La estructura del rodal y la función ecológica del arbolado en el Parque Circundante de Hefei, provincia de Anhui, China

 

The stand structure and ecological function of woods in Hefei Round-the-City Park, Anhui province, China

 

Wang Jianan*; Wu Zemin; Wang Yuan; Liu Hui

 

The Institute of Forestry and Landscape Gardening, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China. Correo-e: 3923909@163.com (*Autor para correspondencia).

 

Recibido: 14 de noviembre, 2012
Aceptado: 09 de abril, 2014

 

Resumen

El Parque Circundante de la ciudad de Hefei tiene características típicas de bosque urbano. En este investigación se utilizan métodos de ecología de la vegetación para analizar la estructura de la comunidad del parque. La composición de especies, la distribución de alturas de los árboles y el DAP (diámetro a la altura del pecho) fueron descritos. Existen 27,662 árboles en el área de estudio, la cual tiene un área de bosque urbano de 42.5 hm². El DAP promedio fue de 19.2 cm, la densidad en pie fue de 651 árboles·hm² y el área basal promedio fue de 20.8 m²·hm^-2. Con base en la evaluación, los árboles en el parque cuentan con buena salud, pues representaron 53.4 % del total del bosque urbano. Las estructuras de la comunidad fueron analizadas a través del cálculo del índice de crecimiento de los árboles y la correlación de asociación de las especies componentes en el parque. Los resultados muestran que las estructuras de la comunidad en el parque son complejas; existen 22 pares de especies con asociación positiva y, en las siguientes comunidades, los individuos tienen buen crecimiento y son más estables, incluyendo principalmente Platycladus orientalis-Prunus cerasifera f. atropurpurea-Osmanthus fragrans, Robinia pseudoacacia-Ligustrum lucidum, R. pseudoacacia-Ginkgo biloba-Photinia serrulata, Populus canadensis-L. lucidum-O. fragrans, Sophora japonica-L. lucidum-Buxus sinica, Cyclobalanopsis glauca-Distylium racemosum.

Palabras clave: Estructura de la comunidad, composición de especies, asociación de especies, arreglo de árboles, Parque Circundante de la Ciudad de Hefei.

 

Abstract

Hefei Round-the-City Park has typical urban forest characteristics. This paper uses vegetation ecology methods to analyze the community structure of the park, and species composition, tree-height distribution and DBH (diameter at breast height) were described. There are 27,662 trees in the study area, which has an urban forest area of 42.5 hm². The average DBH was 19.2 cm, stand density was 651 trees·hm² and average basal area was 20.8 m²·hm^-2. Based on a health assessment, the trees in the park are in generally good health, as the healthy trees in the urban forest in the park accounted for 53.4 % of the total number. Through calculation of tree growth index and association correlation of component species in the park, the community structures were analyzed. The results show that community structures in the park are complex; there are 22 pairs of species with positive association and individuals in the following communities grow well and are more stable, including mainly Platycladus orientalis-Prunus cerasifera f., atropurpurea-Osmanthus fragrans, Robinia pseudoacacia-Ligustrum lucidum, R. pseudoacacia-Ginkgo biloba-Photinia serrulata, Populus canadensis-L. lucidum-O. fragrans, Sophora japonica-L. lucidum-Buxus sinica, Cyclobalanopsis glauca-Distylium racemosum.

Keywords: Community structure, species composition, species association, tree arrangement, Hefei Round-the-City Park.

 

INTRODUCCIÓN

"Silvicultura urbana" es un término científico sobre la teoría de bosques urbanos que fue creado por Jargenson, un silvicultor de la Universidad de Toronto, Canadá, en 1965, y desde entonces ha sido modificado en Norteamérica y subsecuentemente aceptado por los expertos en muchos países alrededor del mundo. Actualmente existen dos clases típicas de definiciones para "bosques urbanos": una los define como la suma de todas las plantas leñosas y otras plantas asociadas en una ciudad que incluye su área circunvecina (Gobster, 1994; Miller, 1997); mientras que la otra, los define como una comunidad arbórea que cubre cierta área de una ciudad y sus suburbios. La investigación sobre bosques urbanos inició en la década de 1960 y muchas ciudades fueron seleccionadas como áreas de estudio, tales como Atenas, Grecia (Profous, Rowntree, & Loeb, 1988), Hong Kong (Jim, 1992), Praga, Checoslovaquia (Profous & Rowntree, 1993), Nueva York, EE. UU. (Richards, Mallette, & Simpson, 1984), Oakland, EE. UU. (Nowak, 1993), Chicago, EE. UU. (McPherson et al., 1997), Los Ángeles, EE. UU. (Miller & Winer, 1984) y San Francisco, EE. UU. (McBride & Froehlich, 1984). Varios estudios se realizaron en bosques urbanos de los Estados Unidos, abarcando temas como la definición de conceptos, análisis de beneficios, evaluación de valor, estrategias de manejo, étc., mientras que la investigación forestal urbana en Europa se centró principalmente en los bosques de la periferia urbana, enfocándose en un bosque con área determinada. Las características de esparcimiento, las funciones que requieren protección y el aumento de la biodiversidad fueron los principales temas abordados. En años recientes, algunas ciudades en China han propuesto el establecimiento de una "ciudad bosque" sobre la base de la teoría de los bosques urbanos. Hasta ahora, más de 30 ciudades en este país han sido designadas como "ciudad-bosque estatal". Algunas también llevaron a cabo proyectos de investigación sobre los bosques urbanos, pero sólo unos pocos se concentraron en la composición y estructura del bosque urbano, tales como Shenyang, provincia de Liaoning (Li, Liu, & Wang, 2003) y Hefei, provincia de Anhui (Wu, Gao, & Zhang, 2003). Sin embargo, en la mayoría de ellos, todavía se siguieron los métodos tradicionales de modelos de estudio de jardinería del paisaje.

El patrón de composición de especies en las comunidades naturales es el resultado de la sucesión natural y es afectado no sólo por la condición del sitio, sino además por la relación ecológica entre especies. Algunas de éstas siempre crecen en el mismo tipo de comunidad y sus nichos son complementarios, mientras que otras nunca aparecen en el mismo tipo, posiblemente porque sus nichos se sobreponen y enfrentan entonces una fuerte competencia. Sin embargo, en la mayoría de los casos, un bosque urbano es hecho por la mano del hombre y es diferente de los bosques naturales. En un bosque urbano, es evidente que la composición de especies y estructura de la comunidad revelan los ideales del diseñador, incluyendo su perspectiva sobre la estética del paisaje y el entendimiento de las relaciones ecológicas entre las especies plantadas en una comunidad. Teóricamente, por lo tanto, se supone que la comunidad arreglada por el hombre tiene alguna regulación reflejada por la correlación entre especies.

Los bosques al interior de un área urbana son una parte importante donde los factores de perturbación humana son más influyentes. La composición de especies y la estructura de la comunidad en estos sitios tienen un impacto directo en los beneficios ecológicos y la calidad del paisaje del bosque urbano, haciéndolos dignos de estudio a profundidad. El presente trabajo adopta el método de investigación de la vegetación para analizar el Parque Circundante de la ciudad de Hefei, que cuenta con características típicas de bosque urbano y está situado en el centro de la ciudad. El parque fue creado en la década de 1950; las principales especies de árboles plantadas en ese momento fueron Robiniapseudoacacia, Salix matshudana, Populus spp., Sophora japonica y Ulmus pumila. En 1980, algunas especies de árboles ornamentales como Cedrus, Osmanthus y cherry fueron replantadas. Desde entonces, pocas actividades de mantenimiento se han llevado a cabo en el parque, proporcionando una excelente área para estudiar comunidades forestales en zonas urbanizadas. El objetivo de este trabajo es discutir la posibilidad de adoptar métodos tradicionales de investigación de vegetación para el estudio de una comunidad forestal urbana. La estructura y composición de la comunidad fueron comparadas y analizadas de 1980 a 2010. Además, se pretendió determinar si la selección de especies, el diseño de plantación y el manejo de los árboles fueron razonables durante ese periodo, lo que se considera, proporcionaría una referencia para la construcción de bosques urbanos y la investigación en el futuro. una referencia para la construcción de bosques urbanos y la investigación en el futuro.

 

MATERIALES Y MÉTODOS

Descripción del área de estudio

El Parque Circundante de la ciudad de Hefei fue seleccionado como área de estudio, el cual está localizado en el centro de la ciudad. Hefei está situada en la parte sureste de China (Figura 1), entre los ríos Yangtze y Amarillo (117°11'~117°22' E y 31°48'~31°58' N). Hefei se construyó como un pueblo en el año 200 a. C., inicialmente, sólo para propósitos defensivos. La ciudad se convirtió en la capital de la provincia de Anhui en 1953. Hoy en día, el área urbanizada de la ciudad cubre 200 km² con una población de tres millones. La región pertenece a la zona de clima subtropical norte, un típico clima subtropical húmedo y templado. La temperatura promedio anual es 15.7 °C, 2.1 °C en enero y 28.3 °C en julio. La temperatura más baja registrada es -20.6 °C y la precipitación anual es de 1,000 mm. La vegetación de la zona es una mezcla de bosques perennifolios y caducifolios de hoja ancha, y las especies nativas principales son Quercus accutissima, Q. variabilis, Platycarya strobilacea, Pterocarya stenoptera, Koelreuteriapaniculata, Cyclopalanopsis glauca y Liquidambar formosana.

Una característica obvia del verdor en la ciudad es el parque, el cual consiste principalmente de árboles. Éste fue construido sobre la base de un cinturón forestal, establecido en la base de la antigua muralla en la década de 1950. Las principales especies de árboles plantados en aquel tiempo fueron S. japónica, R. pseudoacacia, U. pumila, Populus canadensis y Platycladus orientalis. En 1980, por medio de un programa de reconstrucción, el parque fue desarrollado en el bosque circundante de la ciudad. Cuando el parque fue establecido tenía 8.6 km de largo y 137.6 ha, de las cuales el bosque cubría 42.5 ha. El parque fue dividido en seis áreas escénicas con diferentes paisajes, utilizando el camino principal de la ciudad, la topografía y los accidentes geográficos naturales.

 

Muestreo de campo

De acuerdo con las características del parque circundante, se utilizó el método de investigación de muestreo. En total, 62 parcelas de 10 m x 30 m, fueron localizadas internamente cada 300 m a lo largo del eje; el área de muestra cubrió aproximadamente 18 % del área del anillo del parque. En las parcelas, cada árbol fue identificado por especie, y su DAP (diámetro a la altura del pecho: 1.3 m sobre el suelo), altura total, altura a la base de la copa, radio de la corona, forma de la corona y estado de las copas fueron registrados (McBride & Jacobs, 1986). El estado de salud de los árboles se clasificó en seis clases con base en las características del follaje. Un árbol fue calificado como excelente (clase I) si menos de 5 % de la corona mostró degradación o decoloración de la hoja y la corona era simétrica y completa. La clase II indicó una calificación sanitaria buena con árboles exhibiendo 5 % a 25 % de degradación o decoloración; una calificación sanitaria moderada (clase III) indicó 26 % a 50 % de degradación; mala salud (clase IV) incluyó árboles con 51 % a 75 % de degradación; la clase V mostró árboles moribundos (79 % a 99 %); y la clase VI, árboles muertos (sin hojas). Los datos se clasificaron en buena salud (incluyendo I y II), moderada (III), mala (IV), moribundos (V) y muertos (VI); las puntuaciones de 5 a 0 fueron dadas a cada clase, respectivamente (Miller, 1997).

Evaluación de la función ecológica

Los beneficios ecológicos de los bosques de la ciudad se estimaron con el modelo computacional American Forests' CI-TY-green 5.0, basado en ArcView3.x. Los beneficios ecológicos del modelo incluyen principalmente: almacenamiento de carbono y captura de carbono, escorrentía reducida de tormenta, purificación del aire, conservación de la energía y suministro de la fauna. En este artículo se estudiaron las tres primeras clases.

Estado de salud del árbol

El estado de salud del árbol fue expresado como el índice de crecimiento:

Growth index = (∑A*B) / (C*D)

Donde:

A = Número de árboles en cada grado

B = Valor asignado para cada grado

C = Número total de árboles individuales

D = Valor asignado del grado más alto

Con base en el esquema de calificación mencionado anteriormente, el índice de crecimiento es 1.0 si la población completa de una especie es identificada como saludable; mientras este índice sea más cercano a 1.0, más saludable será la especie.

Correlación asociada

La correlación asociada (CA) se calculó con las fórmulas siguientes:

Donde:

a = Número de muestras donde ambas especies estuvieron presentes

b = Número de muestras donde la especie B estuvo presente, mientras que la especie A no lo estuvo

c = Número de muestras donde la especie A estuvo presente, mientras que la especie B no lo estuvo

d = Número de muestras donde ambas especies estuvieron ausentes

El gráfico semi-matriz de la asociación de especies fue dibujado de acuerdo con el valor de CA (Song, 2001).

Prueba X²

La correlación asociada entre especies en una comunidad es compleja. X² es un valor estadístico utilizado para verificar si la correlación asociada de dos especies en una comunidad es significativa o no:

Donde N es el número total de muestras, mientras que a, b, c y d son las mismas que en las fórmulas de CA.

 

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Existen 27,662 árboles en el área de estudio, la cual tiene 42.5 ha de bosque. El DAP es de 14 cm, la densidad es de 651 árboles·ha ¹ y la densidad de carga es de 20.8 m²·ha En esencia, el parque tiene las características fundamentales de un rodal de bosque urbano, basado en la definición de Rowantree (1984a, 1984b).

Composición de especies

En total, se registraron 67 especies de árboles. Con base en el número de individuos, las siguientes 10 especies fueron catalogadas en la cima del listado: Ligustrum lucidum, R. pseudoacacia, Prunus cerasifera f. atropurpúrea, Cedrus deodara, P. serrulata, Osmanthus fragrans, Prunus serrulata var. lannesiana, Photinia davidsoniae, G. biloba y Broussonetia papyrifera. La frecuencia de R. pseudoacacia en las muestras fue de 68 %, la cual fue la más alta entre las especies. Comparada con el registro histórico, la composición de especies ha cambiado (Cuadro 1).

Algunas especies plantadas durante el periodo inicial del parque, como Pinus thunbergii, Pseudolarix kaempferi, Rhus chinensis y Rhus typhin, ya no existen. Otras están en una mala situación de crecimiento y fuera del listado de las 30 especies principales, como Prunus mume. Además, especies como G. biloba, K. paniculata, Paulownia tomentosa, B. papyrifera, Hibiscus syriacu, Buxus sinica, Speraea sp. y Pyracantha fortuneana existen todavía pero no se encuentran en la lista de las especies principales del registro de 1980. Es evidente que han ocurrido cambios en la composición de especies en el parque durante las tres décadas pasadas. Esto se debe principalmente a que las especies, en su etapa temprana de crecimiento, crecen lentamente en altura y como resultado terminan en el sotobosque del rodal y declinan gradualmente, tal como ocurre con P. thunbergii y Pseudolarix amabilis. Otras como R. typhina y Rhus anacardiaceae son especies de periferia con capacidad de germinación, lo que provocó la ruptura del bien diseñado paisaje original y, finalmente, tuvieron que ser retiradas. En segundo lugar, la regeneración natural tuvo lugar en algunas especies nativas como B. papyrifera. Ésta se convirtió en la especie principal de cobertura en algunos rodales que no recibieron manejo intensivo. Es muy difícil retirar todos estos árboles.

Patrones de distribución de DAP y clases de altura

El DAP promedio es de 14 cm; 54 % de la población de árboles del parque tiene el DAP mayor de 10, mientras que los árboles con más de 30 cm (DAP) representaron sólo 9 %. La altura promedio del árbol en el parque es de 6.9 m. La estructura de las especies principales muestra que los árboles con más de 10 m de altura representaron 24 % de toda la población y que son los árboles del dosel. El patrón de distribución de altura muestra que el rodal tiene una estructura vertical bien desarrollada (Figura 2). La mayoría de los árboles grandes son R. pseudoacacia, P. stenoptera, C. deodara, B. papyrifera, U. pumila, P. canadensis, K. paniculata, S. japónica y Bischofia polycarpa, en tanto que los árboles pequeños más comunes son P. cerasifera f. atropurpúrea, L. lucidum, Prunus serrulata, B. papyrifera y Photinia serrulata.

Análisis del índice de crecimiento

El estado de salud de los árboles es un indicador importante para la gestión de los bosques urbanos, pues refleja si los árboles se adaptan al lugar donde crecen, si han sido bien mantenidos y si el diseño de plantación es razonable o no (McBride & Jacobs, 1986; McPherson, 1998). Al analizar el índice de crecimiento, el trabajo de mantenimiento a futuro puede ser estimado, también puede proporcionar una base para la futura adaptación de la estructura de la comunidad y la información para el diseño de plantación. Los resultados mostraron que el valor promedio de la salud de los árboles del parque es 3.12, lo cual está en el nivel moderado. Se estima que 9 % de todos los árboles fueron ubicados en la clase de salud excelente y 24 % en la segunda clase, lo que significa que un tercio de la población total de árboles está sano.

Con base en el índice de crecimiento de 20 especies, G. biloba fue clasificada en la parte superior con 0.96. Otras especies con un índice de crecimiento de más de 0.5 incluyen Magnolia grandiflora, R. pseudoacacia, Prunus serrulata, C. deodara, P. davidsonia, Photinia serrulata, Trachycarpus fortunei, O. fragrans, Pitosporum tobira, B. papyrifera, P. cerasifera f. atropurpúrea, Púnica granatum, Cercis sinensis y Lagestromia indica. El índice de crecimiento de S. japónica, L. lucidum, Prunus pérsica, Platycladus orientalis está por debajo de 0.5. Entre ellas, la condición de crecimiento de í! orientalis es un índice de crecimiento de sólo 0.24. Las especies que viven por debajo del dosel como L. lucidum, P. orientalis y P. pérsica tienen índice de crecimiento usualmente bajo; estos árboles están en deterioro debido a la luz limitada. Otras especies con índice de crecimiento bajo son los árboles viejos como S. japónica.

Categorías de la comunidad

Como se mencionó, el parque fue reconstruido sobre la base de un cinturón de bosque. Existen diferentes arreglos de plantación y estructuras complejas. De acuerdo con la estructura vertical, las comunidades en el parque se pueden dividir básicamente en dos tipos: la comunidad monocapa y la comunidad multicapa.

Respecto a los bosques de coniferas de tipo monocapa, Metasequoia gryptostroboides y C. deodara son las especies principales. Éstas se plantan generalmente en grupo, solas o mezcladas con algunas especies de árboles caducifolios en alta densidad. Los árboles de este tipo normalmente crecen muy poco presentándose un adelgazamiento natural. El bosque de hoja ancha tipo monocapa consiste principalmente en comunidades puras de K. paniculata, L. formosana y P. cerasifera f. atropurpúrea o de comunidades mixtas tales como R. pseudoacacia + K. paniculata, L. lucidum + P. cerasifera f. atropurpúrea, y L. lucidum + P. davidsonia en un área pequeña donde crean mosaicos paisajísticos con diferentes colores y texturas. Los bosque mixtos de tipo monocapa con las principales especies de coniferas y de hoja ancha son R. pseudoacacia + C. deodara, y C. deodara + A. mono. El primero ocupa un área importante mucho mayor del parque y en su mayoría son restos de la plantación inicial.

La comunidad multicapa puede ser dividida en dos tipos: coniferas mixtas y especies de hoja ancha, y el tipo multicapa de bosque mixto de hoja ancha. Las principales especies de coniferas mezcladas con algunas especies de hoja ancha son M. gryptostroboides, C. deodara, P. orientalis y Juniperus chinensis. Este tipo básicamente se mantiene como el cinturón de bosque original. Si las especies de coniferas fuesen mezcladas con árboles grandes de hoja ancha o árboles de crecimiento rápido, las coniferas normalmente tendrían un crecimiento desfavorable o incluso estarían muriendo, ya que se encontrarían en un subdosel como R. pseudoacacia-C. deodara-P. cerasifera f. atropurpúrea, K. paniculata-Sabina chinensis-L. lucidum, y B. policarpa-P. orientalis. Pero si las especies de coniferas fuesen mezcladas con árboles pequeños de hoja ancha, los árboles de coniferas podrían dominar el dosel y entonces podrían crecer normalmente como P. orientalis-P. cerasifera f. atropurpurea-O. fragrans. El bosque mixto de hoja ancha de tipo multicapa es el más importante ya que cubre la mayor parte del terreno en el parque. El rodal está normalmente formado con un mínimo de dos o tres capas, y a veces más, tales como Sapindus mukorossi-O. fragrans, R. pseudoacacia-L. lucidum, L. formosana-B. papyrifera, R. pseudoacacia-P. cerasifera f. atropurpúrea, R. pseudoacacia-G. biloba-Photinia serrulata, P. canadensis-L. lucidum-O. fragrans, S. japonica-L. lucidum-Buxus sinica, y Cyc-lobalanopsis glauca-Distylium racemosum. Las principales especies que componen estos tipos de comunidad son de buen crecimiento ya que la estructura vertical es razonable. Por un lado, algunas especies intolerantes pueden estar en la capa del dosel y crecer bien, como R. pseudoacacia, K. paniculata, S. mukorossi y L.formosana; su índice de crecimiento es mayor de 0.9. Por otro lado, algunas especies que se encuentran en el subdosel o bajo el dosel son tolerantes o neutrales y crecen de manera normal, tales como O. fragrans, Photinia serrulata, P. davidsonia y D. racemosum; En consecuencia, estas comunidades son más estables.

Análisis de interrelación

Treinta y dos especies principales que crecen en el parque circundante fueron seleccionadas para calcular las correlaciones de asociación. Con base en los resultados, una semi-matriz fue dibujada para cada par de especies (Figura 3).

Con la prueba X², hay 22 pares de especies con asociación positiva en el bosque del parque. Entre ellas, la asociación positiva entre 11 pares de especies es significativa a P < 0.01: L. lucidum-B. papyrifera, Sapium sebiferum-O. fragrans, P. canadensis-O. fragrans, C. deodara-P. stenoptera, Photinia serrulata-Prunus serrulata, P. granathum-P. tobira, S. japonica-Ligustrum quihoui, Lagestromia indica-L. quihoui, S. sebiferum-P. pérsica, Acer buergerianum-A. mono, y C. chinensis-P. pérsica. Para los otros 11 pares de especies, su asociación positiva es significativa a 0.01 < P < 0.05: R. pseudoacacia-B. papyrifera, S. mukorossi-O. fragrans, O. fragrans-P. pérsica, G. biloba-Photinia serrulata, Photinia serrulata-Ligustrum quihoui, Photinia serrulata-P. pérsica, S. chinensis-P. tobira, G. biloba-A. mono, y M. gryptostroboides-P. granathum. Entre todos los pares de especies con asociación positiva, sólo G. biloba, C. deodara, A. buergerianum, A. mono y P. stenoptera están en la capa de dosel. Otras forman una estructura vertical de la comunidad de árboles y arbustos, principalmente. Las especies importantes que componen estas comunidades crecen bien. El índice de crecimiento para cada par de especies con asociación positiva se muestra en el Cuadro 2.

Existen cuatro pares de especies con asociación negativa en el parque. El par de C. deodara-P. orientalis tiene una asociación negativa significativa de -0.84 (P < 0.01). Los otros pares como R. pseudoacacia-P. granathum, R. pseudoacacia-M. gryptostroboides y S. japónica también tienen asociación negativa significativa (P < 0.05).

Estado de salud de árbol

Los árboles sanos en el bosque del parque representaron 53.4 % del número total. Alrededor de 40 % de las coniferas y 62 % de los árboles de hoja ancha se encuentran en el nivel saludable; por otro lado, 31.1 % está en el nivel saludable medio, mientras que los árboles con crecimiento pobre representan 12 % y los árboles moribundos 3.5 %. Se puede concluir a partir del Cuadro 2 que, en general, los árboles en el parque están en buen estado. Los problemas de salud en los árboles de crecimiento pobre en el parque pueden ser el resultado de muchos factores, pero el más importante es la estructura de la comunidad. Otro factor es el envejecimiento, como en el caso de una proporción considerable de árboles en R. pseudoacacia que se han vuelto débiles; otros como L. lucidum fueron afectados frecuentemente por plagas y enfermedades. El análisis muestra que 6 % de M. glyptostroboides está muriendo. Además, durante la plantación inicial, a fin de simular la regeneración natural del bosque, los árboles se plantaron muy cerca, de modo que la competencia entre árboles fue más intensa cuando crecieron, por lo que un número considerable está en estado de compresión. La corona de estos árboles pareció delgada y con defectos graves, como fue el caso típico de R. pseudoacacia, L.formosana y J. formosana.

Análisis de composición del paisaje

Las técnicas SIG y CITYGREEN se utilizaron para analizar el patrón del paisaje en el parque. Éstas demostraron que habían cinco elementos principales del paisaje: los bosques, los espacios verdes, espacio de agua, construcciones y áreas pavimentadas, y el espacio abierto, ocupando 43.91,1, 35.82, 0.76 y 17.33 % de la superficie total, respectivamente (Figura 4).

Evaluación de la función ecológica

Con los modelos CITY-green, la función ecológica de los bosques del parque fue determinada de la siguiente manera: los beneficios de la retención del carbono fueron equivalentes a un valor de $120,000,000 USD; los beneficios de la eliminación de gases nocivos fueron de $40,000 USD y los beneficios de la captura efectiva de los escurrimientos de tormenta fueron de $2,760,000 USD. El parque, por lo tanto, desempeñó un papel importante en el mejoramiento y mantenimiento del entorno ecológico en el centro de Hefei (Cuadros 5-7)(6).

El CA y la verificación X² se aplicaron para el análisis de interrelación de la composición de especies en el parque de la ciudad. El método es una forma clásica de utilizar la investigación de la ecología de la vegetación para una comunidad vegetal natural. En la naturaleza, toda la flora en una comunidad es el resultado de la sucesión natural, un proceso natural sin alteración proveniente de la actividad humana que alcanza una etapa estable de climax (Kimmins, 2004), donde todas las especies están creciendo en armonía unas con otras en un sitio. Por lo tanto, el punto crucial es si el método es factible para comunidades artificiales. En realidad, a un nivel básico, cualquier método que se utilice para comunidades naturales o hechas por el hombre es sólo un medio estadístico, por lo que sus resultados revelarán una connotación y un contenido muy diferentes en esencia, dependiendo de la materia para la que el método se utilice (Schluter, 1984). Por ejemplo, en una comunidad natural, un par de especies con una correlación de asociación positiva usualmente aparece en la misma comunidad, lo que revela que estas dos especies tienen cierta relación y también es el resultado del uso racional de los recursos y la sucesión de la comunidad. Un par de especies con una asociación negativa no suele aparecer en la misma comunidad, lo que revela que las dos especies son excluyentes entre sí. Esto es el resultado de la adaptación de la planta al medio ambiente y uso de diferentes recursos y nichos (Song, 2001). En la naturaleza, las razones de la asociación negativa entre un par de especies son: 1) los nichos de las dos especies son similares, por lo que debido a la fuerte competencia entre las dos especies, una de ellas es eventualmente eliminada, 2) los ambientes de crecimiento de ambas especies son diferentes, por lo que si crecen juntas, una especie será suprimida y se desarrollará pobremente, 3) los diseñadores no plantaron las dos especies en conjunto, ya que no se ven estéticas al crecer juntas pues no se encuentran de esta manera de forma natural, por lo que el análisis traería asociación negativa (Barnes, 1998).

Todo el conocimiento acerca de las asociaciones de especies, tanto positivas como negativas, en una comunidad natural podría proporcionar una base científica para el diseño de la plantación. Por ejemplo, si dos especies de árboles con asociación positiva significativa en una comunidad natural son plantadas juntas, van a crecer normalmente y beneficiarse mutuamente entre sí, formando una comunidad artificial estable en la mayoría de los casos. Sin embargo, si dos especies de árboles con una relación negativa en una comunidad natural se plantan juntas, el resultado será el opuesto. En cambio, para una comunidad artificial de plantas, como aquellas de un parque de ciudad u otra área verde, dichas correlaciones pueden indicar el grado en que una especie podría existir en tal comunidad o no, y sugieren que cuando un diseñador dispone diferentes especies de árboles en un paisaje de plantas, no sólo debe tener en cuenta sus efectos visuales para un paisaje estético, sino también los nichos de las especies. Desde el punto de vista estadístico, los pares de especies con asociación positiva significativa son plantados en la misma comunidad con más frecuencia, por lo tanto, es difícil concluir si la asociación negativa de un par de especies fue causada por el efecto de exclusión o no. Se podría encontrar otra respuesta, al comparar el estado de salud de los árboles.

El estado de salud de los árboles en los bosques urbanos es un índice importante que refleja el nivel de conservación, si éstos fueron aptos para la plantación en el sitio y la conocimiento del diseño. Por lo tanto, a través del análisis del índice de crecimiento de los árboles, la carga de trabajo para su conservación en el futuro podría ser estimada, y podrían ser provistas referencias al ajuste estructural de la comunidad y al diseño de la plantación. Si se encontrara que un par de especies con asociación negativa aparece en la misma comunidad en el parque estudiado, el crecimiento de ambas especies sería pobre, como en el caso de M. gryptostroboides-R. pseudoacacia y C. deodara-R orientalis. En general, el diseño de la plantación y la disposición las especies en el parque son razonables, por lo que la estructura de la comunidad es relativamente estable. Sin embargo, la riqueza de especies en el paisaje del bosque urbano del parque sigue siendo insuficiente, lo que también conduce a la aparición de algunas plagas y enfermedades. Las razones de la baja riqueza de especies son, en primer lugar, que algunas especies de árboles tienen fácil acceso a las semillas de plantas, como M. glyptostroboides y P. cerasifera. En segundo lugar, las especies perennes tienen un pequeño rango de opciones, como Cinnamomum camphora y L. lucidum; en tercer lugar, los residentes urbanos prefieren ciertas especies de árboles, como M. grandiflora y Toona sinensis, entre otras. Por otra parte, las razones históricas y tradicionales también afectan la riqueza de especies en el parque.

 

CONCLUSIONES

La composición de especies en el parque es dinámica, ya que algunas desaparecieron y otras disminuyeron en población. Las especies con índice de crecimiento alto como R. pseudoacacia, K. paniculata, B. polycarpa, S. mukorossi, L.formosana, G. biloba, y P. cerasifera crecen bien en la ciudad, por lo que son adecuadas para plantar en grupo. Estas especies se podrían utilizar como componentes de un bosque mixto de policapa, si los índices de crecimiento en los siguientes modelos de plantación son mayores de 0.5. Los modelos principales son P. orientalis-P. cerasifera-O. fragrans, R. pseudoacacia-L. lucidum, R. pseudoacacia-G. biloba-Photinia serrulata, P. canadensis-L. lucidum-O. fragrans, S. japonica-L. lucidum-B. sínica, y C. glauca-D. racemosum.

Actualmente, en el parque existen menos especies de floración y de hojas de colores como P. mume, P. serrulata, y P. pérsica. Varios árboles de estas especies fueron retirados por su mala situación de crecimiento, pues cuando la comunidad se desarrolló hacia su etapa de madurez, los árboles de floración se convirtieron en sotobosque y se sometieron a estrés de luz. Por lo anterior, es necesario establecer un claro de bosque para tales especies. En el diseño de la plantación, las especies de periferia como R. typhina, R. chinensis y B. papyrifera se deben utilizar con circunspección, ya que tienen mayor capacidad de regeneración y germinación, de lo contrario los costos de mantenimiento se elevarán y la comunidad se volverá inestable. Los árboles sufren de conservación sistemática, la fertilización y la poda no son frecuentes y no hay un programa sistemático de control de plagas. Algunos árboles severamente dañados no reciben tratamiento oportuno, por lo que las ramas secas caen fácilmente, amenazando la seguridad de los transeúntes. Por lo tanto, es necesario fortalecer la administración del parque y mejorar la poda oportuna, la prevención temprana y el tratamiento de enfermedades y plagas de los árboles.

 

AGRADECIMIENTOS

El estudio fue financiado por los proyectos clave en el Proyecto Nacional de Ciencia y Tecnología en el 12° plan de 5 años (Núm. 2011BAD38B03).

 

REFERENCIAS

Barnes, BV (1998). Forest ecology. New York, USA: John Wiley& Sons.         [ Links ] Fergal, M. (1997). Forestry and the environment-a sustainable prospect. Irish Forestry, 54(2), 33-41. Obtenido de http://www.societyofirishforesters.ie/pdf/Journals/1997_VOL54_N02.pdf.         [ Links ]

Gobster, P. H. (1994). Urban Savanna: reuniting ecological preference and function. Ecological Restoration, 12(1), 64-71. doi: 10.3368/er.l2.1.64.         [ Links ]

Jim, CY. (1992). Provenance of amenity-tree species in Hong Kong. Arboricultural Journal, 16, 11-23. doi: 10.1080/03071375.1992.9746895.         [ Links ]

Kimmins, J. (2004). Forest ecology. New Jersey, USA: Prentice Hall,         [ Links ].

Li, R, Liu, X. S., Wang, R. S. (2003). Advances in urban forest and its development strategies research. Chinese Journal of Ecology, 22(4), 55-59.         [ Links ]

McBride, J. R., & Froehlich, D. (1984). Structure and condition of older stands in parks and open space areas of San Francisco, California. Urban Ecology, 8, 165-178. doi: 10.1016/0304-4009(84)90013-5.         [ Links ]

McBride, J. R., & Jacobs, D. F. (1986). Resettlement forest structure as a factor in urban forest development. Urban Ecology, 4(9), 245-266.         [ Links ]

McPherson, E. G. (1998). Structure and sustainability of Sacramento's urban forestry. Journal of Arboriculture, 24(2), 174-189. Obtenido de http://gis.fs.fed.us/psw/programs/cufr/products/cufr_26_EM98_9.pdf.         [ Links ]

McPherson, E. G., Nowak, D. J., Heisler, G., Grimmond, S., Souch, C, Grant, R., & Rowntree, R. A. (1997). Quantifying urban forest structure, function and value: The Chicago urban forest climate project. Urban Ecosystems, 1, 49-61. doi: 10.1023/A:1014350822458.         [ Links ]

Miller, R. W. (1997). Urban forestry: Planning and managing urban green spaces (2nd ed). New Jersey, USA: Prentice Hall.         [ Links ]

Miller, P. R., & Winer, A. M. (1984). Composition and dominance in Los Angeles basin urban vegetation. Urban Ecology, 8, 29-54. doi: 10.1016/0304-4009(84)90005-6.         [ Links ]

Nowak, D. J. (1993). Historical vegetation change in Oakland and its implications for urban forest management. Journal of Arboriculture, 19(5), 313-319. Obtenido de http://www.ncrs.fs.fed.us/pubs/jrnl/1993/ne_1993_nowak_002.pdf?origin=publication_detail.         [ Links ]

Profous, G. V, Rowntree, R. A., & Loeb, R. E. (1988). The urban forest landscape of Athens, Greece: Aspects of structure, planning and management. Arboricultural Journal, 12, 83-107. doi: 10.1080/03071375.1988.9756380.         [ Links ]

Profous, G. V, & Rowntree, R. A. (1993) .The structure andmanagement of the urban forest in Prague, Czechoslovakia. I. Growing space in metropolitan Prague. Journal of Arboricultural, 17, 1-13. doi: 10.1080/03071375.1993.9746942.         [ Links ]

Richards, N. A., Mallette, J. R., & Simpson, R. J. (1984).Residential greenspace and vegetation in a mature city: Syracuse, New York. Urban Ecology, 8, 99-125. doi: 10.1016/0304-4009(84)90009-3.         [ Links ]

Rowantree, R. A. (1984). Ecology of the urban forest-Introduction to part I. Urban Ecology, 2(8), 1-11. doi: 10.1016/0304-4009(84)90003-2.         [ Links ]

Rowantree, R. A. (1984). Ecology of the urban forest-Introduction to part II. Urban Ecology, 2(9), 229-243. doi: 10.1016/0304-4009(86)90002-1.         [ Links ]

Schluter, D. (1984). A variance test for detecting species associations, with some example applications. Ecology, 65(3), 998-1005. Obtenido de http://www.planta.cn/forum/files_planta/schluter1984ecology_203.pdf.         [ Links ]

Song, Y. C. (2001). Vegetation ecology. China: Shanghai Normal University.         [ Links ]

Wu, Z. M., Wu, W. Y, Gao, J., & Zhang, S. J. (2003). Analysis of urban forest landscape in Hefei. Chinese Journal of Applied Ecology, 14, 2117-2122.         [ Links ]