Área de estudio

El estudio se llevó a cabo en la ciudad de Xalapa, Veracruz, una ciudad con una población de 480,841 habitantes, lo que representa el 6.15% de la población del estado. La zona urbana abarca una superficie de 64 km², con un rango altitudinal que varía entre 1,100 y 1,600 m. Su clima es semicálido húmedo con lluvias abundantes en verano al sureste y templado húmedo con lluvias todo el año al noroeste. La precipitación media anual es de 1368.2 mm. La temperatura media anual oscila entre 18-24°C. La vegetación natural predominante corresponde al bosque mesófilo de montaña. Las áreas urbanas se encuentran en lomerío de basalto y sierra volcánica, con suelos dominantes de Andosol y Regosol, que anteriormente estaban ocupados por agricultura, bosques y pastizales (^{Castillo-Campos, 1991}) (^{Gómez-Columna & Soto-Esparza, 1993}) (Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática (^{INEGI), 2009})

Selección de los sitios de muestreo

La selección de los sitios de muestreo se realizó utilizando las Áreas Geoestadísticas Básicas (AGEB) de la ciudad de Xalapa. De acuerdo con el Instituto Nacional de Estadística y Geografía (INEGI) una AGEB urbana es un área geográfica ocupada por conjuntos de manzanas perfectamente delimitadas y son asignadas al interior de las localidades urbanas, que corresponden a aquellas con población mayor o igual que 2,500 habitantes. Las AGEB se clasifican con base en la información del Censo de Población y Vivienda publicado por el INEGI y son reportadas por el Consejo Nacional de Evaluación de la Política de Desarrollo Social (CONEVAL). Esta clasificación utiliza variables climáticas y ecológicas para delimitar las zonas donde las personas, sus sistemas productivos y ecosistemas están más expuestos ante la acumulación de estos peligros y variables sociales y económicas para evaluar la vulnerabilidad socioeconómica a través de indicadores de vivienda (servicios y bienes), salud, discapacidad, población, educación-tecnología, género y economía (^{Consejo Nacional de Evaluación de la Política de Desarrollo Social , 2020}). Con base en dichas variables las AGEB determinan cinco niveles de vulnerabilidad socioambiental: muy alta, alta, media, baja y nula. En este contexto, el CONEVAL (^{Consejo Nacional de Evaluación de la Política de Desarrollo Social , 2020}) reportó para la ciudad de Xalapa en el año 2020 182 AGEB, de las cuales 58 con muy alta vulnerabilidad, 17 con alta vulnerabilidad, 58 con vulnerabilidad media y 49 con nula vulnerabilidad.

Tomando como base esta información se seleccionaron los sitios de muestreo utilizando un método modificado basado en Benavides-Meza y Villalón-Rojas (^{Benavides Meza & Villalón Rojas, 1992}), que consistió en una selección aleatoria del 15% de las AGEB de la ciudad de Xalapa teniendo en cuenta cada uno de los niveles de vulnerabilidad, resultando ocho con muy alta vulnerabilidad, dos con alta vulnerabilidad, ocho con vulnerabilidad media y siete con vulnerabilidad nula.

La proporción de AGEB seleccionadas de cada categoría fue diseñada para reflejar el tamaño relativo de cada grupo y evitar sobrerrepresentaciones. En cada AGEB seleccionada se trazaron cuatro transectos de 250 metros, abarcando tanto banquetas como camellones de las principales vías. La Figura 1 muestra la distribución espacial de las zonas de vulnerabilidad socioambiental donde se realizaron los muestreos.

Figura 1 Ubicación de la ciudad de Xalapa, Veracruz y sitios de estudio. 

Obtención de datos

Para un total acumulado de 25 km de ejes viales, se midieron todos los individuos arbóreos en cada transecto de 250 m, considerando las siguientes variables: altura total, diámetro normal (DAP ≥ 2.5 cm a 1.30 cm partiendo de la base del tronco), altura de la copa viva, altura a la base de la copa, ancho de copa, porcentaje de copa ausente, porcentaje de luz en la copa, salud de la copa. También se midieron el ancho de las banquetas y los camellones. La identificación de especies se realizó mediante claves taxonómicas y muestras botánicas que fueron cotejadas con ejemplares del Herbario XAL del Instituto de Ecología en Xalapa, Veracruz. Las alturas se midieron con telémetro o flexómetro, el DAP con cinta diamétrica y las longitudes con longímetro y flexómetro.

Valoración de servicios ecosistémicos

Para calcular la provisión de SE proporcionados por el arbolado, que incluyen eliminación de contaminantes por monóxido de carbono (CO), ozono (O₃), dióxido de sulfuro (SO₂), dióxido de nitrógeno (NO₂) y material particulado menor a 2.5 micrones (PM2.5); captura y almacenamiento de carbono (biomasa y secuestro de carbono); producción de oxígeno (basada en el secuestro de carbono) y escurrimiento evitado (precipitación interceptada por el arbolado), se utilizó el programa i-Tree Eco v6 (^{USDA Forest Service, Davey Tree Expert Company, 2020}), que es un conjunto de herramientas diseñadas por el Servicio Forestal de los Estados Unidos de América para cuantificar los servicios ambientales que proporciona el arbolado urbano y su impacto ambiental, social y económico (^{Lin, Kroll, & Nowak, 2020}).

Con las variables obtenidas en los transectos para cada uno de los árboles se organizó una base de datos codificada para ser reconocida por el programa i-Tree Eco v6, el cual realiza los cálculos específicos para cada uno de los SE a través de componentes de análisis propios y por los precios estandarizados para cada uno de los servicios determinados. En este caso la valoración económica consideró los precios por tonelada métrica establecidos para México en 2022. El precio de la tonelada métrica (t) de CO fue de MXN 32,197, por t de O3 MXN 431,943, por t de NO2 MXN 64,515, por t de SO2 MXN 23,505 y por t de PM2.5 MXN 14,993,790 (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}). En este estudio para convertir el precio de los SE en moneda extranjera (USD) se debe utilizar el tipo de cambio promedio de 2022, de MXN 20.12 por dólar estadounidense.

Para llevar a cabo el cálculo del almacenamiento de carbono en los árboles i-Tree Eco utiliza ecuaciones alométricas de (^{Jenkins, Chojnacky, Heath, & Birdsey, 2003}) y (^{Nowak & Crane, 2002}). Estas ecuaciones relacionan dimensiones físicas del árbol, como el DAP y la altura total, con su biomasa total, que incluye tanto la biomasa aérea (tronco, ramas, hojas) como la biomasa subterránea (raíces) y permiten estimar la biomasa en peso seco de los árboles. Para convertir esta biomasa en carbono almacenado, se utiliza un factor de conversión de 0.5, ya que aproximadamente el 50% de la biomasa seca de un árbol está compuesta por carbono, el uso del factor de 0.5 para estimaciones generales de carbono en árboles se sustenta en el trabajo de ^{Birdsey (1992)}. El programa también asigna un valor económico al carbono almacenado. En este estudio, se utilizó el precio del carbono de MXN 870 por tonelada métrica, basado en datos del mercado del carbono en los Estados Unidos.

La producción de oxígeno se estimó indirectamente por i-Tree Eco a partir del cálculo de secuestro de carbono utilizando la siguiente relación: liberación neta de O2 (kg/año) = secuestro neto de C (kg/año) x 32/12. La proporción 32/12 proviene del peso molecular del oxígeno (32 g/mol) frente al carbono (12 g/mol) (^{Nowak & Crane, 2002}).

El escurrimiento superficial evitado se estimó a través de i-Tree Eco el cual utiliza datos sobre la capacidad de los árboles para interceptar el agua de lluvia y la cantidad promedio de precipitación en un año determinado, para este estudio se consideró el año 2022. En este caso, el promedio nacional para Estados Unidos se utilizó como base para calcular este valor, el cual luego se convierte a la moneda local (MXN) utilizando el tipo de cambio correspondiente. La tasa de MXN 44.91 por m³ de agua se calculó basándose en los costos promedio de gestión del agua en México (^{Peper, et al., 2007}).

Análisis estadístico

Se utilizó el programa Minitab® Statistical Software ver. 19 para realizar estadística descriptiva de los datos de especies leñosas sobre los ejes viales en las diferentes zonas de vulnerabilidad socioambiental, reportando medias y errores estándar. Se empleó el programa Past ver. 3 (^{Hammer, Harper, & Ryan, 2001}) para estimar el índice de diversidad de Shannon-Weaver (H) (^{Shannon & Weaver, 1949}) y el índice de Simpson (^{Magurrran, 2004}) como estimadores de la diversidad de especies, así como el índice de Chao-1 como estimador de la abundancia de especies (^{Chao, 1984}). Estos índices se calcularon para el arbolado en general de Xalapa, así como para las diferentes condiciones de vulnerabilidad socioambiental y situaciones viales (banqueta y camellón).

Se realizó una prueba de Mann-Whitney (^{Conover, 1999}) para verificar si existen diferencias significativas en el DAP, la altura y el ancho de copa de los árboles entre la banqueta y el camellón. La razón para comparar estos dos entornos se basa en la hipótesis de que las condiciones de crecimiento para los árboles pueden ser significativamente diferentes entre estos dos tipos de infraestructura urbana.

Se llevó a cabo un análisis de varianza de una vía (ANOVA) para determinar si existen diferencias significativas entre el DAP, la altura, el ancho de copa de los árboles, el ancho de la banqueta y los camellones en las diferentes zonas de vulnerabilidad socioambiental. Antes de realizar el ANOVA, se verificaron los supuestos de normalidad de varianzas. Para comprobar la normalidad de los datos, se utilizó la prueba de ^{Shapiro & Wilk (1965)}. Una vez que el ANOVA identificó diferencias significativas, se aplicó la prueba post-hoc de Tukey, que permite realizar comparaciones múltiples entre las diferentes zonas de vulnerabilidad para identificar específicamente cuáles de ellas presentan diferencias significativas entre sí.

Composición del arbolado

Se registró un total de 1411 árboles en los ejes viales estudiados, del total 998 se registró en banquetas y 413 en camellones. Se identificaron 98 especies, pertenecientes a 73 géneros y 44 familias. El 59% de las especies son introducidas. De las 40 especies nativas encontradas para México 33 son propias del bosque mesófilo de montaña o se encuentran adaptadas a este ambiente (^{Rzedowski, 1996}) (^{Gual Díaz, 2024}),

Con las variables medidas en campo y mediante la aplicación del programa i Tree Eco v6 se estimó que el arbolado de los ejes viales estudiados cubre una superficie total de 6.75 hectáreas y proporciona 17.01 hectáreas de área foliar, reflejando una amplia distribución entre las zonas analizadas. Las especies dominantes en términos de área foliar son L. styraciflua, F. uhdei y F. benjamina. Las cinco especies más comunes fueron: L. styraciflua, F. benjamina, F. uhdei, C. sempervirens y P. mexicana (Figura 2).

Figura 2 Composición de especies del arbolado de alineación en la ciudad de Xalapa, Veracruz. 

Riqueza, abundancia y diversidad de especies

En cuanto a su ubicación y de manera general, el arbolado que se registró en las banquetas presentó una mayor diversidad de especies (Shannon 3.6, Simpson 0.95) y una mayor abundancia estimada (Chao-1: 118 taxa) en comparación con los camellones (Shannon 2.6, Simpson 0.87, Chao-1: 61 taxa). Este resultado indica que los camellones podrían ser objeto de una mejor gestión para incrementar su diversidad y, en consecuencia, su capacidad para ofrecer SE. De los árboles situados en banqueta es posible encontrar 39 ± 8 árboles/km. En las zonas de alta vulnerabilidad se registraron 108 ± 27 árboles/km, en zonas con vulnerabilidad media 54 ± 13 árboles/km, en zonas de vulnerabilidad nula 24 ± 12 árboles/km y en zonas de muy alta vulnerabilidad 21 ± 5 árboles/km. De acuerdo con los resultados reportados en el Cuadro 2, la cantidad de especies y el número de individuos varían entre las zonas con diferente nivel de vulnerabilidad. Las zonas de media vulnerabilidad presentan la mayor riqueza de especies (75) y abundancia (709 individuos). Esto sugiere que estas zonas pueden estar en una situación intermedia, donde las condiciones ambientales o de manejo favorecen una mayor diversidad de especies en comparación con zonas de muy alta o nula vulnerabilidad.

En contraste, la zona de alta vulnerabilidad tiene una baja riqueza de especies (50) y abundancia (218), lo que podría indicar condiciones más restrictivas para el crecimiento de un arbolado más diverso, posiblemente debido a factores socioeconómicos o de infraestructura. Con relación al índice de Shannon, que mide la diversidad considerando tanto la riqueza como la equitatividad de las especies, es mayor en las zonas de nula vulnerabilidad (3.30) y muy alta vulnerabilidad (3.26), y menor en la zona de alta vulnerabilidad (2.86). Esto indica que las zonas de nula y muy alta vulnerabilidad tienen una distribución de especies más equitativa, lo que podría sugerir que, aunque tengan menos especies, estas están más equilibradas en términos de abundancia. El índice de Simpson, que mide la dominancia de especies, muestra un patrón similar. Las zonas de muy alta (0.93) y nula vulnerabilidad (0.92) tienen valores altos, lo que indica una menor dominancia de unas pocas especies y, por tanto, una comunidad más equitativa en comparación con la zona de alta vulnerabilidad (0.85). El estimador de Chao 1 predice una mayor riqueza potencial de especies en las zonas de media vulnerabilidad (133) y Xalapa en general (140), lo que sugiere que estas áreas podrían albergar una mayor diversidad si se consideraran especies menos frecuentes o submuestreadas. La zona de alta vulnerabilidad tiene el valor de Chao 1 más bajo (78), lo que refuerza la idea de que esta área es la menos diversa y podría estar experimentando condiciones desfavorables para la diversidad de especies. Estos resultados indican que las zonas de media vulnerabilidad tienen la mayor riqueza de especies y abundancia, lo que podría convertirlas en áreas prioritarias para la conservación y gestión. Las zonas de alta vulnerabilidad, con menor diversidad y abundancia, podrían necesitar intervenciones específicas para mejorar las condiciones que favorezcan la diversidad. Las zonas de nula y muy alta vulnerabilidad, a pesar de tener menos especies, muestran una mayor equitatividad en la distribución de las especies, lo que también es valioso desde una perspectiva de conservación. Estos hallazgos tienen implicaciones directas para la gestión del arbolado de alineación, sugiriendo la necesidad de estrategias diferenciadas para fomentar la diversidad en zonas más vulnerables.

Características dasométricas del arbolado

Las características dasométricas (diámetro, altura y ancho de copa) del arbolado en banquetas y camellones mostraron variaciones significativas según el nivel de vulnerabilidad socioambiental. En promedio, los árboles en las zonas de vulnerabilidad media y nula presentaron mayores valores de diámetro, altura y ancho de copa en comparación con las zonas de alta y muy alta vulnerabilidad. Además, los árboles ubicados en camellones mostraron consistentemente mayores valores en todas las características dasométricas en comparación con los árboles situados en banquetas. El diámetro promedio del arbolado fue mayor en las zonas de vulnerabilidad media (26.52 ± 1.45 cm) y nula (23.47 ± 2.03 cm), mientras que en las zonas de alta (15.03 ± 1.02 cm) y muy alta vulnerabilidad (14.28 ± 1.42 cm) se observaron diámetros significativamente menores (F=16.07, p<0.001). En cuanto a la altura promedio, los valores más altos se encontraron en las zonas de vulnerabilidad media (9.29 ± 0.38 m) y nula (8.97 ± 0.55 m), con diferencias significativas respecto a las zonas de alta (6.63 ± 0.29 m) y muy alta vulnerabilidad (5.28 ± 0.31 m) (F=17.64, p<0.001). El ancho de copa también siguió un patrón similar, siendo mayor en las zonas de vulnerabilidad nula (6.59 ± 0.45 m) y media (6.33 ± 0.23 m), y menor en las zonas de alta (3.03 ± 0.21 m) y muy alta vulnerabilidad (4.26 ± 0.32 m) (F=36.66, p<0.001). Los árboles en camellones presentaron diámetros (31.33 ± 1.32 cm), alturas (13.1 ± 0.46 m) y anchos de copa (8.54 ± 0.32 m) significativamente mayores que los árboles en banquetas (diámetro: 21.79 ± 0.8 cm; altura: 7.98 ± 0.21 m; ancho de copa: 5.2 ± 0.15 m) según las pruebas estadísticas aplicadas (p<0.001). Esto sugiere que las mejores condiciones espaciales y de recursos en los camellones favorecen un mayor desarrollo del arbolado en comparación con las banquetas (Cuadro 3).

Mediante la aplicación del programa i-Tree Eco v6 se estimó que el total de los árboles analizados eliminan anualmente 351.07 kg de contaminantes del aire, incluyendo ozono (O3), monóxido de carbono (CO), dióxido de nitrógeno (NO2) y material particulado menor a 2.5 micrones (PM2.5). El valor económico estimado de este servicio se calculó en MXN 283,597.00/año (USD 14, 094.68/año). Los mayores aportes a este valor provienen de la eliminación de PM2.5 y O3, lo que refleja tanto la capacidad del arbolado para mitigar contaminantes clave como la variabilidad en el valor económico asociado a la eliminación de estos compuestos (Figura 3). Las especies que más contribuyen a mejorar la calidad del aire son L. styraciflua, F. uhdei, F. benjamina, J. mimosifolia y P. mexicana. Esta contribución se debe principalmente a su abundancia en las áreas evaluadas, ya que el programa i-Tree Eco v6 realiza sus estimaciones basándose en la cantidad y distribución de los árboles, más que en características fisiológicas específicas de las especies. De manera individual especies como C. edulis, H. donnellsmithii, M. alba, C. caroliniana, G. robusta y D. regia también son eficientes para mitigar contaminantes atmosféricos. Esta eficiencia se calculó en función de sus atributos estructurales, como el tamaño del árbol y su área foliar, lo que permitió al programa i-Tree Eco v6 evaluar su capacidad para interceptar y absorber contaminantes de manera independiente, sin depender de su abundancia relativa.

Figura 3 Eliminación anual de contaminantes por el arbolado de alineación de la ciudad de Xalapa, Veracruz, y valor económico de este servicio ecosistémico. En el eje X se encuentran los tipos de contaminantes, en el eje Y izquierdo, las barras representan la cantidad de contaminación eliminada (kg), mientras que, en el eje Y derecho, los triángulos representan el valor económico por la eliminación de cada contaminante. 

El análisis de los SE proporcionados por el arbolado urbano en zonas con diferentes niveles de vulnerabilidad socioambiental mostró que la zona de vulnerabilidad media es la que brinda mayores beneficios ambientales (Cuadro 4). Esta zona removió 205.89 kg de contaminantes del aire al año, principalmente gracias a L. styraciflua, F. uhdei y J. mimosifolia, cuya contribución se relaciona más con su abundancia que con rasgos específicos de sus hojas. El programa i-Tree Eco v6 realiza sus estimaciones basándose en la cantidad y distribución de los árboles, lo que explica el predominio de estas especies en los resultados. En la zona de vulnerabilidad nula, F. benjamina, L. styraciflua y F. uhdei fueron las especies que más contribuyeron a la remoción de contaminantes, mientras que en la zona de alta vulnerabilidad destacaron P. mexicana, C. sempervirens y G. robusta. En la zona de muy alta vulnerabilidad, las especies más efectivas fueron P. mexicana, F. benjamina y B. variegata. La zona de vulnerabilidad media también lideró en términos de secuestro de carbono (13.99 t/año), almacenamiento de carbono (211.73 t) e interceptación de aguas pluviales (924.27 m³/año), con una valoración económica de MXN 186,327.46 netos y MXN 233,220.37 anuales. En contraste, las zonas de alta y muy alta vulnerabilidad presentaron menores valores en todos los indicadores, reflejando la necesidad de intervenciones para mejorar la calidad y densidad del arbolado y, por ende, los SE.

Secuestro y almacenamiento de carbono

El secuestro bruto de carbono registrado fue de 21.89 toneladas por año, con un valor económico estimado en MXN 19,007/año. Este valor relativamente bajo se debe a que el programa i-Tree Eco v6 utiliza precios estandarizados basados en parámetros económicos internacionales, que pueden no reflejar completamente las condiciones económicas locales. Las especies que más carbono secuestran son F. uhdei, L. styraciflua, F. benjamina, P. mexicana y J. Mimosifolia lo que se relaciona con su abundancia en las zonas estudiadas (Figura 4A). Por otro lado, el almacenamiento total de carbono se estimó en 382 t, con un valor económico de MXN 332,493. La mayor parte del carbono almacenado se encuentra en estas mismas especies dominantes, con una mayor contribución al almacenamiento de carbono por parte de F. uhdei y L. styraciflua (Figura 4B). Si consideramos la distribución del secuestro y almacenamiento de carbono por zonas de vulnerabilidad, más del 50% del secuestro anual de carbono (13.99 t) ocurrió en las áreas de vulnerabilidad media. Igualmente, en estas zonas se concentró la mayor cantidad de carbono almacenado (211.73 t). A nivel individual, especies menos abundantes como M. alba, C. edulis, H. donnellsmithii, U. mexicana, C. lusitanica var. benthamii, C. equisetifolia y E. tinifolia también demostraron una alta eficiencia en el secuestro y almacenamiento de carbono, lo que se atribuye a sus características estructurales (tamaño y área foliar).

Figura 4 Captura y almacenamiento de carbono por las principales especies del arbolado de alineación de la ciudad de Xalapa, Veracruz. Panel A Captura anual de carbono en toneladas métricas (barras) y su valor económico asociado en miles de MXN (triángulos). Panel B Almacenamiento total de carbono en toneladas métricas (barras) y su valor económico asociado en miles de MXN (triángulos). Las especies están ordenadas en cada panel de acuerdo con la cantidad de carbono secuestrado o almacenado.  

Producción de oxígeno

Se estimó que los árboles analizados en el estudio producen un total de 58.38 toneladas de oxígeno al año. No obstante, no se presentaron diferencias claras entre las distintas zonas de vulnerabilidad para este servicio ecosistémico. Aunque el programa estima la cantidad de oxígeno que los árboles producen anualmente, no asigna un valor monetario a este servicio debido a que en la metodología de i-Tree Eco v6 (^{USDA Forest Service, Davey Tree Expert Company, 2020}), el oxígeno es considerado un recurso abundante y su provisión por los árboles urbanos representa una pequeña proporción del total producido por otros ecosistemas.

Escurrimiento de agua evitado

El arbolado medido en este estudio ayuda a reducir los escurrimientos de 1,431.9 m³ de agua al año, con un valor económico estimado de MXN 64,263/año (Figura 5). Este servicio es más efectivo en zonas de media vulnerabilidad, donde el arbolado intercepta 924.27 m³ de agua al año. El conjunto de especies que más contribuyen a este servicio son F. benjamina, L. styraciflua, F. uhdei y J. mimosifolia. A nivel individual, especies como H. donnellsmithii, P. mexicana, M. alba, U. mexicana, C. lusitanica var. benthamii y E. tinifolia también son útiles para evitar escurrimientos. En este sentido es importante destacar que las estimaciones de escurrimiento evitado están basadas en los modelos proporcionados por i-Tree Eco v6, los cuales consideran principalmente las características estructurales de los árboles, como el diámetro del tronco y el área foliar, para calcular su capacidad de interceptación de agua. Sin embargo, el programa no incorpora directamente el tipo de suelo o la ubicación específica de los árboles (por ejemplo, en banquetas o parques), lo que podría influir en la precisión de los resultados bajo ciertas condiciones locales.

Figura 5 Escurrimiento de agua evitado por las principales especies del arbolado de alineación de la ciudad de Xalapa, Veracruz. Las especies están ordenadas de manera descendente según el volumen de escurrimiento evitado (m³), representado por las barras. Los triángulos indican el valor económico correspondiente (en miles de MXN) por el escurrimiento evitado para cada especie. 

Arbolado de alineación

El presente estudio reveló una notable riqueza de especies en el arbolado de alineación de Xalapa. Sin embargo, el 59% de las 98 especies registradas son introducidas, un patrón común en muchas ciudades de México (^{Canizales Velázquez, Alanís Rodríguez, Holguín Estrada, García García, & Chávez Costa, 2020}) (^{Martínez Juárez, Rodríguez Trejo, Granados Sánchez, Mohedano Caballero, & Villanueva Morales, 2022}) (^{Almeida-Cerino, Bertolini, & Martinez-Trinida, 2024}). Esta tendencia está asociada a programas históricos de reforestación que favorecieron la introducción de especies no nativas debido a su disponibilidad, rápida adaptación y crecimiento (^{Flores & Glafiro, 2005}) (^{Delgado , 2019}), así como a la limitada disponibilidad de especies nativas (^{Morales-Gallegos, et al., 2023}). Al respecto, en el arbolado de alineación de Xalapa se registraron 40 especies nativas de las cuales 33 son propias del bosuqe mesófilo de montaña, lo que resulta relevante. Sin embargo, la presencia de muchas de ellas se ve minimizada al considerar que especies como O. xalapensis, C. caroliniana, Z. integerrimum y P. schiedeana, estuvieron representadas apenas por un solo individuo, mientras que especies introducidas como F. benjamina, J. mimosifolia, B. variegata y C. sempervirens concentraron el 26% de los 1411 individuos registrados. Estos resultados destacan la necesidad de fomentar y priorizar la plantación de especies nativas, que además de estar adaptadas al entorno local, pueden contribuir a la biodiversidad y ofrecer mayor resiliencia frente a plagas y enfermedades (^{Borelli, Chen, Conigliaro, & Salbitano, 2017}), así como reducir el riesgo de daños a la infraestructura, facilitando una gestión más eficiente y sostenible (^{Koeser, Hauer, Norris, & Krouse, 2013}).

Entre las especies introducidas que causan más daño a la infraestructura urbana debido a su agresivo sistema de raíces, destaca F. benjamina (^{Molina Prieto & Vargas Garzón, 2010}). Su abundancia en el arbolado de alineación de Xalapa es consistente con su presencia en otras ciudades mexicanas, como Tuxtla Gutiérrez, Chiapas y Puerto Vallarta, Jalisco, donde también ha sido ampliamente plantada (^{Roman-Guillen, 2019}) (^{Esquivel & Quijas, 2021}). A pesar de los daños que provoca a la infraestructura y los costos de mantenimiento asociados a las reparaciones, especialmente en banquetas y camellones, su uso sigue siendo frecuente.

Dasometría y diversidad de especies

En muchas ciudades del mundo el arbolado urbano y las áreas verdes tienden a estar mejor representados en zonas con mayor acceso a educación, ingresos económicos más altos y menor rezago social (^{Cohen, Baudoin, Palibrk, & Persyn, 2012}) (^{Falfán & MacGregor-Fors, 2016}) (^{Kervinio, Levrel, Liotta, & Tardieu, 2020}). En la presente investigación, se observó que las zonas de alta vulnerabilidad socioambiental presentan una menor cantidad de árboles y diversidad de especies, un fenómeno recurrente que ha sido reportado en otras ciudades mexicanas como Tuxtla Gutiérrez, Chiapas (^{Roman-Guillen, 2019}) y Puebla (^{Martínez Juárez, Rodríguez Trejo, Granados Sánchez, Mohedano Caballero, & Villanueva Morales, 2022}), así como en ciudades estadounidenses como Chicago (^{Liu, Kwan, & Kan, 2021}).

Este patrón desigual no solo limita la provisión de SE esenciales, como la regulación del microclima y la mejora de la calidad del aire, sino que también exacerba las desigualdades socioeconómicas en el acceso a espacios verdes (^{Cohen, Baudoin, Palibrk, & Persyn, 2012}) (^{Alexandre & Roussel , 2021}). Esta desigualdad, especialmente pronunciada en las ciudades del sur global, está fuertemente influenciada por procesos políticos y económicos que tienden a favorecer a ciertos grupos en detrimento de las comunidades más vulnerables (^{Rigolon, Browning, Lee, & Shin, 2018}). La falta de árboles en estas áreas aumenta la exposición a riesgos ambientales, como los efectos del cambio climático y la contaminación atmosférica, con implicaciones significativas para la salud pública y el bienestar de estas comunidades (Escobedo, Kroeger, & Wagner, Urban forests and pollution mitigation: Analyzing ecosystem services and disservices, 2011).

Los resultados dasométricos del presente estudio refuerzan este patrón de desigualdad. En Xalapa, las zonas de mayor vulnerabilidad socioambiental muestran árboles con diámetros, alturas y anchos de copa significativamente menores en comparación con las zonas de vulnerabilidad nula y media, una tendencia también observada en estudios de Puebla y Tuxtla Gutiérrez, Chiapas (^{Martínez Juárez, Rodríguez Trejo, Granados Sánchez, Mohedano Caballero, & Villanueva Morales, 2022}) (^{Roman-Guillen, 2019}). Las diferencias dasométricas sugieren que las zonas más vulnerables carecen de los recursos necesarios para el desarrollo de un arbolado saludable, lo cual reduce su capacidad para proporcionar SE clave.

La disponibilidad de espacio juega un papel crucial en el desarrollo del arbolado de alineación. En el presente estudio se observó que los árboles plantados en camellones presentaron un mejor desarrollo en todas las dimensiones dasométricas en comparación con aquellos plantados en banquetas, donde el espacio restringido limita su crecimiento. Esta observación coincide con estudios realizados en Linares, Nuevo León y Ciudad de México, donde se ha demostrado que un mayor espacio disponible favorece el crecimiento del arbolado (^{Leal Elizondo, et al., 2018}) (^{Saavedra-Romero, Hernández-de la Rosa, Alvarado-Rosales, & Martínez-Trinidad, 2019}). Estos resultados sugieren que, para maximizar los beneficios ecológicos del arbolado urbano, es fundamental priorizar la plantación en áreas con suficiente espacio, promoviendo así un desarrollo estructural que mejore la provisión de SE.

En términos de diversidad de especies, el índice de Shannon-Weiner calculado para la diversidad arbórea en Xalapa (H' = 3.5) es comparable al de los parques de la ciudad de Texcoxo (H' = 3.8) (^{Martinez-Trinidad, Hernández López, López-López, & Mohedano Caballero, 2021}) y más alto que en otras ciudades, como Linares Nuevo León (H' = 1.99) (^{Leal Elizondo, et al., 2018}) y el Bosque de San Juan de Aragón en la Ciudad de México (H' = 0.85) (^{Saavedra-Romero, Hernández-de la Rosa, Alvarado-Rosales, & Martínez-Trinidad, 2019}). Este valor sugiere una mayor heterogeneidad en la composición de especies en Xalapa, un factor importante para la resiliencia ecológica. No obstante, al igual que en la Ciudad de México, donde C. equisetifolia y Eucalyptus camaldulensis son dominantes, en Xalapa las especies L. styraciflua, F. benjamina y F. uhdei presentaron una alta dominancia, lo cual reduce la equitatividad entre especies.

Para fomentar la diversidad en bosques urbanos y reducir el riesgo de plagas y enfermedades se suele aplicar la regla 10-20-30 (^{Santamour, 1999}), que establece que ninguna especie debe superar el 10% del total de árboles, ningún género más del 20%, y ninguna familia más del 30% En Xalapa, de acuerdo con los resultados del presente estudio (ver Cuadro 1) y aplicando la regla de Santamour, se puede decir que en el caso del arbolado de alineación de Xalapa esta regla se cumple parcialmente. Si bien L. styraciflua y F. benjamina superaron el límite del 10% de los individuos (14.8% y 10.8% respectivamente), ningún género superó el 20%, ni ninguna familia sobrepasó el 30%. Este resultado contrasta con lo observado en Tapachula, Chiapas, donde Ficus microcarpa, el género Citrus y la familia Fabaceae superaron los límites recomendados (^{Esquivel & Quijas, 2021}). Un patrón similar se registró en el Bosque de San Juan de Aragón, donde varias especies y el género Casuarina exceden estos umbrales (^{Saavedra-Romero, Hernández-de la Rosa, Alvarado-Rosales, & Martínez-Trinidad, 2019}), y en el campus Montecillo del Colegio de Postgraduados, donde las especies más comunes tampoco cumplen con esta regla (^{Islas-Rodriguez, Martínez-Trinidad, & Hernandez-Martinez, 2012}). Aunque el arbolado de Xalapa no mantiene una diversidad ideal, su estructura ofrece mayor resiliencia y sostenibilidad a largo plazo, excepto en el caso de L. styraciflua y F. benjamina, cuyo alto número de individuos podría verse gravemente afectado ante el ataque de alguna plaga o enfermedad.

Servicios ecosistémicos y valoración económica

El arbolado de alineación de Xalapa ofrece SE valiosos, destacando la remoción de 351.07 kg/año de contaminantes atmosféricos, con un valor económico de MXN 283,597.00. Este hallazgo es consistente con estudios realizados en otras ciudades que también han utilizado el programa i-Tree Eco para valorar la contribución del arbolado urbano en la mejora de la calidad del aire. Por ejemplo, en Puebla, el arbolado de la Laguna de San Baltazar removió 324 kg/año de contaminantes, con un valor económico de MXN 432,000.00 (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}). En Tequexquináhuac, Texcoco, México se reportó una remoción de 58.9 kg/año de contaminantes, con un valor económico estimado de MXN 136,100.00 (^{González-Hernández, Romo-Lozano, Cristóbal-Acevedo, Martínez Damian, & Mohedano Caballero, 2023}), mientras que el arbolado del área metropolitana de Guadalajara, Jalisco eliminó 41.6 kg/año, valorado en MXN 14,112.00 (^{Gómez-Vega, et al., 2024}). Estas evaluaciones económicas permiten destacar el impacto financiero positivo que el arbolado urbano tiene para las ciudades, no solo en términos de SE directos, sino también como un ahorro en costos asociados a la mitigación de la contaminación.

La mayor eficiencia observada en Xalapa puede atribuirse a la composición y abundancia de especies dominantes como L. styraciflua, F. benjamina, F. uhdei y J. mimosifolia L. que cuentan con una amplia superficie foliar y mayor estructura (diámetro y altura), haciéndolas más eficientes en la intercepción de contaminantes como el PM2.5 y el O₃ dos de los principales compuestos eliminados. Estos hallazgos refuerzan el papel fundamental del arbolado urbano en la mitigación de contaminantes atmosféricos en las ciudades y concuerdan con los resultados de (Escobedo, Kroeger, & Wagner, Urban forests and pollution mitigation: Analyzing ecosystem services and disservices, 2011) quienes señalaron que las especies con gran área foliar y crecimiento rápido son clave para la captura de contaminantes, especialmente en ciudades tropicales y subtropicales. No obstante, estos resultados subrayan la necesidad de diversificar el arbolado urbano para mejorar su capacidad de remover contaminantes, sin depender únicamente de unas pocas especies dominantes.

Por otro lado, factores ambientales como los niveles de contaminación atmosférica y las condiciones climáticas locales también influyen en las diferencias observadas. Ciudades más contaminadas, como Barcelona, donde el arbolado urbano elimina alrededor de 305 t/año de contaminantes (^{Baró, et al., 2014}), presentan cifras significativamente más altas debido a las mayores concentraciones de contaminantes vehiculares y la densidad urbana. Esto sugiere que, aunque la capacidad de remoción depende en parte de las características del arbolado, las condiciones de cada ciudad, como el volumen de tráfico y las fuentes de emisión, determinan el impacto final de los árboles en la calidad del aire.

Es importante destacar que las estimaciones de remoción de contaminantes proporcionadas por el programa i-Tree Eco se basan principalmente en las características estructurales de los árboles, lo que significa que especies con una gran biomasa y área foliar como las encontradas en Xalapa (L. styraciflua, F. benjamina, F. uhdei y P. mexicana) pueden remover más contaminantes simplemente por su mayor tamaño y abundancia. Sin embargo, el modelo no incorpora factores como el tipo de suelo o la ubicación exacta de los árboles, lo que podría influir en la precisión de las estimaciones bajo ciertas condiciones locales. Por ejemplo, los árboles plantados en banquetas pueden ser menos efectivos para interceptar contaminantes en comparación con aquellos situados en camellones o parques, donde las condiciones de crecimiento suelen ser más favorables (^{Martínez Juárez, Rodríguez Trejo, Granados Sánchez, Mohedano Caballero, & Villanueva Morales, 2022}). Estos hallazgos resaltan la necesidad de seguir promoviendo la gestión y expansión de los espacios verdes en áreas urbanas para maximizar los beneficios ecosistémicos y mejorar la calidad del aire en diversas ciudades.

La valoración económica de los SE proporcionados por el arbolado urbano en las distintas zonas de vulnerabilidad socioambiental en Xalapa reveló claras disparidades entre las áreas estudiadas, reflejando la relación directa entre la cantidad y calidad del arbolado y los beneficios ambientales generados. Las zonas de vulnerabilidad media son las que más beneficios proveen, con los mayores valores en remoción de contaminantes, secuestro y almacenamiento de carbono e interceptación de aguas pluviales, lo que es consistente con estudios previos en otras ciudades mexicanas y a nivel mundial (^{Andrew & Slater, 2014}) (^{Ross, et al., 2020}) (^{Song, Kim, Mayer, He, & Tian, 2020}) (^{Martinez-Trinidad, Hernández López, López-López, & Mohedano Caballero, 2021}) (^{Martínez Juárez, Rodríguez Trejo, Granados Sánchez, Mohedano Caballero, & Villanueva Morales, 2022}) (^{González-Hernández, Romo-Lozano, Cristóbal-Acevedo, Martínez Damian, & Mohedano Caballero, 2023}) (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}).

En términos de valoración económica, la zona de vulnerabilidad media generó un valor anual de MXN 233,220.37, mientras que la zona de alta vulnerabilidad apenas alcanzó MXN 17,356.56/año. Esta disparidad económica refleja claramente la relación directa entre la calidad del arbolado y su capacidad para proporcionar beneficios tangibles, como la mejora de la calidad del aire, el secuestro de carbono y la regulación hídrica. Estos resultados subrayan la importancia de realizar inversiones estratégicas en las zonas más vulnerables, tal como se ha recomendado en investigaciones realizadas en Puebla y Puerto Vallarta (^{Martínez Juárez, Rodríguez Trejo, Granados Sánchez, Mohedano Caballero, & Villanueva Morales, 2022}) (^{Esquivel & Quijas, 2021}).

En el caso de Xalapa, la remoción de contaminantes atmosféricos en la zona de vulnerabilidad media, que alcanzó 205.89 kg/año, está dominada por especies como L. styraciflua, F. uhdei, y J. mimosifolia, cuya alta contribución se debe más a su abundancia que a sus características fisiológicas específicas. Este resultado coincide con lo observado en otras ciudades mexicanas como Texcoco, México donde se ha reportado que el programa i-Tree Eco basa sus estimaciones principalmente en la cantidad y distribución de los árboles, priorizando la abundancia sobre la eficiencia específica de las especies en la remoción de contaminantes (^{Martinez-Trinidad, Hernández López, López-López, & Mohedano Caballero, 2021}). Sin embargo, esta situación subraya la necesidad de diversificar el arbolado en las zonas urbanas para mejorar su capacidad de remover contaminantes atmosféricos, sin depender de unas pocas especies dominantes.

En comparación, las zonas de alta y muy alta vulnerabilidad presentan valores significativamente más bajos en todos los indicadores de SE. Por ejemplo, en la zona de alta vulnerabilidad, la remoción de contaminantes fue apenas de 14.39 kg/año, lo que resalta la necesidad de intervenciones urgentes en estas áreas para mejorar la densidad y calidad del arbolado. Estos resultados son consistentes con los hallazgos en Tuxtla Gutiérrez y Tapachula, Chiapas, donde las zonas más vulnerables en términos socioambientales presentan una menor cobertura y diversidad arbórea, lo que limita su capacidad para proporcionar SE (^{Roman-Guillen, 2019}) (^{Almeida-Cerino, Bertolini, & Martinez-Trinida, 2024}). Asimismo, estas diferencias son evidentes en ciudades estadounidenses como Chicago, donde las zonas de mayor vulnerabilidad presentan una menor cobertura arbórea, exacerbando las desigualdades en el acceso a los beneficios ambientales (^{Liu, Kwan, & Kan, 2021}).

El análisis del secuestro y almacenamiento de carbono también refuerza la relación entre la vulnerabilidad socioambiental y la capacidad del arbolado para mitigar el cambio climático. La zona de vulnerabilidad media secuestra 13.99 t/año de carbono y almacena un total de 211.73 t de carbono, cifras que contrastan con las 1.5 t/año de secuestro y 23.5 t de almacenamiento en la zona de muy alta vulnerabilidad. Esta diferencia refleja tanto la densidad del arbolado como su estructura, factores que han sido identificados como claves en la provisión de SE en otras urbes mexicanas (^{Leal Elizondo, et al., 2018}) (^{Saavedra-Romero, Hernández-de la Rosa, Alvarado-Rosales, & Martínez-Trinidad, 2019}) (^{Martinez-Trinidad, Hernández López, López-López, & Mohedano Caballero, 2021}) (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}).

La producción de oxígeno en Xalapa fue estimada en 58.38 t/ año, sin diferencias significativas entre las zonas de vulnerabilidad. Aunque este servicio no es valorizado económicamente, su importancia ambiental es innegable, particularmente en las ciudades donde la calidad del aire es una preocupación creciente. El arbolado de la Laguna de San Baltazar, tuvo una producción de oxígeno ligeramente superior, con 75.92 toneladas/año, debido en parte a la alta eficiencia de especies como Hesperocyparis lusitanica y C. equisetifolia (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}).

En cuanto a la interceptación de aguas pluviales, el arbolado de Xalapa logró interceptar 1,431.9 m³/año, una cifra superior a la registrada en la Laguna de San Baltazar, Puebla, donde se evitó un escurrimiento de 1,230 m³/año (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}), y significativamente mayor que los 107.9 m³/año reportados en los parques de Texcoco, México (^{Martinez-Trinidad, Hernández López, López-López, & Mohedano Caballero, 2021}). Estas diferencias subrayan la importancia del tamaño, la densidad y la distribución del arbolado, así como la disponibilidad de espacio en el área urbana, factores que son cruciales para maximizar este servicio ecosistémico. En Xalapa, especies como F. benjamina, L. styraciflua y F. uhdei contribuyeron significativamente a la interceptación de agua, un patrón también observado en otras ciudades mexicanas donde estas especies son dominantes (^{Esquivel & Quijas, 2021}) (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}).

Considerando las zonas de vulnerabilidad, las de vulnerabilidad media proporcionaron la mayor cantidad de este servicio, interceptando 924.27 m³/año, en comparación con los 59.81 m³/años registrados en la zona de alta vulnerabilidad. Estos resultados destacan la importancia de una gestión adecuada del arbolado urbano en la mitigación de inundaciones y la conservación de recursos hídricos, un tema particularmente relevante en el contexto de las crecientes presiones sobre la infraestructura urbana debido al cambio climático. Estos valores son comparables con los reportados en otros estudios, donde se ha demostrado que un arbolado denso y saludable es fundamental para mitigar los efectos de la escorrentía pluvial (^{Martinez-Trinidad, Hernández López, López-López, & Mohedano Caballero, 2021}) (^{González-Hernández, Romo-Lozano, Cristóbal-Acevedo, Martínez Damian, & Mohedano Caballero, 2023}) (^{Hernández-Castán, Cuesta Mejía, Ortiz Espejel, & Rosano Reyes, 2023}).