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Introducción
La estructura, diversidad y condición de salud del arbolado influyen directa e indirectamente en la calidad ambiental y bienestar humano (Nowak et al., 2007; Benavides y Fernández, 2012; Pérez et al., 2018). De hecho, la diversidad, estructura y distribución son las características de mayor relevancia para la evaluación de la condición de las áreas verdes urbanas (Savard et al., 2000).
La diversidad de especies se reconoce como un atributo importante en la estabilidad, ya que proporciona a las masas arboladas resistencia a enfermedades, plagas y variaciones medioambientales (Bourne y Conway, 2014). Conocer la composición, diversidad y estructura de las especies arbóreas contribuye a entender la dinámica del bosque urbano y facilita la definición de estrategias para su manejo (Islas-Rodríguez et al., 2012; Sánchez-Gutiérrez et al., 2017). Por ejemplo, los indicadores diversidad y estructura arbórea forman parte del diagnóstico sobre el estado de salud del arbolado (Saavedra-Romero et al., 2019), además apoyan la definición de zonas para reforestación y la gestión del arbolado público (Leal et al., 2018). Sin embargo, la información sobre las áreas verdes urbanas en México aún es escasa (Leal et al., 2018).
Los habitantes en las ciudades prestan cada vez mayor importancia a las áreas verdes como componentes esenciales del paisaje e infraestructura urbana (Alanís et al., 2014). Entre ellas, los parques públicos constituyen una categoría con fines de convivencia y esparcimiento (Flores-Xolocotzi y González-Guillén, 2010). En este sentido, los parques urbanos proporcionan diversos servicios ecosistémicos, tales como la remoción de contaminantes, el almacén y captura de carbono, la reducción de escorrentías, entre otros (López-López et al., 2018). Cabe indicar que la cantidad de beneficios que los árboles aportan están directamente relacionados con su condición de salud (Saavedra-Romero et al., 2016).
La estimación de los servicios ecosistémicos del arbolado es compleja; no obstante, en la actualidad existen programas de cómputo especializados en ese rubro; por ejemplo, las herramientas de i-Tree (Cowett, 2014), desarrolladas por el Servicio Forestal de los Estados Unidos de América (EE. UU.) y otros socios (USDA, 2018). En particular, el programa i-Tree Eco recientemente fue adaptado para su uso en México (USDA, 2018); y es de utilidad para determinar la estructura del bosque urbano, cuantificar el reservorio y captura de carbono, la remoción de contaminantes atmosféricos y la reducción de escorrentías del agua de lluvia, así como para determinar el valor monetario atribuido a dichos servicios (Martin et al., 2011).
El objetivo principal de este estudio fue conocer la estructura y la diversidad, así como los servicios ecosistémicos del arbolado en cuatro parques de la ciudad de Texcoco de Mora, para contribuir en su gestión, conservación y valoración.
Materiales y Métodos
Área de estudio
El estudio se realizó en cuatro de los parques más conocidos y más concurridos por los visitantes de la ciudad de Texcoco de Mora, Estado de México: a) Jardín Central con una superficie de 8 700 m2 (19°30′51″ N y 98°52′58” O); b) Parque de la Tercera Edad con superficie de 9 000 m2 (19°30′35″ N y 98°53′08″ O); c) Jardín Niños Héroes con 1 655 m2 (19°30′32″ N y 98°52′32″ O); y d) Parque del Deportivo Silverio Pérez con una superficie de 4 027 m2 (19°31′12″ N y 98°53′06″ O) (Figura 1).
Inventario arbóreo
Se realizó un censo del arbolado presente en las cuatro áreas verdes bajo estudio; las mediciones se hicieron de acuerdo al manual de toma de datos de i-Tree ECO v6 (USDA, 2018). Se registró la especie de cada uno de los árboles en campo y se numeraron en un croquis; en el caso de alguna duda, se llevaron muestras botánicas al herbario del Colegio de Postgraduados para su identificación por especialistas. Se les midió su diámetro normal (DN) con una cinta diamétrica de 10 m (Forestry Suppliers ® Modelo 283D/10M); el diámetro de copa con una cinta métrica de 50 m (Truper ® Modelo TFC-50ME Código 12647), a partir de la longitud en dos direcciones: norte-sur y este-oeste. Asimismo, se obtuvo la altura total de cada ejemplar, la altura de la copa viva y de la base de la copa, con un altímetro (Haga GmbH + Co KG ® Modelo Haga Altimeter). Se estimó el porcentaje de copa faltante, el porcentaje de muerte regresiva y la exposición a la luz de la copa. El levantamiento de la información se llevó a cabo de noviembre del 2018 a febrero del 2019.
Diversidad
La diversidad alfa se calculó mediante el índice de Simpson (1-D) que proporciona una buena estimación de la diversidad en muestras relativamente pequeñas (Magurran, 2004), como las evaluadas en este trabajo. Un segundo índice utilizado fue el de Shannon-Wiener (H’), el cual es no paramétrico que considera tanto la riqueza, como la abundancia y la uniformidad de las especies (Bourne y Conway, 2014). Por último, se usó como referencia la regla de diversidad 10-20-30 de Santamour (1990) como un indicador de la diversidad arbórea para evitar plagas y enfermedades en el bosque urbano (Canizales et al., 2020).
El índice de Simpson se determinó mediante la siguiente ecuación (Bouza y Cobarrubias, 2005):
Donde:
D = Índice de Simpson
S = Número de especies presentes
p i = Proporción de individuos en la i-ésima especie
A medida que D aumenta, la diversidad disminuye; por tanto, el índice de Simpson se expresa, generalmente, como 1-D y así será consignado en esta investigación. Respecto al índice de Shannon (H’), le corresponde un número positivo el cual tiene un valor normal entre 2 y 3, los superiores a 3 se refieren a una alta diversidad (Mora-Donjuán et al., 2017); se calculó a partir de la siguiente ecuación (Magurran, 2004):
Donde:
H’ = Índice de Shannon
S = Número de especies presentes
P i = Proporción de individuos registrados en la i-ésima especie
De acuerdo con la información obtenida en el inventario arbóreo y en los resultados del software i-Tree ECO v6, se realizó un análisis descriptivo sobre el número de árboles por especie, género y familias existentes en los cuatro parques evaluados con el propósito de relacionarlo y determinar, si se cumple con la regla de diversidad de Santamour (1990); la cual indica que los individuos de un mismo taxón no deben exceder 10 %, los ejemplares de un género no superar 20 %, y los árboles de una familia no ser mayor a 30 % de la población arbórea total.
Análisis de la información
Los datos del censo se registraron en una hoja de cálculo del programa Microsoft Excel ® 2016 y, posteriormente, se exportaron al software i-Tree ECO v6; además, en virtud de su reciente adaptación para México, se cuantificaron: el almacén y captura de carbono (C), producción de oxígeno (O2), remoción de contaminantes atmosféricos (O3, CO, NO2, SO2 y PM2.5) y reducción de la escorrentía superficial.
Para estimar el precio del almacén y captura de C se consideró un precio $10 USD por tonelada de CO2e, valor promedio estimado en el mercado informal de carbono en México (USDA, 2018). En la valoración de la escorrentía evitada y la remoción de contaminantes, se consideraron los precios empleados en los Estados Unidos de América estandarizados a México que se proponen en i-Tree Eco v6: 2.14 USD por m3 de escorrentía evitada, $1 532.80 por Mg de CO, $24 961.90 por Mg de O3, 1 358.4 USD por Mg de SO2, $3 728.40 por Mg de NO2 y $866.00, 474.7 USD por Mg de PM2.5.
Resultados y Discusión
Composición
En los cuatro parques estudiados de la ciudad de Texcoco se registró un total de 391 árboles, pertenecientes a 19 familias y 34 especies (Cuadro 1). La densidad promedio fue de 167 árboles ha-1, este valor es inferior al de la ciudad de Montemorelos, Nuevo León de 194.6 árboles ha-1 (Canizales et al., 2020); sin embargo, es superior al documentado para el arbolado urbano de la ciudad de Linares (75.43 árboles ha-1) (Leal at al., 2018) y al de las ciudades de Mérida y Playa del Carmen con 96 árboles ha-1 y 104 árboles ha-1, respectivamente (de la Concha et al., 2017).
Cuadro 1 Especies arbóreas y variables dasométricas promedio del arbolado presente en cuatro parques de la ciudad de Texcoco de Mora.
| Familia | Especie | Origen | Variables | ||
|---|---|---|---|---|---|
|
Dn (cm) |
At (m) |
Dc (m) |
|||
| Altingiaceae | Liquidambar styraciflua L. | Nativa | 14.88 | 8.31 | 3.71 |
| Anacardiaceae | Schinus molle L. | Introducida | 29.17 | 9.55 | 4.75 |
| Arecaceae | Phoenix canariensis L. | Introducida | 60.11 | 13.39 | 6.86 |
| Roystonea regia Kunth. | Introducida | 24.50 | 6.65 | 1.08 | |
| Washingtonia robusta H. Wendl. | Nativa | 96.00 | 12.00 | 5.13 | |
| Bignoniaceae | Jacaranda mimosifolia D. Don. | Introducida | 49.68 | 11.23 | 7.38 |
| Casuarinaceae | Casuarina equisetifolia L. | Introducida | 22.46 | 9.50 | 3.40 |
| Cupressaceae | Cupressus macrocarpa Hartw. | Introducida | 48.00 | 18.00 | 13.50 |
| Cupressus sempervirens L. | Introducida | 11.78 | 4.92 | 2.35 | |
| Hesperocyparis lusitanica (Mill) Bartel | Nativa | 23.22 | 9.68 | 3.24 | |
| Taxodium macronatum Ten. | Nativa | 31.42 | 9.96 | 4.29 | |
| Euphorbiaceae | Euphorbia cotinifolia L. | Nativa | 14.00 | 4.00 | 3.85 |
| Fabaceae | Bauhinia variegata L. | Introducida | 13.50 | 7.00 | 6.23 |
| Lauraceae | Persea americana Mill. | Nativa | 33.00 | 5.20 | 2.10 |
| Lythraceae | Punica granatum L. | Introducida | 20.00 | 1.40 | 3.15 |
| Magnoliaceae | Magnolia glandiflora L. | Introducida | 22.75 | 8.25 | 3.54 |
| Moraceae | Ficus benjamina L. | Introducida | 22.61 | 5.79 | 2.76 |
| Ficus microcarpa Lf. | Introducida | 21.93 | 4.01 | 2.39 | |
| Myrtaceae | Eucalyptus camaldulensis Dehnh. | Introducida | 68.00 | 21.00 | 10.00 |
| Eucalyptus sp. | Introducida | 42.83 | 13.47 | 4.71 | |
| Oleaceae | Fraxinus uhdei (Wenz.) Lingelsh. | Nativa | 18.70 | 7.73 | 2.80 |
| Ligustrum lucidum WT Aiton. | Introducida | 19.60 | 7.48 | 2.91 | |
| Olea europaea L. | Introducida | 35.00 | 7.50 | 6.75 | |
| Pinaceae | Pinus chiapensis Martínez. | Nativa | 36.00 | 5.00 | 6.00 |
| Pinus greggii Englem. | Nativa | 40.00 | 15.50 | 8.48 | |
| Pinus maximinoi H.E. Moore. | Nativa | 32.50 | 14.00 | 4.25 | |
| Pinus sp. | Nativa | 35.50 | 16.00 | 4.95 | |
| Rosaceae | Eriobotrya japonica Lindl. | Introducida | 11.00 | 4.40 | 3.50 |
| Prunus persica L. | Introducida | 12.38 | 5.45 | 4.14 | |
| Prunus serotina Ehrh. | Nativa | 10.00 | 5.90 | 4.70 | |
| Rutaceae | Citrus x sinensis Osbeck. | Introducida | 15.50 | 5.10 | 3.20 |
| Salicaceae | Populus alba L. | Introducida | 21.75 | 8.00 | 3.15 |
| Populus nigra L. | Introducida | 29.00 | 8.67 | 3.55 | |
| Ulmaceae | Ulmus mexicana (Liebm.) Planch. | Nativa | 12.00 | 9.00 | 2.00 |
| Promedio general | 25.33 | 8.04 | 3.67 | ||
*Dn = Diámetro normal; At = Altura total; Dc = Diámetro de copa.
A nivel de parque, el Jardín Central presentó una densidad de 181.6 árboles ha-1; mientras que, el parque con mayor riqueza fue el de la Tercera Edad con 14 especies. Los taxones más comunes fueron Ficus benjamina L. (23 %), Schinus molle L. (13.8 %), Hesperocyparis lusitanica Mill. (10.2 %) y Ligustrum lucidum Ait. (10 %); que representaron 57 % de la población arbórea total. Al respecto, Dolan (2015) señala que a pesar de la reducción significativa de las áreas verdes urbanas, estas poseen una gran diversidad de especies; aunque, las exóticas son muy frecuentes en esos ambientes, tal es el caso de los géneros Ficus, Jacaranda, Casuarina y Ligustrum (Velasco et al., 2013).
En los parques evaluados, Ficus benjamina fue la más frecuente en el Jardín Central; en el Jardín Niños Héroes, Cupressus sempervirens L. tuvo la mayor abundancia, incluso las especies exóticas representaron más de 60 % de la población registrada. Valores similares han sido citados en diversos estudios; por ejemplo, el arbolado urbano de la ciudad de Linares está compuesto en 63 % por taxones introducidos (Leal et al., 2018); el mismo porcentaje se consigna en 21 camellones y seis parques de la ciudad de Montemorelos (Canizales et al., 2020), y en los árboles de la Zona Metropolitana de Monterrey constituyen 53 % (Alanís, 2005).
Los parques de las ciudades a menudo están compuestos de una mezcla de especies de diferente origen (Dolan, 2015; Saavedra-Romero et al., 2019). Por ello, tienen una diversidad superior de árboles en comparación con otro tipo de paisajes. Aunque, la mayoría de sus taxones son de origen exótico, debido posiblemente a la dificultad para conseguir ejemplares nativos en los viveros locales. Además, la carente información sobre propagación, manejo e incluso los altos costos de producción de las plantas nativas son algunos motivos por los cuales se prefiere el uso de especies introducidas (Velasco et al., 2013); a pesar de que pueden presentarse problemas a largo plazo y requieren de un manejo intensivo (Muller y Bornstein, 2010). En este aspecto, los cuatros parques analizados tienen un número de especies muy similar entre ellos, lo cual resulta útil en la planificación de programas de manejo del arbolado urbano (Maco y McPherson, 2003; Benavides y Fernández, 2012; López-López et al., 2018).
Diversidad
El índice de Simpson (1-D) presentó un valor de 0.73 para los cuatro parques; este índice mide tanto la diversidad como la dominancia de especies; por tanto, se considera que el arbolado de los parques es relativamente diverso, pero existe cierta dominancia de las especies abundantes (Morales-Salazar et al., 2012). Por otra parte, el valor del índice de Shannon-Wiener (H’= 3.89), el cual es una medida razonable de la complejidad biológica (Lou y González-Oreja, 2012), indica una alta diversidad (Mora-Donjuán et al., 2017) en el área de estudio (2.33 ha); y es similar al calculado para el arbolado urbano de una facultad universitaria en Nuevo León, con H’= 3.05, en una superficie de 0.8 ha (Alanís et al., 2014). Cabe mencionar que fue superior al citado para bosques templados naturales, H’= 1.37 a 1.74 (Graciano-Ávila et al., 2017; López-Hernández et al., 2017); lo anterior corrobora que hay mayor diversidad en los bosques urbanos que en los templados naturales.
Con respecto a la regla de Santamour, las tres especies más abundantes (Ficus benjamina, Schinus molle y Hesperocyparis lusitanica) no la cumplieron, debido a que mostraron una frecuencia mayor a 10 %. Además, el género Ficus rebasó 20 % de la población arbórea; aunque ninguna familia fue superior a 30 %. Por ello, dichos taxones pueden ser susceptibles al ataque de plagas y enfermedades (Santamour, 1990).
Patrones similares se han determinado para diferentes áreas urbanas; por ejemplo, en el Bosque de San Juan de Aragón cuatro especies arbóreas registraron una frecuencia mayor a 10 %, y el género Casuarina tuvo más de 20 % (Saavedra-Romero et al., 2019). De igual manera las tres especies arbóreas más frecuentes en el campus Montecillo del Colegio de Postgraduados no satisfacen la regla de Santamour (Islas-Rodríguez et al., 2012).
Estructura
La altura promedio de los individuos inventariados fue de 8±4.4 m, con un diámetro promedio de proyección de copa de 3.6±2.3 m; por lo que se considera que la mayoría del arbolado fue de talla pequeña; sin embargo, se registraron algunos ejemplares con alturas superiores a 20 m, pertenecientes a Fraxinus uhdei, Eucalyptus sp. y Schinus molle.
Referente al diámetro normal, solo 15.3 % del total de los árboles presentaron un diámetro de 38 cm y 71.1 % registró un diámetro de 7.5 a 30 cm. Tal distribución diamétrica indica que una gran parte de los individuos arbóreos ubicados en los parques evaluados son juveniles, aunque hubo algunos de grandes tallas: 3.8 % con un DN>68.6 cm (Figura 2).
Servicios ecosistémicos
El reservorio de C que se cuantificó en el área de estudio con el programa i-Tree Eco fue de 67.24 Mg, lo que equivale a 246.55 Mg de CO2 capturado. Asimismo, se estimó que el arbolado almacena un promedio de 28.85 Mg C ha-1 (Cuadro 1), cuyo valor es alto en comparación con el señalado para la ciudad de Mérida, en donde se calcularon 7.55 Mg ha-1 de C en el arbolado urbano (de la Concha et al., 2017). No obstante, el almacén de C por hectárea en los cuatro parques de la ciudad de Texcoco de Mora fue menor a los valores documentados por Santoyo-Gómez et al. (2014) en la alcaldía Miguel Hidalgo (64 Mg C ha-1) y por López-López et al. (2018) en la primera sección del Bosque de Chapultepec (61.68 Mg C ha-1), zona considerada un importante reservorio de C.
El Jardín Central tuvo el valor más alto de C almacenado, por ser el más grande; no obstante, el Deportivo Silverio Pérez registró la mayor cantidad de C por hectárea (41.9 Mg). El parque Jardín de Niños Héroes, pese a tener la densidad arbórea más alta presenta el menor valor de almacén de carbono; esto se debe a que es el área evaluada más pequeña, con 0.16 ha y la densidad se expresa en arboles ha-1. De tal manera que solo en 43 individuos se almacena C, el cual representa el número de árboles evaluados más bajo en los cuatro parques.
Referente a la captura de C, la estimación total para los cuatro parques fue de 2.56 Mg año-1, que representa 9.39 Mg de CO2. La captura por unidad de área estimada (1.06 Mg ha-1 año-1) fue superior a la calculada en la ciudad de Mérida (0.69 Mg C ha-1 año-1) por de la Concha et al. (2017). Cabe señalar que el Jardín Central destacó por su captura de este gas de efecto invernadero, tanto por su superficie arbolada como por la presencia de numerosos individuos juveniles, los cuales están en un periodo activo de crecimiento (Cuadro 2).
Cuadro 2 Cuantificación del almacén y captura de C del arbolado inventariado en cuatro parques de la ciudad de Texcoco de Mora.
| Parque | Densidad (árboles ha-1) |
Almacén de Carbono (Mg) |
Captura de Carbono (Mg año-1) |
Almacén de Carbono (Mg ha-1) |
Captura de Carbono (Mg ha-1 año-1) |
|---|---|---|---|---|---|
| Jardín Central | 182 | 30 | 1.33 | 34.48 | 1.53 |
| Parque de la Tercera Edad | 109 | 17.13 | 0.63 | 19.03 | 0.70 |
| Jardín Niños Héroes | 259 | 3.35 | 0.16 | 20.94 | 1.00 |
| Deportivo Silverio Pérez | 229 | 16.76 | 0.43 | 41.90 | 1.08 |
| Total | 167 | 67.24 | 2.56 | 28.86 | 1.10 |
La producción de oxígeno de los árboles es directamente proporcional a la cantidad de carbono capturado, que a su vez está vinculada con la acumulación de biomasa del árbol (Nowak et al., 2002). De acuerdo con i-Tree Eco, los árboles del área de estudio producen un total de 6 Mg O2 año-1 y por unidad de área 2.5 Mg O ha-1 año-1 (Cuadro 3). Además, el arbolado evaluado remueve un total de 0.06 Mg año-1 de contaminantes atmosféricos (O3, CO, NO2, SO2 y PM2.5) y por unidad de área representa una remoción de contaminantes de 25 kg ha-1 año-1. Los valores anteriores son superiores a los registrados en otras áreas verdes urbanas; por ejemplo, en la ciudad de Mérida se estimó una producción de oxigeno de 1.36 Mg ha-1 año-1 y una remoción de contaminantes de 7.3 kg ha-1 año-1 (de la Concha et al., 2017).
Cuadro 3 Cuantificación de la remoción de contaminantes y escorrentía evitada por el arbolado en cuatro parques de la ciudad de Texcoco de Mora.
| Parque | Densidad (árboles ha-1) |
Remoción de contaminantes (Mg año-1) |
Escorrentía evitada (m3 año-1) |
Remoción de contaminantes (Mg ha-1 año-1) |
Escorrentía evitada (m3 ha-1 año-1) |
|---|---|---|---|---|---|
| Jardín Central | 182 | 0.02 | 41.52 | 0.02 | 47.72 |
| Parque de la Tercera Edad | 109 | 0.02 | 34.05 | 0.02 | 37.83 |
| Jardín Niños Héroes | 259 | 0.01 | 8.37 | 0.06 | 52.31 |
| Deportivo Silverio Pérez | 229 | 0.01 | 24 | 0.03 | 60.00 |
| Total | 167 | 0.06 | 107.94 | 0.03 | 46.33 |
El arbolado del Jardín Niños Héroes fue el que más contribuyó a la eliminación de contaminantes atmosféricos (0.06 Mg ha-1), además presentó la mayor densidad de individuos arbóreos (259 árboles ha-1). En contraste, el Parque de la Tercera Edad obtuvo los menores valores de generación de servicios por unidad de superficie debido a que posee una baja densidad de arbolado (109 árboles ha-1) (Cuadros 2 y 3).
Otro de los beneficios que proveen los árboles es la reducción de escorrentías, ya que interceptan la precipitación, aunado a que sus sistemas de raíces promueven la infiltración y el almacenamiento del agua en el suelo (McPherson, 2007). El análisis de la reducción de escurrimiento superficial indicó que la masa arbórea evaluada contribuyó a reducir la escorrentía en 107.9 m3 año-1 y representa una disminución por unidad de área de 46.3 m3 ha-1 año-1 (Cuadro 3). Nuevamente, este valor es superior a los estimados en la ciudad Mérida (19.04 m3 ha-1 año-1) y en Playa del Carmen (36.98 19.04 m3 ha-1 año-1) (de la Concha et al., 2017).
Al igual que el almacén de C, el Deportivo Silverio Pérez registró el valor más alto de escorrentía evitada por unidad de superficie, en virtud de que presentó una densidad alta (229 árboles ha-1) y una proporción importante de individuos de grandes tallas.
Los árboles de porte grande, generalmente, proveen mayores beneficios ecosistémicos (más remoción de contaminantes, altos valores de almacén de carbono) (Saavedra-Romero et al., 2019). Ejemplo de ello, es el estudio de López-López et al. (2018), en el cual se observó que los depósitos de carbono eran superiores en sitios donde los árboles eran de grandes dimensiones, con diámetro normal de hasta 148 cm, en comparación con los lugares cuyos ejemplares tenían diámetros menores a 82 cm y densidad baja. Además, el arbolado de porte grande genera mayor producción de oxígeno; así, en promedio para compensar el consumo anual de oxígeno de un adulto se requieren 30 árboles. Sin embargo, en Nueva Jersey el número fue de 81 árboles y en Frehold de 17 árboles; esta variación fue un reflejo de los diferentes tamaños de los árboles (Nowak et al., 2007).
Valoración económica
La valoración de los beneficios cuantificados con el programa i-Tree Eco equivale a $244 427.8 MXN, de los cuales $192 639.17 MXN se generan anualmente por los individuos arbóreos de los cuatro parques evaluados. Es importante señalar que el arbolado tiene una mayor importancia económica en la remoción de contaminantes, ya que tiene un valor superior a $ 180 000.00 MNX al año (Figura 3). Con base en lo anterior, una hectárea de área verde produce $82 677.8 MXN de beneficios por año.
Conclusiones
La dominancia y frecuencia de especies en los cuatro parques evaluados corresponde, en su mayoría, a especies exóticas, y presentan una alta diversidad H’. El almacén de C representa 67.24 Mg, la captura de C corresponde a 2.56 Mg año-1, el arbolado produce 6 Mg O2 año-1, reduce la escorrentía en 107.9 m3 ha-1 y contribuye en la remoción de 0.06 Mg año-1 de contaminantes. La herramienta i-Tree Eco es útil y de fácil aplicación para el análisis de la estructura, composición y servicios ecosistémicos de las especies arbóreas en cuatro parques de la ciudad de Texcoco de Mora. La información generada es de utilidad para los gestores de los bosques urbanos, ya que contribuye a la valoración del arbolado urbano.
