INTRODUCCIÓN

La determinación de la condición actual de las áreas verdes urbanas se ha extendido a varios tópicos, pero el estudio de su diversidad, distribución y estructura son los de mayor impacto (^{Baró et al., 2014}; ^{Burkhart & Tomé, 2012}; ^{Savard, Clergeau, & Mennechez, 2000}). Los beneficios que aportan los árboles, están directamente relacionados con su condición actual de salud (^{Saavedra-Romero et al., 2016}), sus dimensiones (^{Li, Wang, & Huang, 2011}; ^{Troxel, Piana, Ashton, & Murphy-Dunning, 2013}), y cobertura (^{Mori, Hanslin, Burchi, & Sæbø, 2015}; ^{Schomaker et al., 2007}), en este sentido, su valor ecológico-ambiental se incrementa cuando su eficiencia en la captura de contaminantes es alta. Su capacidad de interceptar y absorber contaminantes depende de la especie arbórea en cuestión, y del volumen de sus copas (^{Korhonen, Vauhkonen, Virolainen, Hovi, & Korpela, 2013}), del área superficial e índice de área foliar, de su topografía foliar (^{Janhäll, 2015}) y, por supuesto, del grupo arbóreo en cuestión (angiosperma o gimnosperma) (^{Beckett, Freer-Smith, & Taylor, 2000}; ^{Räsänen et al., 2013}). Por ejemplo, árboles sanos de más de 75 cm de diámetro eliminan 60 a 70 veces más contaminantes atmosféricos al año (1.4 kg) que los árboles pequeños menores a 7 cm de diámetro (0.025 kg) (^{Nowak & Heisler, 2010}).

En la actualidad, el Programa de Análisis e Inventario de Bosques (FIA) de Estados Unidos, emplea un conjunto de indicadores de salud forestal los cuales se diseñaron para determinar la condición actual de sus ecosistemas forestales, identificar cambios y detectar tendencias a largo plazo (^{Woodall et al., 2011}), entre ellos: (a) la condición de copa (^{Saavedra-Romero et al., 2016}; ^{Randolph, Morin, & Steinman, 2010}); (b) daños al arbolado (^{Zaragoza-Hernández et al., 2015}), y (c) diversidad y estructura de la vegetación (^{Schulz, Bechtold, & Zarnoch, 2009}), y pese a que fueron diseñados para el estudio de bosques naturales, en años recientes aplican sus atributos también al estudio del bosque urbano (^{Buckelew, Twardus, & Nowak, 2008}). En lo que respecta al indicador diversidad y estructura, sus esfuerzos son dirigidos al inventario de plantas vasculares sobre una red sistemática de conglomerados a través del territorio estadounidense (^{Potter, 2017}), y entre los datos e información derivada de su uso, está la composición y riqueza de especies, abundancia, estructura horizontal y vertical, frecuencia de especies nativas e introducidas, así como la identificación de tasas de cambios de especies en el largo plazo (Schulz, 2017). Si bien, estos procedimientos se han reportado en diversas investigaciones, es preciso aplicarlos bajo condiciones particulares para extender su uso (^{Schroeder, Healey, & Moisen, 2010}; ^{Schulz, Bechtold, & Zarnoch, 2009}), éste es el caso de los bosques urbanos. Por tanto, el propósito del presente trabajo fue aplicar los procedimientos del indicador diversidad y estructura en el área verde urbana, Bosque San Juan de Aragón de la Ciudad de México, y contribuir en el diagnóstico sobre el estado actual de salud en esta materia.

MÉTODOS

Área de estudio

El presente estudio se realizó en el Bosque de San Juan de Aragón (BSJA) localizado al noreste de la Ciudad de México, a una altitud promedio de 2240 m, dentro de la Alcaldía Gustavo A. Madero (19°27′32″ N y 99°04′17″ W). Por su origen, se considera un bosque urbano inducido con una superficie de área verde de 114 ha dividida en 14 secciones, de las que se seleccionaron 10 al azar identificadas con los caracteres B, C, E, F, G, H, J, K, L y M (fig. 1).

Fig. 1 Polígono del Bosque de San Juan de Aragón, Ciudad de México, secciones y sitios de muestreo. 

RESULTADOS

Composición. En el muestreo del Bosque San Juan de Aragón se midieron 760 árboles agrupados en 10 familias botánicas; de las cuales Casuarinaceae, Proteaceae, Myrtaceae y Cupressaceae fueron las más frecuentes. Las angiospermas representaron el 82.49%, y las gimnospermas el 17.50%. La riqueza de especies fue de 12. Casuarina equisetifolia L., Eucalyptus camaldulensis Dhnh., Grevillea robusta A. Cunn. ex R. Br., Hesperocyparis lusitanica (Mill.) Bartel y Schinus molle L. conformaron el 76.25% del total.

Variables dasométricas. El 31.7% de los árboles presentaron diámetros de 7.6 a 15.1 cm (fig. 2A), y el 44.8% con alturas de 5.1 a 10 m (fig. 2B). Las diferencias entre especies fueron evidentes (cuadro 1). Eucalyptus y Casuarina, mostraron los mayores valores promedio de Dn (diámetro normal), At y Aba. Para Tamarix, los valores aumentaron debido a su carácter multifustal, que es una característica fenotípica de la especie.

Fig. 2 Frecuencias para el diámetro normal (A) y la altura (B) de los árboles evaluados en el Bosque San Juan de Aragón, Ciudad de México. 

Respecto a la densidad por especie, C. equisetifolia, G. robusta, H. lusitanica y E. camaldulensis presentaron valores de 23.60%, 17.24%, 3.66% y 12.06% del total, respectivamente.

Índices de diversidad. El índice de Simpson presentó un valor de 0.85, el cual indica una alta dominancia de especies y una baja riqueza; mientras que el índice de Berger-Parker corrobora lo anterior, ya que concentra los mayores valores de abundancia (0.66) en cuatro de las 12 especies. La curva rango-abundancia por especie (fig. 3), muestra que Casuarina equisetifolia tuvo la mayor abundancia relativa dentro del bosque con 0.24, seguida en orden decreciente por Grevillea robusta con 0.17, Hesperocyparis lusitanica 0.14 y Eucalyptus camaldulensis con 0.11, consideradas como las especies dominantes dentro del bosque.

Fig. 3 Curva rango/abundancia por especie en el Bosque San Juan de Aragón, Ciudad de México. 

En el índice de valor de importancia urbano se observaron tres patrones de acuerdo con ^{McPherson & Rowntree (1989)}. El primero, catalogado como dominante, fue para C. equisetifolia con el valor más alto (IVIU = 31.98), el segundo o codominante donde se ubicó a E. camaldulensis (IVIU = 19.96) y el tercero o de débil dominancia, estuvo integrado por S. molle y G. robusta con valores de importancia muy similares (IVIU = 11.14 y 11.63, respectivamente). La diferencia porcentual entre estos grupos alcanzó el 10% (cuadro 2).

Los altos valores del IVIU de C. equisetifolia y E. camaldulensis reflejan la importancia ecológica que ambas tienen dentro del BSJA, no sólo en términos de su dominancia, frecuencia y altura, sino también en cuanto al volumen de copa y área superficial. Especies con menor representación fueron F. uhdei y C. sempervirens, entre otras.

DISCUSIÓN

La baja riqueza de especies del Bosque San Juan de Aragón, es comparable a la de otros bosques urbanos del mundo, y en algunos casos incluso menor. ^{Jim & Liu (2001)}, por ejemplo, reportan una riqueza de 215 especies arbóreas en 14 centros educativos con una superficie de 226 ha. En Bangalore, India, ^{Nagendra & Gopal (2010)}, identificaron sólo seis especies en 24 ha de arbolado de alineación, valores que sin duda son menores a los registrados en el BSJA donde se identificaron 12 especies. Un caso excepcional, fue publicado por ^{Muthulingam & Thangavel (2012)}, que concluyen la presencia de 45 especies, 42 géneros y 21 familias en espacios verdes institucionales del Distrito de Chennai, China en tan sólo una hectárea de terreno, sin embargo, casos como este son poco comunes. Un carácter adicional al valor de riqueza del BSJA, es la alta dominancia de géneros, especies y familias botánicas. Bajo la premisa de protección y conservación de bosques urbanos contra plagas y enfermedades exóticas y/o nativas, ^{Santamour (1990)}, planteó la regla 10-20-30, y en torno a esta propuesta, se asume que en términos de diversidad arbórea, un bosque urbano se considera adecuado, cuando la presencia de una especie arbórea no excede el 10%, respecto a un género no más del 20% y no más del 30% de una familia (^{Kendal, Dobbs, & Lohr, 2014}). En el BSJA, al menos cuatro especies, Casuarina equisetifolia, Grevillea robusta, Hesperocyparis lusitanica y Eucalyptus camaldulensis mostraron una frecuencia mayor al 10% respecto a la especie, Casuarina rebasó el 20% por género, y ninguna familia superó el 30% establecido por ^{Santamour (1990)}. Esta uniformidad taxonómica ocurre también en otras áreas verdes urbanas del mundo, caso concreto el de Flanders, Bélgica, donde el análisis de diversidad arbórea en 15 parques reveló que cuatro angiospermas representan la mayor cobertura, entre estas: Fagus sylvatica L., Acer pseudoplatanus L., Quercus robur L., y Fraxinus excelsior (^{Cornelis & Hermy, 2004}), mientras que en la ciudad de Guangzhou, China, se reportan a Ficus virens Aiton, Maleleuca leucandendra L. y una palmera, Caryota mitis Loureiro (^{Jim & Liu, 2001}) con las mayores frecuencias.

Debido al incremento de plagas y enfermedades exóticas con efectos devastadores (^{Alvey, 2006}), es posible reducir la vulnerabilidad del bosque urbano incrementando su diversidad biológica y genética, de ser posible (^{Kendal et al., 2014}). La ausencia de barreras biológicas y especies resistentes contra agentes de estrés y muerte, podrían desencadenar problemas fitosanitarios graves en el BSJA o áreas adyacentes (Zoológico de Aragón), o en cualquier parte de la Ciudad de México. La devastación de muchos bosques urbanos del mundo a causa de distintos agentes de daño, se ha ilustrado en diversos estudios, por ejemplo, el hongo Ophiostoma ulmi (Buisman) Menlin & Nannf., causante de la enfermedad del olmo holandés, diezmó las poblaciones de Ulmus americana en Estados Unidos de Norte América y Canadá (^{Tainter & Baker, 1996}). Un caso similar, y que ha provocado la muerte de millones de fresnos, es el barrenador esmeralda (Agrilus planipennis Fairmaire); investigaciones recientes indican que las especies más afectadas son Fraxinus pennsylvanica Marsh. F. americana L., F. nigra Marsh, y F. quadrangulata Michx (^{Kendal et al., 2014}; ^{States Department of Agriculture, 2015}). Estos hechos y muchos otros evidencian la importancia de incrementar la diversidad de especies arbóreas en los centros urbanos, sin dejar de lado los estudios de capacidad adaptativa por especie, preferencias edafo-climáticas, ubicación geográfica y sin duda, de un manejo adecuado (Wania, Kühn, & Klotz, 2006; ^{Jim & Liu, 2001}).

Las especies no nativas conforman un alto porcentaje de las especies arbóreas dentro de las áreas urbanas, fenómeno que algunos consideran saludable, pues es una manera fácil y rápida de incrementar la diversidad (^{McKinney, 2006}), sin embargo, no toman en cuenta la problemática que a largo plazo puede significar la introducción de estas especies en zonas con distintas condiciones ambientales y que a futuro generarán un manejo intensivo. En la Ciudad de México, no se sabe con certeza cuántas, ni cuáles especies arbóreas son nativas, pero en lo que al BSJA se refiere, la riqueza de especies está en función de especies no nativas (C. equisetifolia, E. camaldulensis, G. robusta y A. retinodes), las cuales en apariencia se han adaptado a este sitio, no por ello son la mejor opción.

La homogeneidad de géneros y especies es poco recomendable en términos de salud (^{Li et al., 2011}; ^{Yang, Zhou, Ke, & Xiao, 2012}), aunque bajo la perspectiva de manejo podría ser útil. La presencia de pocas especies dominantes podría tener un menor costo de mantenimiento debido a que las actividades de manejo serían repetitivas, lo que representaría una ventaja económica y menor desgaste humano (^{McPherson & Rowntree, 1989}).

En general, los árboles del BSJA, presentaron porte pequeño, con excepción de algunos individuos grandes de eucalipto y casuarina. Los continuos programas de reposición e introducción de nuevo arbolado podrían estar incrementando la plantación de árboles jóvenes con Dn < 20 cm y altura menor a 15 m. Árboles grandes pueden proveer mayores servicios ecosistémicos (mayor remoción de contaminantes y altas tasas de carbono secuestrado y almacenado), comparado con árboles de menor tamaño (^{Baró et al., 2014}). En lo que respecta al BSJA, sólo el 10.12% de los árboles tienen diámetros > 30 cm. La carencia de árboles grandes son posiblemente, reflejo de acciones de manejo pasadas (^{Cumming, Galvin, Rabaglia, Cumming, & Twardus, 2001}). Teniendo como base el diámetro normal, una distribución aceptable de diámetros en un bosque urbano deberá incluir las siguientes categorías: 40% < 20 cm, 30% entre 20-40 cm, 20% de 40-60 cm y 10% mayor a 60 cm. De acuerdo con los estudios de ^{Richards (1983)}, los bosques urbanos con esta distribución de diámetros se pueden considerar estables, y a futuro, la alta frecuencia de árboles jóvenes, puede ser benéfico pues a mediano plazo estos podrán reemplazar a individuos maduros o a aquellos que pudieran declinar ante la presencia de plagas y enfermedades (^{McPherson & Rowntree, 1989}), de hecho, este último estudio es uno de los más completos sobre la diversidad arbórea en 22 estados de la Unión Americana.

En lo que respecta a los índices de diversidad evaluados (Simpson y Berger-Parker) éstos reflejan que en el BSJA existe una baja riqueza y alta dominancia de pocas especies, por ello, es recomendable establecer programas que incidan en la mejora de estos aspectos (^{Landeros & Cerna, 2007}). El panorama general es que unas pocas especies constituyen una gran proporción de las comunidades arbóreas en los centros urbanos. En Chicago, EU, por ejemplo, cuatro de las especies comprenden dos terceras partes de su arbolado (^{Li et al., 2011}) y en México, el mismo número de especies constituyen el 49% de las comunidades arbóreas e incluso algunas de ellas están catalogadas como monumentos urbanísticos, entre ellas, Fraxinus uhdei (^{Meza-Aguilar, 2015}).

Un reto en el estudio de la estructura y diversidad arbórea es la generación de índices ecológicos que representen la importancia de las distintas especies arbóreas en la ciudad e identificar posibles patrones y tendencias, especialmente en investigaciones a largo plazo (^{McPherson & Rowntree, 1989}). En este estudio, con base en los altos valores de dominancia (área basal), frecuencia y dimensiones (mayor altura, área superficial y volumen compuesto de copa), las especies C. equisetifolia, E. camaldulensis y G. robusta son de gran importancia ecológica dentro del BSJA al poseer los mayores IVIU. Es la primera vez que se utilizan variables tridimensionales para calcular este índice el cual no sólo aporta una gran cantidad de información en poco tiempo, sino también proporciona el valor ecológico de cada especie en el área de estudio aportando elementos cuantitativos como cantidad de biomasa y que refiere ^{Lozada-Dávila (2010)}. Estudios similares al presente, emplean otras variables ecológicas para determinar valores de importancia, por ejemplo, densidad, frecuencia y área basal (^{Burton, Samuelson, & Pan, 2005}). Esto hace patente, la versatilidad de calcular índices de valor de importancia específicos para cada área, objetivos de estudio y la función que desempeña el área verde dentro de las ciudades.

CONCLUSIONES

El uso de la diversidad y estructura como un indicador de salud en el escenario del Bosque San Juan de Aragón en la Ciudad de México, mostró que la riqueza de especies es equiparable a distintos bosques urbanos, destacando la dominancia y frecuencia de especies arbóreas no nativas (casuarinas, eucaliptos, acacias, y grevileas), lo cual no es recomendable desde la perspectiva de salud.

Se encontró una alta frecuencia de árboles de diámetros pequeños, los cuales conforman una reserva de biomasa que a futuro podrá sustituir individuos enfermos, muertos o en proceso de declinación.

Se determinó por primera vez un índice de valor de importancia urbano (IVIU), conformado por variables absolutas y compuestas de copa que permiten jerarquizar la importancia de cada especie de manera horizontal al incluir parámetros ecológicos como la dominancia y frecuencia, así como de manera vertical y tridimensional, al considerar la altura, el volumen y el área superficial de copa. Finalmente, su aplicación en el ambiente urbano, contribuye a la identificación de las especies arbóreas con altos niveles de biomasa y candidatos para proveer de mayores beneficios a la población.