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Introducción
La importancia de evaluar la estructura y diversidad de los árboles en los paisajes urbanos está ganando reconocimiento y relevancia con fines científicos, de planificación y gestión y para la sostenibilidad urbana en general (Dangulla et al. 2020). Las áreas urbanas generalmente albergan una alta diversidad de árboles (Dolan et al. 2017), lo que mejora la productividad ecológica y la estabilidad de las áreas urbanas a lo largo del tiempo y aumenta el potencial de las comunidades de plantas para adaptarse y sobrevivir a los cambios ambientales adversos y a la aparición de plagas y enfermedades (Núñez-Florez et al. 2019, Salisbury et al. 2022).
Los árboles en entornos urbanos juegan un papel importante y brindan beneficios ambientales, sociales y económicos a los habitantes (Dangulla et al. 2020). Estos incluyen la modificación del microclima mediante la reducción de la temperatura de la superficie y del aire (Meili et al. 2021), el almacenamiento y secuestro de carbono (López-López et al. 2018, Sun et al. 2019) y la prestación de algunos servicios de aprovisionamiento en forma de alimentos, leña, forraje para animales, así como sombra y hábitat para muchos organismos (Agbelade et al. 2017). Además, los árboles urbanos sirven como lugares de encuentro, espiritualidad y actividades físicas (Rosli et al. 2020), mejorando así el bienestar psicológico y estado de salud de los habitantes urbanos (Jabbar et al. 2021).
A pesar de la importancia del arbolado urbano, las investigaciones sobre la diversidad ar-bórea realizadas en México son limitadas, enfocándose principalmente en el centro del país, como la Ciudad de México, Texcoco, Guadalajara y Puebla (Saavedra-Romero et al. 2019, Martínez-Trinidad et al. 2021, Hernández-Álvarez et al. 2022, Martínez et al. 2022). Por su parte, en el noreste del país, se han realizado inventarios florísticos de bosques urbanos en Ciudad Victoria (Mora-Olivo y Martínez-Ávalos 2012) y la Zona Metropolitana de Monterrey (Rocha-Estrada 1998, Alanís-Flores 2005) y estudios de estructura y diversidad en Linares (Alanís et al. 2014, Leal-Elizondo et al. 2018), Montemorelos (Canizales-Velázquez et al. 2020) y Hualahuises (Alanís-Rodríguez et al. 2022).
La Zona Metropolitana de Monterrey está conformada por la ciudad de Monterrey y doce municipios más del estado de Nuevo León, y es una de las áreas metropolitanas más poblada en México con 5 341 171 habitantes (INEGI 2020). En esta zona metropolitana únicamente se han levantado listas florísticas de los bosques urbanos (Rocha-Estrada 1998; Alanís-Flores 2005), sin evaluar su estructura y diversidad. Por lo tanto, la presente investigación tiene como objetivo principal evaluar la estructural y diversidad del arbolado del Parque Hundido.
Materiales y métodos
Localización del área de estudio
El Parque Hundido se ubica en el municipio de San Pedro Garza García, Nuevo León (Noreste de México) en las coordenadas geográficas 25° 39' 55" norte y 100° 22’ 11" oeste (Figura 1). Tiene una longitud de 610 m lineales, la sección más ancha mide 86 m y posee una superficie de 2.71 ha. Se encuentra ubicado a una altitud de 530 m. La comunidad vegetal nativa de la localidad es matorral submontano, asociación vegetal localizada principalmente en las partes medias y bajas de la Sierra Madre Oriental (Canizales-Velázquez et al. 2009).
Evaluación del arbolado
En septiembre de 2021 se censaron todos los árboles y arbustos del Parque Hundido. Las especies se identificaron por personal calificado de la Facultad de Ciencias Forestales de la Universidad Autónoma de Nuevo León y se verificó su nomenclatura correcta mediante la plataforma Tropicos® (Tropicos 2020). Se midió la altura total (h) y longitud de copa (Lc) con un hipsómetro Vertex 111®, el diámetro normal (d1.30 m) en sentido N-S y E-O con una forcípula Haglöf Mantax 1270 mm, el diámetro de copa (k) en sentido N-S y E-O con una cinta métrica de 50 m.
Análisis de datos
Se realizaron dos mediciones de diámetros normal (d1.30) y diámetros de copa (k) por individuo, se estimó el promedio mediante la siguiente fórmula (Alanís-Rodríguez et al. 2020):
Donde:
Donde: A es el área, π un valor constante de 3.1416 y d el diámetro.
Para cada especie se determinó su abundancia, de acuerdo con el número de árboles, su cobertura, en función del área de copa, y su frecuencia con base en su presencia en las tres secciones del parque (Alanís-Rodríguez et al. 2020). Para evaluar la copa se estimaron el área de la superficie de la copa (ASC) (Jiménez et al. 2002) y el volumen de copa (Vcopa) (Mõttus et al. 2006, Zhu et al. 2021). Con la información antes mencionada se estimó el Índice de Valor de Importancia Urbano (IVIU) sugerido por Saavedra-Romero et al. (2019) que adquiere valores porcentuales en una escala de 0 a 100. Con este índice se jerarquiza la importancia de cada especie de manera horizontal al incluir la dominancia y frecuencia, así como de manera vertical y tridimensional, al incluir la altura, volumen y área superficial de copa.
Además, se estimaron los índices de Margalef (Clifford y Stephenson 1975), Shannon (Magurran 1988) y el índice de diversidad verdadera de Shannon (Jost 2006), el cual es una conversión del índice de Shannon a un número efectivo de especies, que es la clave para una interpretación unificada e intuitiva de la diversidad (Tabla 1).
Tabla 1 Fórmulas utilizadas para determinar los índices estructurales y de diversidad de las especies.
Resultados
Se identificaron 26 especies de árboles, arbustos y palmas en el Parque Hundido. De acuerdo con su origen, 11 son nativas y 15 introducidas (Tabla 2). La familia con el mayor número de especies fue Oleaceae con tres. En total se evaluaron 396 individuos, de los cuales 391 estaban vivos y 5 muertos. Las especies que presentaron los mayores valores de abundancia fueron: Fraxinus uhdei, F. americana, Ehretia anacua y Pinus eldarica, sumando 305 individuos, lo que representa el 76% de la comunidad. De acuerdo con el área basal, en total se tiene 46.27 m2, donde F. uhdei presentó 24.52 m2, lo que representa el 53% del área basal de todo el arbolado.
Tabla 2 Familia, nombre científico, nombre común y origen de las de las especies de árboles, arbustos y palmas del Parque Hundido.
| Familia | Nombre científico | Nombre común | Origen |
|---|---|---|---|
| Anacardiaceae | Schinus molle L. | Pirul | Introducida |
| Apocynaceae | Nerium oleander L. | Laurel | Introducida |
| Arecaceae | Syagrus romanzoffiana (Cham.) Glassman | Palma | Introducida |
| Boraginaceae | Ehretia anacua (Terán & Berland.) I.M. Johnst. | Anacua | Nativa |
| Buxaceae | Buxus sempervirens L. | Boj | Introducida |
| Cannabaceae | Celtis laevigata Willd. | Palo blanco | Nativa |
| Cordiaceae | Cordia boissieri A. DC. | Anacahuita | Nativa |
| Fabaceae | Delonix regia (Bojer ex Hook.) Raf. | Framboyán | Introducida |
| Fabaceae | Parkinsonia aculeata L. | Retama | Nativa |
| Fagaceae | Quercus virginiana Mill. | Encino | Nativa |
| Juglandaceae | Carya illinoinensis (Wangenh.) K. Koch | Nogal | Nativa |
| Lythraceae | Lagerstroemia indica L. | Crespón | Introducida |
| Malvaceae | Pseudobombax ellipticum (Kunth) Dugand | Coquito | Introducida |
| Meliaceae | Melia azedarach L. | Canelón | Introducida |
| Moraceae | Morus nigra L. | Mora | Introducida |
| Nyctaginaceae | Bougainvillea spectabilis Willd. | Buganvilia | Introducida |
| Oleaceae | Fraxinus americana L. | Fresno blanco | Introducida |
| Oleaceae | Fraxinus uhdei (Wenz.) Lingelsh. | Fresno americano | Nativa |
| Oleaceae | Ligustrum japonicum Thunb. | Trueno | Introducida |
| Pinaceae | Pinus cembroides Zucc. | Pino piñonero | Nativa |
| Pinaceae | Pinus eldarica Mill. | Pino afgano | Introducida |
| Platanaceae | Platanus occidentalis L. | Álamo | Nativa |
| Platanaceae | Populus tremuloides Michx. | Alamillo | Nativa |
| Poaceae | Phyllostachys aurea Carriere ex Riviere y C. Riviere | Bambú | Introducida |
| Rosaceae | Pyracantha coccínea M. Roem. | Espino de fuego | Introducida |
| Ulmaceae | Ulmus crassifolia Nutt. | Olmo | Nativa |
El área de copa de la comunidad vegetal fue de 31840 m2, donde destacan F. uhdei, F. americana, E. anacua y P. eldarica, presentando en conjunto 27 624 m2, lo que representa el 86.76% del total. La frecuencia es la proporción de ocurrencia de una especie en los sitios de muestreo, en este caso las especies que tuvieron presencia en las tres secciones fueron F. uhdei, F. americana y E. anacua.
Las variables de la copa que se consideraron fueron el área de la superficie de la copa (ASC) y el volumen de copa (Vcopa). Las especies que destacaron por su dimensión de copa fueron F. uhdei, F. americana, E. anacua, P. eldarica y Carya illinoinensis, sumando el 90.83% área de la superficie de la copa y el 92.58% del volumen de copa. El índice de valor de importancia urbano (IVIU) indica que el bosque urbano del Parque Hundido está dominado por los fresnos F. uhdei y F. americana con 53.68%. Si se consideran las cinco especies con mayores valores (F. uhdei, F. americana, E. anacua, P. eldarica y C. illinoinensis) se tienen que representan el 76.88%, mientras las restantes 22 especies representan el 23.12% (Tabla 3).
Tabla 3 Abundancia, área basa, área de copa, frecuencia, área de la superficie de la copa, volumen de copa e índice de valor de importancia urbano (IVIU) de las especies de árboles, arbustos y palmas del Parque Hundido.
| Especies | Abundancia | Área basal | Área de copa | Frecuencia | Área de la sup. de la copa | Volumen de copa | IVIU | |||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Absoluta | Relativa | Absoluta | Relativa | Absoluta | Relativa | Absoluta | Relativa | Absoluta | Relativa | |||
| % | (m2) | % | (m2) | % | % | (m2) | % | (m3) | % | % | ||
| Fraxinus uhdei | 188 | 47.36 | 24.52 | 53.00 | 17631.72 | 55.38 | 6.82 | 27477.47 | 51.62 | 5923.38 | 50.01 | 42.24 |
| Fraxinus americana | 37 | 9.32 | 6.73 | 14.54 | 4158.77 | 13.06 | 6.82 | 6893.72 | 12.95 | 1783.80 | 15.06 | 11.44 |
| Ehretia anacua | 44 | 11.08 | 5.35 | 11.56 | 3194.84 | 10.03 | 6.82 | 5518.04 | 10.37 | 971.08 | 8.20 | 9.30 |
| Pinus eldarica | 36 | 9.07 | 3.98 | 8.60 | 2638.69 | 8.29 | 4.55 | 5402.74 | 10.15 | 1072.90 | 9.06 | 8.22 |
| Carya illinoinensis | 8 | 2.02 | 1.93 | 4.18 | 1859.78 | 5.84 | 4.55 | 3055.78 | 5.74 | 1214.50 | 10.25 | 5.68 |
| Populus tremuloides | 4 | 1.01 | 1.67 | 3.61 | 588.72 | 1.85 | 2.27 | 1136.02 | 2.13 | 320.50 | 2.71 | 1.99 |
| Syagrus romanzoffiana | 12 | 3.02 | 0.62 | 1.34 | 269.25 | 0.85 | 4.55 | 444.19 | 0.83 | 44.00 | 0.37 | 1.92 |
| Árbol muerto | 5 | 1.26 | 0.00 | 0.00 | 0.00 | 0.00 | 6.82 | 0.00 | 0.00 | 0.00 | 0.00 | 1.62 |
| Lagerstroemia indica | 13 | 3.27 | 0.12 | 0.26 | 141.53 | 0.44 | 2.27 | 604.29 | 1.14 | 52.15 | 0.44 | 1.51 |
| Bougainvillea spectabilis | 8 | 2.02 | 0.00 | 0.00 | 43.26 | 0.14 | 4.55 | 48.13 | 0.09 | 2.97 | 0.03 | 1.36 |
| Celtis laevigata | 2 | 0.50 | 0.06 | 0.13 | 194.06 | 0.61 | 4.55 | 289.90 | 0.54 | 59.35 | 0.50 | 1.34 |
| Morus nigra | 4 | 1.01 | 0.09 | 0.20 | 103.33 | 0.32 | 4.55 | 174.30 | 0.33 | 22.30 | 0.19 | 1.28 |
| Parkinsonia aculeata | 2 | 0.50 | 0.13 | 0.29 | 95.51 | 0.30 | 4.55 | 144.78 | 0.27 | 19.00 | 0.16 | 1.16 |
| Platanus occidentalis | 2 | 0.50 | 0.31 | 0.67 | 222.36 | 0.70 | 2.27 | 531.59 | 1.00 | 131.92 | 1.11 | 1.12 |
| Ulmus crassifolia | 8 | 2.02 | 0.14 | 0.30 | 125.68 | 0.39 | 2.27 | 225.26 | 0.42 | 20.78 | 0.18 | 1.06 |
| Nerium oleander | 2 | 0.50 | 0.02 | 0.03 | 16.20 | 0.05 | 4.55 | 49.13 | 0.09 | 3.32 | 0.03 | 1.04 |
| Phyllostachys aurea | 2 | 0.50 | 0.00 | 0.00 | 145.31 | 0.46 | 2.27 | 518.60 | 0.97 | 111.44 | 0.94 | 1.03 |
| Quercus virginiana | 8 | 2.02 | 0.03 | 0.06 | 41.36 | 0.13 | 2.27 | 108.11 | 0.20 | 6.20 | 0.05 | 0.93 |
| Schinus molle | 2 | 0.50 | 0.34 | 0.73 | 152.02 | 0.48 | 2.27 | 240.82 | 0.45 | 42.74 | 0.36 | 0.81 |
| Melia azedarach | 2 | 0.50 | 0.08 | 0.17 | 111.39 | 0.35 | 2.27 | 168.89 | 0.32 | 23.82 | 0.20 | 0.73 |
| Pyracantha coccinea | 1 | 0.25 | 0.06 | 0.13 | 46.14 | 0.14 | 2.27 | 55.54 | 0.10 | 5.31 | 0.04 | 0.56 |
| Cordia boissieri | 1 | 0.25 | 0.05 | 0.11 | 22.35 | 0.07 | 2.27 | 49.70 | 0.09 | 5.45 | 0.05 | 0.55 |
| Delonix regia | 1 | 0.25 | 0.03 | 0.05 | 15.90 | 0.05 | 2.27 | 42.29 | 0.08 | 4.08 | 0.03 | 0.54 |
| Ligustrum japonicum | 1 | 0.25 | 0.00 | 0.01 | 5.54 | 0.02 | 2.27 | 24.14 | 0.05 | 1.45 | 0.01 | 0.52 |
| Pseudobombax ellipticum | 1 | 0.25 | 0.01 | 0.01 | 9.35 | 0.03 | 2.27 | 15.72 | 0.03 | 0.99 | 0.01 | 0.52 |
| Pinus cembroides | 1 | 0.25 | 0.00 | 0.01 | 4.26 | 0.01 | 2.27 | 11.23 | 0.02 | 0.56 | 0.00 | 0.51 |
| Buxus sempervirens | 1 | 0.25 | 0.00 | 0.00 | 1.21 | 0.00 | 2.27 | 2.44 | 0.00 | 0.06 | 0.00 | 0.51 |
| Suma | 396 | 100 | 46.27 | 100 | 31840 | 100 | 100 | 53233 | 100 | 11844 | 100 | 100 |
Un atributo importante de las comunidades vegetales es el diámetro del fuste (Figura 2). Con base en el número de individuos de acuerdo con las clases diamétricas registradas en el Parque Hundido, los individuos siguieron una distribución normal con una ligera asimetría positiva (Tabla 2). Se observa que la categoría 30 a 39.99 cm es la que tiene el mayor número de individuos (97), seguida de la de 20 a 29.99 (87). Se registraron 96 individuos con dimensiones mayores a 40 cm de diámetro normal. Esto indica que el bosque presenta arbolado maduro.
Figura 2 Gráfico de clases diamétricas de la comunidad vegetal arbórea, arbustiva y de palmas del Parque Hundido.
Los resultados de las clases de altura de la comunidad vegetal del Parque Hundido presentan una distribución normal (Figura 3), con valores altos en la sección central y decreciendo conforme se aleja del valor central. La categoría de 6 - 7.9 m fue la que presentó el mayor número de individuos (91). Al igual que la figura de clases diamétricas indica que el bosque presenta un arbolado maduro.
Figura 3 Gráfico de clases de altura de la comunidad vegetal arbórea, arbustiva y de palmas del Parque Hundido.
Diversidad
La riqueza específica fue de 26 especies; el índice de Margalef (DMg) tuvo un valor de 4.19, el índice de Shannon de 1.98 y el índice de diversidad verdadera de Shannon 7.24. Estos valores indican que la comunidad vegetal se encuentra conformada por un alto número de especies, pero existe unas escasas especies con altos valores de abundancia.
Discusión
Se identificaron 26 especies de árboles, arbustos y palmas en el Parque Hundido. Este número de especies es menor a las 38 registradas en el centro de Hualahuises (Alanís-Rodríguez et al. 2022), y a las 41 especies reportadas en los parques y plazas de Linares (Leal-Elizondo et al. 2018), pero mayor a 13 registradas en los parques y plazas de Montemorelos. Es importante mencionar que los otros estudios evaluaron superficies mayores; por ejemplo, al evaluar todo el centro de Hualahuises o las plazas y parques de Linares y Montemorelos. Referente al número de especies, se registraron 57.69% (15 especies) introducidas y el 42.31% (11 especies) nativas. Este comportamiento de mayor número de especies introducidas es común a nivel mundial (Sjöman et al. 2016) y en particular en México. Al respecto, Canizales-Velázquez et al. (2020) determinaron un 54% de especies introducidas en Montemorelos y Alanís-Flores (2005) un 53% para el área metropolitana de Monterrey; por su parte, Martínez-Trinidad et al. (2021) determinaron un 61% en tres parques de la ciudad de Texcoco y Alanís-Rodríguez et al. (2022) 63.16% en Hualahuises.
La familia Oleaceae presentó el mayor número de especies, con la presencia de F. americana, F. uhdei y Ligustrum japonicum. El género Fraxinus ha sido documentado como el más común, abundante e importante de áreas urbanas de la planicie costera del estado de Nuevo León (Guzmán-Lucio et al. 2019). Al respecto, Leal-Elizondo et al. (2018), Canizales-Velázquez et al. (2020) y Alanís-Rodríguez et al. (2022) reportaron este género como el más abundante y dominante de las plazas, camellones y parques de Linares, Montemorelos y Hualahuises, Nuevo León (noreste de México). Aunque en este estudio, el género Fraxinus se representó por especies nativas e introducidas, el hecho de que una o dos especies sean las dominantes, representa un problema para el bosque ya que disminuye la biodiversidad, la estructura, las funciones ecológicas, efecto paisajístico y la naturalidad del ecosistema (Huang 2021).
La especie con mayor IVIU fue F. uhdei, especie nativa que fue utilizada con frecuencia en reforestaciones urbanas a nivel nacional (López-López et al. 2017; Martínez et al. 2022) y específicamente en el noreste de México en la década de los 70 (Alanís-Flores 2005). Esta especie se hizo popular por su altura, cobertura de copa y sombra proporcionada. Las especies que también presentaron altos valores de IVIU fueron F. americana, E. anacua, P. eldarica y C. illinoinensis. Con excepción de P. eladrica, estas especies son comunes en entornos urbanos del noreste de México por su porte arbóreo y amplia cobertura de copa (Leal-Elizondo et al. 2018). Cabe indicar que P. eldarica fue plantada en algunas ciudades y áreas experimentales en el noreste de México (Cano-Pineda y Martínez-Burciaga 2004).
Las clases diamétricas siguieron una distribución normal con una ligera asimetría positiva. Este comportamiento se presentó en los árboles de las plazas y parque de Linares (Leal-Elizondo et al. 2018) y Montemorelos (Canizales-Velázquez et al. 2020). Esto indica que la mayor proporción de individuos tienen tamaño intermedio, en este caso entre 30 y 39 cm de diámetro. Por su parte, las clases de altura presentaron una distribución asimétrica positiva. Este comportamiento fue similar a lo registrado por Leal-Elizondo et al. (2018) en áreas verdes urbanas de Linares y Montemorelos respectivamente. La mayor proporción de árboles presentaron alturas entre 6 y 8 m, similares a los de Montemorelos (Canizales-Velázquez et al. 2020) y Linares (Leal-Elizondo et al. 2018) presenta mayor altura (de 6.40 a 9.60 m). Esta información, en conjunto con las clases diamétricas indican que la comunidad vegetal es de dimensiones intermedias, presentando escasos árboles de dimensiones menores o grandes, lo cual es bueno ya que el arbolado se considera adulto.
Diversidad
La interpretación de los índices de diversidad suele ser compleja (Alanís-Rodríguez et al., 2020). El índice de riqueza de Margalef (DMg = 4.19) indica una diversidad intermedia, ya que valores inferiores a 2.00 son considerados bajos y mayores a 5.00 altos (Alanís-Rodríguez et al. 2020). El resultó es inferior al 7.62 registrado para el arbolado urbano de un campus universitario en Linares, Nuevo León (Alanís et al. 2014) y al 5.24 del arbolado urbano de plazas y parques de la ciudad de Linares (Leal-Elizondo et al., 2018). El valor del índice de Shannon-Wiener es una medida razonable de la complejidad biológica (Lou y González-Oreja 2012), para este estudio fue de H’ = 1.98, lo que se puede considerar como diversidad intermedia, ya que valores cercanos a 2.00 y hasta 3.00 son intermedios y superiores de 3.00 son altos (Alanís-Rodríguez et al. 2020). El resultado de 1.98 de este estudio es mayor al 1.17 registrado por Canizales-Elizondo et al. (2020) en Montemorelos, e igual al H’ = 1.99 registrado por Leal-Elizondo et al. (2018) en Linares. El índice de diversidad verdadero de Shannon fue de 7.24, indicando que potencialmente existirían 7 especies efectivas. Estos resultados indican que el Parque el Hundido tiene una riqueza y diversidad intermedia y que su gestión y conservación debe ser importante.
Conclusiones
Los resultados indican que existe una mayor proporción de arbolado con diámetros y alturas intermedias, lo que indica una comunidad vegetal adulta. Los valores de riqueza y diversidad fueron intermedios, similares a otras áreas verdes urbanas del noreste de México. Las especies con mayor IVIU fueron las nativas Fraxinus uhdei, Ehretia anacua y Carya illinoinensis y las exóticas Fraxinus americana y Pinus eldarica. La investigación aporta información para la gestión y conservación del Parque Hundido.
