Introducción

Las ciudades albergan una proporción cada vez mayor de la población mundial, y ante el crecimiento de la mancha urbana, las áreas verdes desempeñan un papel fundamental en el mantenimiento del bienestar social, económico y ecológico (^{McDonnell y Hahs, 2009}; ^{Acharya, 2011}; ^{Ramalho y Hobbs, 2012}). Los parques urbanos constituyen áreas verdes manejadas, principalmente, con fines de convivencia y esparcimiento, a diferencia de los bosques o parques protegidos, constituyen los espacios verdes de mayor accesibilidad para los habitantes de las zonas urbanizadas (^{Oleyar et al., 2008}; ^{Nagendra y Gopal, 2011}; ^{Niemelä et al., 2011}).

Los parques urbanos aportan también múltiples servicios ambientales: mitigan la contaminación del aire, reducen el ruido, otorgan belleza paisajística, son espacios para la recreación, brindan oportunidad de contacto con la naturaleza (^{Dobbs et al., 2011}; ^{Escobedo et al., 2011}; ^{Zhang y Jim, 2014}); y favorecen la conservación de la diversidad biológica, al proveer a la fauna local de hábitat y alimento (^{Chace y Walsh, 2006}; ^{Carbó-Ramírez y Zuria, 2011}).

Existe un número considerable de literatura que describe la composición y diversidad del arbolado en parques urbanos de varias partes del mundo, y es en Estados Unidos de América, Europa y Asia donde más se han desarrollado (^{Lososová et al., 2011}; ^{Nagendra y Gopal, 2011}; ^{Jim y Zhang, 2013}; ^{Pesola et al., 2017}; ^{Riley et al., 2017}). En México no es mucha la información sobre las áreas verdes dentro de las zonas urbanas de varias ciudades. De ellas, las más evaluadas son las grandes metrópolis como la Ciudad de México, en la que se han realizado estudios generales que abarcan toda el área urbana (^{Benavides, 1992}; ^{Checa-Artasu, 2016}) o sobre una zona en particular como el Bosque de Chapultepec (^{Benavides y Young, 2012}).

En el noreste de México, se tienen consignados pocos antecedentes sobre el tema de áreas verdes y bosques urbanos. ^{Alanís (2005)} y ^{Jiménez et al. (2013)} evaluaron las del municipio Monterrey, Nuevo León, mediante sistemas de información geográfica e inventarios forestales in situ. En Tamaulipas, ^{Mora y Martínez (2012)} elaboraron un trabajo sobre las plantas silvestres de un bosque urbano ubicado en Ciudad Victoria. En el caso del municipio Linares, Nuevo León, la información es escasa y se limita a estudios realizados puntualmente en el cuadro principal de la ciudad sobre los árboles en las banquetas (^{Zamudio, 2001}) y en un campus estudiantil (^{Alanís et al., 2014}). Con base en lo anterior, el objetivo del presente estudio fue determinar la estructura, composición y diversidad del arbolado urbano en las diferentes plazas, parques y camellones del área urbana de Linares, Nuevo León.

Materiales y Métodos

Área de estudio

El municipio Linares (Figura 1) está ubicado al sureste del estado de Nuevo León. Geográficamente, limita hacia el norte con los municipios Hualahuises y Montemorelos; tanto al sur como al este con el estado de Tamaulipas y al oeste con los municipios Galeana e Iturbide. Sus coordenadas geográficas corresponden a 24°51' N y 99°24' Oeste (^{Municipios Mx, 2018}).

Figura superior izquierda = NE de México y SE de Estados Unidos de América; Figura inferior izquierda = Municipio Linares, Nuevo León; Figura derecha = Área urbana de Linares con sus áreas verdes. USA = Estados Unidos de América; COA = Coahuila; NL = Nuevo León; ZAC = Zacatecas; SLP = San Luis Potosí; TAM = Tamaulipas.

Figura 1 Ubicación del área de estudio. 

Resultados

Se registraron 41 especies pertenecientes a 34 géneros y 25 familias de plantas vasculares (Cuadro 1). La familia más representativa fue Fabaceae con seis taxones, Fagaceae con cuatro, seguidas por Moraceae y Arecaceae con tres cada una; y, por último Bignoniaceae, Oleaceae, Pinaceae y Rutaceae con dos. De los 41 taxa registrados en el estudio, 14 fueron nativos y 27 introducidos (Cuadro 2).

Se registró una abundancia total de 75.43 N ha^-1. La especie más destacada fue Fraxinus americana L. con 25.67 N ha^-1, que representa 34.03 % del total. Le siguen Quercus virginiana Mill. con 28.61 % y Washingtonia robusta var. gracilis (Parish) Parish ex Becc. con 15.15 %; el conjunto de las restantes suma 22.21 %.

La cobertura de copa de las áreas verdes urbanas (parques, plazas y camellones) fue de 2 611.31 m² ha^-1. Fraxinus americana registró mayor dominancia con 1 225.38 m² ha^-1, seguida por Quercus virginiana con 552.04 m² ha^-1; y Carya illinoinensis (Wangenh.) K.Koch, con 255.63 m² ha^-1; las especies restantes representaron 22.14 %.

Quercus virginiana sobresale como la especie principal en las áreas verdes urbanas de Linares, pues se le reconoció en 33 de las 41 áreas verdes analizadas (17.65 %). Washingtonia robusta var. gracilis estuvo en 25 de ellas, lo que equivale a 13.37 %, seguida por Fraxinus americana en 22 (11.76 %).

El valor calculado más alto para el Índice de Valor de Importancia fue para Fraxinus americana con 30.91 %, Quercus virginiana con 22.46 % y Washingtonia robusta var. gracilis con 11.56 %, que en conjunto suman 64.93 % (Cuadro 3). En contraste, Citrus sinensis (L.) Osbeck, Punica granatum L., Prunus persica (L.) Batsch y Tabebuia rosea (Bertol.) DC.registraron 0.20 % cada una, que fue el valor más bajo.

La densidad de individuos por hectárea de acuerdo con las clases diamétricas registradas en el estudio evidenció que la mayoría de los individuos evaluados se concentran en la categoría número II (14.5 - 29 cm) con un total de 1 011 N ha^-1 (Figura 2).

Figura 2 Densidad de individuos de acuerdo a clases diamétricas en las áreas de estudio. 

La variable dasométrica de altura total se generó con la densidad de individuos por categoría de altura. La categoría III (6.4 - 9.6 m) fue la que predominó con un total de 998 individuos por hectárea, lo que representó 48.3 % de la totalidad de los individuos registrados, mientras que la categoría VI (16 - 19.2 m) fue la categoría con el menor número de individuos con solo 19; es decir, 0.91 % de la población (Figura 3).

Figura 3 Densidad de individuos por altura en el área de estudio. 

En el área evaluada se registraron valores de índice de Margalef de D_Mg=5.24 y de Shannon-Wiener de H ́= 1.99, y el H'_max = 3.17.

Discusión

En el inventario del arbolado urbano quedaron registrados 2 066 ejemplares, que pertenecen a 24 familias y 41 especies. Este número de especies es cercano a los datos de ^{Zamudio (2001)} para el centro de Linares, quien identificó la existencia de 39 taxa, con 19 familias en 1995 y de 49 especies con 27 familias, en 1999. Resulta bajo comparado con el estudio realizado por ^{Alanís (2005)} quien en una investigación en el área metropolitana de Monterrey detectó 115 especies, agrupadas en 37 familias, lo que seguramente responde a la diferencia en la superficie muestreada.

^{Alanís et al. (2014)} observaron un número similar de especies (39) al registrado en este estudio, al restringir el área al campus universitario de la Facultad de Ciencias Forestales de la Universidad Autónoma de Nuevo León.

La familia Fabaceae fue la mejor representada con seis especies (tres nativas y tres introducidas), seguida por Fagaceae con cuatro (tres introducidas), Moraceae con tres (dos introducidas) y Arecaceae con tres (todas introducidas). Esos datos coinciden con los de ^{Alanís et al. (2014)}, quienes destacaron a Fabaceae con 10 taxa (nueve nativas). También concuerda con la información de ^{Alanís (2005)}, en la que Fagaceae y Moraceae son las más representativas en el Área Metropolitana de Monterrey.

El taxón con mayor peso ecológico en la presente investigación fue Fraxinus americana que concentra 30.91 % del Índice de Valor de Importancia, seguida por Quercus virginiana, Carya illinoinensis, Whasingtonia robusta var. gracilis , Ligustrum japonicum Thunb. Dicho porcentaje es mayor al calculado por ^{Alanís et al. (2014)} quienes registraron a Fraxinus americana con 18.21 % de IVI. ^{Zamudio (2001)} definió a esta última dentro de las cuatro especies con mayor peso ecológico (13.40 % de IVI).

En el estudio aquí descrito, fueron dominantes Fraxinus americana (46.93 %), Quercus virginiana (21.14 %), Carya illinoinensis (9.79 %) y Washingtonia robusta var. gracilis (6.17 %). Para ^{Carabias y Herrera (1986)}, los porcentajes anteriores no son satisfactorios, pues establecen que ninguna especie debe rebasar 5 % de la población total del arbolado público de una ciudad.

Solamente 13 especies son nativas (36.6 %) y 27 son introducidas (63.4 %) (Cuadro 2). Lo contrario es documentado por ^{Alanís et al. (2014)}, pues de su número total (39), 12 son introducidas y 27 nativas; lo que equivale a un porcentaje mayor de especies del segundo origen en el arbolado urbano del campus de la Facultad de Ciencias Forestales. Para la Zona Metropolitana de Monterrey, ^{Alanís (2005)} contabilizó 61 especies introducidas (53 %) y 54 nativas (47 %).

La comunidad vegetal evaluada reúne una riqueza de especies D_Mg =5.24 y una diversidad de H ́=1.99; valores que son inferiores a los de ^{Alanís et al. (2014)}, de D_Mg =7.62 y H ́=3.05. Al comparar los resultados observados con los de ^{Zamudio (2001)} para diversidad, para el año 1995 el valor obtenido fue de H ́=2.54 y para el año 1999 fue de H ́=2.27.

Si los resultados de diversidad y riqueza determinados en la presente investigación se contrastan solo con las especies nativas consignadas por ^{Alanís et al. (2014)}, se puede observar que estos autores estimaron valores altos de D_Mg = 5.80 y H ́ = 2.82, con respecto a los aquí calculados de D_Mg = 2.12 y H ́ = 0.8127, que son más bajos.

Conclusiones

Los árboles urbanos de Linares incluyen un alto número de especies introducidas; son dominantes Fraxinus americana, Quercus virginiana, Carya illinoinensis y Washingtonia robusta var. Gracilis; la primera de las cuales es la más representativa, con un total de 703 individuos que equivalen a más de 45 % de sus áreas verdes.

El estudio actual reveló datos sobre el número y las superficies de las plazas, crestas y parques en la ciudad de interés, así como de las especies y familias de todos los árboles del bosque urbano. La información es útil en la detección de áreas prioritarias para la reforestación, ya que es un inventario confiable que contribuye a la gestión de los árboles públicos.