 1 000 esporomas y su productividad se encuentra 3 órdenes de magnitud por encima de las especies raras (en conjunto acumularon más del 60 % del total de esporomas). Del análisis de especies con mayor abundancia de esporomas se desprenden algunos patrones muy interesantes: 1), los géneros Laccaria, Gymnopus y Cantharellus tienen enorme relevancia en los bosques de la zona, pues tienen 2, 2 y 3 especies, respectivamente, dentro de las 12 de mayor abundancia. Dado que se trata de especies comestibles y de alta productividad, éstas representan un recurso que podría ser aprovechado a gran escala; 2), a pesar de que existen pocos estudios de comunidades de HCS en México, L. amethystina, L. bicolor, L. laccata, L. trichodermophora y L. vinaceobrunea siempre se encuentran entre las 5 especies más abundantes (Villarreal y Guzmán, 1986; Villareal, 1996; Montoya, 2005). Por lo que la dominancia del género Laccaria en la producción de esporomas aparentemente empieza a dibujarse como un patrón en los bosques templados de México con dominancia de Pinus. Debido a que existe poca correspondencia entre la producción de esporomas y la abundancia de micorrizas (Horton y Bruns, 2001), este hecho requiere mayor estudio para determinar la importancia de este género como micorrízico y sus posibles implicaciones forestales, y 3), las especies saprobias están subrepresentadas por el tipo de muestreo. Al enfocarnos en los hongos comestibles mayores a 2 cm de alto, algunos hongos saprobios comestibles de talla pequeña que son altamente abundantes de géneros como Mycena y Marasmius, entre otros, no fueron incluidos.
Aunque L. laccata tiene esporomas pequeños, con un promedio de peso de 2.9 g, su gran número la hizo de nuevo la especie más importante en cuanto a la producción de biomasa. En este rubro, evidentemente cobraron importancia especies con esporomas grandes y consistentes como H. purpurascens y R. cyanoxantha que a pesar de haber producido 169 y 34 esporomas, ocuparon el segundo y tercer lugar gracias a que sus pesos húmedos promedios fueron de 21.48 g y 59.71 g respectivamente. Debido a las diferencias metodológicas es difícil hacer comparaciones en la producción de biomasa de HCS entre diferentes estudios. Sin embargo, del trabajo de Montoya (2005) en el volcán La Malinche es posible calcular que la productividad fue de 29.54 kg en un área muestreada total de 252 000 m2; esto es, 1.17 kg de HCS/ha. Al comparar este dato con los 59.01 kg producidos en Ixtlán en un área muestreada total de 105 600 m2 (en un muestreo durante las temporadas de lluvias, durante 5 meses, en 2 años consecutivos), esto es 5.59 kg de HCS/ha, esto refleja la considerable productividad de HCS en los bosques de Ixtlán. Sin embargo, esta productividad está dominada por 16 especies que en su conjunto acumularon el 73.58% de la productividad total (Fig. 4). De hecho, sólo 12 especies produjeron más de 1 kg de biomasa húmeda en 2 años en 8 ha muestreadas (Cuadro 1). En términos de aprovechamiento, esto significa que aunque la comunidad de HCS es muy diversa y altamente productiva, son pocas las especies en condiciones de producir cosechas comerciales sostenibles.
Cualitativamente, la fenología reproductiva de las especies, siguió el patrón común inducido por la precipitación pluvial. En general, la producción de esporomas en la zona comienza en junio y se mantiene baja hasta que las lluvias son constantes, entre agosto y septiembre (Fig. 5). En agosto de 2002, la producción de esporomas se abatió debido a un periodo largo e intenso de canícula. La productividad fue alta en septiembre y octubre y bajó en noviembre cuando las lluvias se retiraron. Todas las especies presentes desde el principio de junio son saprobias, lo que podría indicar que tienen la capacidad de aprovechar la humedad de la incipiente temporada de lluvias, así como de acumular rápidamente energía suficiente para producir esporomas de inmediato. Existen algunas especies micorrizógenas como Amanita ceciliae, Laccaria vinaceobrunnea, Russula cyanoxantha y Suillus tomentosus con características similares, pero el proceso es ligeramente más lento pues producen esporomas a partir de la mitad de junio o principios de julio. Otro grupo de especies entre las que destaca el género Helvella, produjo sus esporomas al final de la temporada de lluvias, al parecer, condicionado por los fríos u heladas. Sólo especies saprobias como G. confluens y G. dryophilus formaron basidiomas desde junio hasta octubre.
En la figura 6 se muestra la estructura de la comunidad en términos del Valor de importancia ecológica. Laccaria laccata var. pallidifolia, G. confluens, L. vinaceobrunnea, H. purpurascens y C. lutescens fueron las especies con mayor disponibilidad; mientras que las especies con menor disponibilidad se encontraron 2 órdenes de magnitud debajo de éstas. Se observa que la comunidad está dominada por las primeras 2 especies. Laccaria laccata var. pallidifolia tiene los valores más altos en todas las mediciones salvo en FT y G. confluens tiene valores medios en EBR y altos en AR, FT y FE. El 76.55% de las especies tuvieron un VI un orden de magnitud por debajo de las más disponibles. El 17.28% tuvo un VI 2 órdenes de magnitud por debajo de las más disponibles (Cuadro 1). Estas últimas son especies de las que sólo se contaron 1 o 2 esporomas, de tamaños variables, presentes en sólo un SM en una única fecha (Cuadro 1). Es importante hacer notar como el VI de cada especie tiene un aporte diferencial de cada una de las variables. Hay especies que son muy importantes dada su abundancia y producción de biomasa como L. laccata; G. confluens lo fue básicamente por su aportación de esporomas a la comunidad; y otras, como H. purpurascens, básicamente por su aportación de biomasa. Otro grupo de especies, como L. chrysorrheus y A. vaginata, generaron pocos esporomas y produjeron poca biomasa pero tuvieron altas frecuencias espaciales y temporales.
En la figura 7 mostramos las relaciones entre las 4 variables ecológicas involucradas en el cálculo de la disponibilidad ecológica de los HCS. Se aprecia que la mayoría de las especies tiene una producción de biomasa mayor con relación a su abundancia. Esto significa que son más las especies poco abundantes con mucha producción de biomasa, como la mayoría de las micorrízicas, que las muy abundantes con muchos esporomas pequeños (Fig.7A). La correlación entre ambas variables fue significativa pero baja (s = 0.6062, p = .0001). En la gran mayoría de las especies, las frecuencias temporal y espacial están relacionadas con la abundancia (Figs. 7B y 7C), pues sus correlaciones con la abundancia relativa fueron altas (s = 0.8604, p = 0.0001 y s = 0.8627, p = 0.0001, respectivamente). Las correlaciones entre la frecuencia temporal y la espacial contra la producción de biomasa (s = 0.6384, p = 0.0001 y s = 0.5752, p = 0.0001) fueron significativas pero bajas. La relación entre la frecuencia espacial y la frecuencia temporal tuvo la mayor correlación (s = 0.8968, p = 0.0001), pues las especies que se desarrollan en varios sitios aumentan las probabilidades de producir esporomas en diferentes momentos por las condiciones diferenciales microclimáticas y de acumulación de agua (Fig. 7F).
Si bien la diversidad de hongos comestibles silvestres en la propiedad comunal de Ixtlán es alta, la disponibilidad del recurso fúngico es muy heterogénea. Dentro del mismo bosque, en sitios relativamente cercanos, la composición de especies es diferente y la abundancia y productividad de esporomas pueden ser contrastantes. Por lo tanto, el aprovechamiento de las especies debe tener diferentes estrategias en función de su disponibilidad. Las especies de mayor disponibilidad pueden ser aprovechadas en todo el bosque de manera aleatoria y con cosechas altas sin poner en riesgo su viabilidad. Sin embargo, para el resto de las especies es necesario desarrollar planes de manejo que involucren la ubicación, mapeo y monitoreo de sus poblaciones.
Agradecimientos
A los miembros del Comisariado y Consejo de Vigilancia de Ixtlán, así como a los trabajadores de la empresa Forestal, en especial a Víctor Ramírez y Leopoldo Santiago, por su amistad y apoyo. A Jorge García y a sus hermanos, quienes colaboraron en la toma de datos en campo. Esta investigación fue financiada por las becas de posgrado otorgadas al primer autor (CONACYT 149895 y DGEP). Se obtuvieron recursos adicionales de DGAPA IN–206901 e IN–223704.
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