nueva página del texto (beta)
Español (pdf)
Artículo en XML
Referencias del artículo
Traducción automática
Enviar artículo por email
Citado por SciELO 
Similares en
SciELO 
Permalink
Introducción
Los bosques de coníferas junto con las selvas son unos de los ecosistemas con mayor presencia en el mundo (Mora-Donjuán & Alanís-Rodríguez, 2016). En México, los ecosistemas templados representados en su mayoría por bosques de coníferas integran el 24% de los ecosistemas naturales, mientras que las selvas el 23% (Quijada et al., 2020), los cuales se distribuyen en la Sierra Madre del Sur, Sierra Madre Occidental y Sierra Madre Oriental, destacándose las especies del género Pinus, Quercus y Juniperus (Alanís-Rodríguez et al., 2011). No obstante, los ecosistemas forestales se encuentran altamente amenazados por actividades antropogénicas, lo que ha provocado cambios en sus estructuras (Silva-González et al., 2021), resultando en la disminución de superficie arbolada en México, lo que conlleva a problemas ecológicos, económicos y sociales, causados principalmente por malas prácticas de aprovechamiento forestal, sobrepastoreo, incendios, plagas y enfermedades forestales (Hernández-Salas et al., 2018; SEMARNAT-CONANP, 2013).
Generar conocimiento acerca de la composición florística, estructura y distribución de especies presentes en los ecosistemas forestales mediante índices de diversidad como herramientas que ayudan a conocer la distribución y composición de los ecosistemas, fortalece la toma de decisión acerca del manejo de los bosques (Corral-Rivas et al., 2005; Gadow et al., 2012). El uso de estos índices como indicadores ambientales de la salud de los ecosistemas proporcionan una validez científica para instituir estrategias de conservación (Hernández-Salas et al., 2013; Magurran, 2021).
De manera general, existen factores bióticos y abióticos que alteran la riqueza de las especies vegetales. Así, en regiones más favorables se espera que el establecimiento de la diversidad sea mayor (McCarthy et al., 2001). El establecimiento de las especies en los ecosistemas forestales que se sitúan en las cadenas montañosas obedece directamente a los factores relacionados con la elevación (clima, temperatura, pendiente, exposición, etc.), que conllevan a su vez, en cambios en la biodiversidad de estos ecosistemas (Bhat et al., 2020). Sin embargo, se ha documentado que el principal factor que altera la composición y riqueza de especies es el manejo forestal al que se someten las masas forestales con el fin de establecer y/o aprovechar especies de interés económico (García-García et al., 2019; Hernández et al., 2019). El conocimiento de la diversidad y estructura de las especies arbóreas y arbustivas que se desarrollan en los bosques de clima templado son importantes para la gestión y conservación de la biodiversidad, por lo que es importante generar estudios específicos sobre estos ecosistemas (Graciano-Ávila et al., 2017). Por lo anterior, el objetivo del presente estudio fue caracterizar la estructura horizontal mediante la abundancia, frecuencia, dominancia y la diversidad aplicando los índices de Shannon y Margalef que estiman la diversidad alfa y riqueza de especies, respectivamente, dentro de tres comunidades forestales, con el fin de contribuir al conocimiento biológico acerca del estado actual de los ecosistemas forestales en el Noreste de México y contar con indicadores para el adecuado manejo de las masas forestales de la región.
Materiales y métodos
Área de estudio
La investigación se realizó en tres comunidades forestales, en una zona ubicada en el “Ejido Pablillo”, municipio de Galeana, Nuevo León (noreste de México) (Figura 1) enmarcado entre las coordenadas: 24° 39’ LN y entre los 99° 54’ y 100° 05’ de LO, situado en el macizo montañoso de la Sierra Madre Oriental. Esta zona presenta precipitaciones que varían de 110 mm a 120 mm en el mes más lluvioso (septiembre), con clima de tipo templado (García, 2004). Los rangos elevacionales en los que se desarrollan estos ecosistemas fluctúan de 2,160 m (Bosque alterado) hasta 2,313 m (ecosistema de Encino-Pino). El tipo de suelo dominante en las tres comunidades vegetales corresponde al tipo Leptosol (INEGI, 2007).
Figura 1 Localización de los ecosistemas en el “Ejido Pablillo”, municipio de Galeana, Nuevo León, México.
La importancia de la distribución de estos ecosistemas en la región radica en el suministrar de madera, como una fuente importante de materia prima para la industria (Tapia & Návar, 2011), brindan una serie de servicios ambientales (conservación de la biodiversidad, regulación del clima, protección de cuencas hidrográficas, etc.), sociales (educación ambiental, medicina tradicional y conservación de patrimonio) y económicos (productos maderables y no maderables) (Manrique, 2022). En la Figura 2, se presentan imágenes panorámicas de los tres ecosistemas estudiados.
Muestreo
El estudio se realizó en tres tipos de ecosistemas forestales (Pino, Encino-Pino y Bosque alterado) situados sobre suelo dominante del tipo Leptosol. Los datos dasométricos fueron tomados en sitios de 250 m2 (10 m x 25 m). En cada ecosistema, se situaron 10 parcelas dentro del rango elevacional correspondiente a cada ecosistema. El tamaño de muestra (ni) considerado en cada uno de los tres ecosistemas forestales fue de 10, ya que el análisis de la varianza para el modelo con un criterio de clasificación tendrá una potencia de .80 para detectar un tamaño de efecto de 0.40 (grande de acuerdo con Cohen), cuando se trabaja con un nivel de significancia de α=.05 (Cohen, 1988). En total se levantaron 30 parcelas de muestreo en los tres ecosistemas; los sitios fueron adyacentes entre sí dentro de una parcela de 2500 m2 por cada ecosistema. Se censaron todos los individuos que presentaron Diámetro normal (Dn; cm) igual o mayor a 5 cm, midiendo el diámetro (m) de copa con orientación norte-sur y este-oeste y altura total (H; m) (Canizales-Velázquez et al., 2021).
Caracterización estructural
Con la información de campo se estimaron los parámetros estructurales (abundancia, frecuencia y dominancia relativas) y el índice de valor de importancia mediante las ecuaciones siguientes (Magurran, 2005):
Abundancia:
Donde:
Cobertura:
Dónde:
Frecuencia:
Dónde:
El cálculo del índice de valor de importancia para cada especie (IVI i ) se realizó de acuerdo a Moreno (2001), mediante la suma de los valores relativos de abundancia, dominancia y frecuencia:
Para estimar la diversidad en los ecosistemas forestales, se aplicaron los índices de Shannon [H´] y Margalef [
Dónde:
La diversidad beta se obtuvo mediante el índice de Bray-Curtis, el cual representa de manera gráfica la variación de la composición vegetal. El análisis se fundamenta en un algoritmo el cual considera la similitud al analizar las muestras mediante el cálculo en el porcentaje de similitud. Este índice se estima entre 0 y 100, donde el 100 significa que los sitios tienen la misma composición y 0 significa que no comparten especies entre ecosistemas (Bray & Curtis, 1957).
Análisis estadístico
Los valores para los índices de Shannon y Margalef fueron sometidos a un análisis estadístico para contrastar la hipótesis de normalidad de las variables y en función del resultado efectuar el análisis de varianza para el modelo con un criterio de clasificación, paramétrico o bien no paramétrico (Steel & Torrie, 1980). De acuerdo con las pruebas de Kolmogorov-Smirnov, con la corrección de Lilliefors, y Levene (Brown & Forsythe, 1974), las variables mostraron distribución normal y homogeneidad de varianzas, por lo que se procedió a realizar el análisis de varianza paramétrico. Se usó .05 como nivel de significancia.
Resultados
Composición florística
En total se encontraron 639 individuos, identificándose 12 géneros, pertenecientes a 12 familias. Respecto a los géneros, sobresalen Pinus (4), Quercus (3), Eysenhardtia (2); mientras que los géneros Agave, Arbutus, Crataegus, Juniperus, Mimosa, Berberis, Opuntia y Pistacia solo presentaron una especie.
En relación con el número de individuos por familia para los tres ecosistemas forestales bajo estudio sobresalieron: Rhamnaceae (177), Cupressaceae (162) y Pinaceae (149), seguidas de las familias Fagaceae (42), Rosaceae (38), Fabaceae (34), Asparagaceae (19) y Ericaceae (15); mientras que las familias con menos presencia fueron Berberidaceae (1), Cactaceae (1) y Anacardiaceae (1). La relación de familias, géneros y especies por ecosistema, se presentan en la Figura 3, destacando que el ecosistema de Pino presentó una mayor representación con respecto al ecosistema de Encino-Pino y al Bosque alterado.
De manera general, en el Cuadro 1 se presenta el listado de especies con su respectiva familia documentadas en los tres ecosistemas estudiados.
Cuadro 1 Nombre científico, nombre común y familia de las especies registradas en los tres ecosistemas forestales en el “Ejido Pablillo”, Galeana, Nuevo León.Table 1. Scientific name, common name, and family of the species recorded in the three forest ecosystems in "Ejido Pablillo," Galeana, Nuevo León.
| Nombre científico | Nombre común | Familia |
|---|---|---|
| Agave macroculmis | Maguey chino | Agavaceae |
| Arbutus xalapensis Kunth | Madroño | Ericaceae |
| Berberis trifoliata | Chichilcuáhuit | Berberidaceae |
| Ceanothus fendleri var. fendlerii | Gavia | Rhamnaceae |
| Crataegus sp. | Espino | Rosaceae |
| Eysenhardtia polystachya (Ortega) Sarg. | Palo azul | Fabaceae |
| Juniperus pinchotii var. erythrocarpa | Táscate | Cupressaceae |
| Mimosa sp. | Garabatillo | Fabaceae |
| Opuntia robusta H.L. Wendl. ex Pfeiff. | Nopal camueso | Cactaceae |
| Pinus arizonica Engelm. | Pino de Arizona | Pinaceae |
| Pinus pseudostrobus Lindl | Pino lacio | Pinaceae |
| Pinus teocote Schiede ex Schltdl | Pino azteca | Pinaceae |
| Pistacia mexicana Kunth. | Lantrisco | Anacardiaceae |
| Quecus polymorpha Née | Encino roble | Fagaceae |
| Quercus laceyi Small | Encino azul | Fagaceae |
| Quercus microphylla Née | Encino enano | Fagaceae |
Diversidad de especies
El análisis de la varianza no detectó diferencias significativas entre la diversidad de especies entre los ecosistemas estudiados (Cuadro 2), lo que sugiere que en los tres ecosistemas se presenta una riqueza específica y número de especies semejantes.
Cuadro 2 Resumen del análisis de la varianza para los índices de diversidad de Margalef Table 2. Summary of the analysis of variance for the Margalef and Shannon-Wiener diversity indices (n = 10).
| Índice | Estadístico | |||||
|---|---|---|---|---|---|---|
| CME | Valor F | Valor P | CV (%) | R2 ajustado | ||
| Margalef | 0.185 | 0.188 | 0.830 | 32.8 | 0.059 | |
| Shannon-Wiener | 0.081 | 1.613 | 0.218 | 25.0 | 0.041 | |
CME, Cuadrado Medio del Error; CV, Coeficiente de Variación (%); R2, Coeficiente de Determinación.
Respecto al índice de Shannon-Wiener, mostró valores promedio de 1.02 ± 0.06, 1.24 ± 0.11 y 1.15 ± 0.10 para el Bosque alterado y los ecosistemas de Pino y Encino-Pino, respectivamente. Los valores para el índice de Margalef fueron de 1.34 ± 0.12 (Encino-Pino), 1.34 ± 0.17 (Pino) y 1.44 ± 0.10 (Bosque alterado). Ambos índices presentaron un comportamiento similar en los tres ecosistemas y por tanto, significa que existe una diversidad baja. En la Figura 4 se ilustran los índices de Shannon-Wiener y Margalef por ecosistema forestal.
Similitud florística
Los resultados obtenidos del análisis de similitud mediante la técnica de Bray-Curtis, muestra un subconjunto entre los ecosistemas de Pino y el Bosque alterado con un valor de similitud de 0.51 en común. Por otra parte, el ecosistema de Encino-Pino mostró un valor relativamente bajo (0.20) (Figura 5).
Variables estructurales
En el Cuadro 3, se presentan las características dasométricas para todos los individuos presentes por ecosistema. Los resultados indican que el Bosque alterado presenta la menor cantidad de individuos, pero el mayor diámetro normal medio. En cambio, el ecosistema de Pino, que mantiene las condiciones naturales menos alteradas según el IVI (Cuadro 4), conserva el mayor número de individuos.
Cuadro 3 Valores promedio (( error estándar, n = 10) de las variables dasométricas de las especies leñosas (pino y encino) observadas en las parcelas de los diferentes ecosistemas.Table 3. Average values (± standard error, n = 10) of the dendrometric variables of woody species (pine and oak) observed in the plots of the different ecosystems.
| Característica | |||||
|---|---|---|---|---|---|
| Ecosistema | No. de individuos |
Diámetro normal (cm) |
Altura (m) |
Diámetro de copa (m2) |
Cobertura (m2) |
| Encino-Pino | 50 ( 2.00 | 32.2 ( 3.19 | 7.1 ( 0.95 | 3.5 ( 0.60 | 64.8 ( 2.37 |
| Pino | 125 ( 5.60 | 23.7 ( 1.69 | 5.2 ( 0.52 | 2.2 ( 0.27 | 54.3 ( 9.40 |
| Bosque alterado | 16 ( 0.32 | 35.2 ( 6.60 | 4.4 ( 1.83 | 5.5 ( 1.50 | 30.4 ( 12.41 |
Los datos son con referencias a parcelas de 2,500 m2 en cada ecosistema
Cuadro 4 Parámetros estructurales para las especies identificadas en el ecosistema de Pino ordenados de manera descendente de acuerdo al Índice de Valor de Importancia (IVI). Table 4. Structural parameters for the species identified in the Pine ecosystem, arranged in descending order according to the Importance Value Index (IVI).
| Especie vegetal | No. de individuos |
Abundancia relativa (%) |
Frecuencia | Frecuencia relativa (%) |
Área de copa (m2) |
Dominancia relativa (%) |
IVI (%) |
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Pinus pseudostrobus Lindl | 114 | 39.86 | 10 | 19.23 | 9.62 | 17.69 | 25.59 |
| Pinus arizonica Engelm | 7 | 2.45 | 3 | 5.77 | 36.99 | 68.07 | 25.43 |
| Juniperus pinchotii var. erythrocarpa | 72 | 25.17 | 10 | 19.23 | 2.82 | 5.2 | 16.53 |
| Ceanothus fendleri var. fendlerii | 43 | 15.03 | 8 | 15.38 | 0.12 | 0.22 | 10.21 |
| Mimosa sp. | 25 | 8.74 | 4 | 7.69 | 1.51 | 2.77 | 6.40 |
| Agave macroculmis | 13 | 4.55 | 6 | 11.54 | 0.72 | 1.32 | 5.80 |
| Quercus microphylla Née | 4 | 1.4 | 3 | 5.77 | 0.14 | 0.25 | 2.47 |
| Arbutus xalapensis Kunth | 3 | 1.05 | 3 | 5.77 | 0.09 | 0.17 | 2.33 |
| Crataegus sp. | 2 | 0.7 | 2 | 3.85 | 1.19 | 2.19 | 2.24 |
| Pistacia mexicana Kunth | 1 | 0.35 | 1 | 1.92 | 0.69 | 1.27 | 1.18 |
| Berberis trifoliata Hartw. ex Lindl | 1 | 0.35 | 1 | 1.92 | 0.3 | 0.55 | 0.94 |
| Opuntia robusta H.L.Wendl. ex Pfeiff | 1 | 0.35 | 1 | 1.92 | 0.17 | 0.31 | 0.86 |
| Total | 286 | 100 | 52 | 100 | 54.3 | 100 | 100 |
La especie Pinus pseudostrobus fue la que presentó mayor número de individuos (114) en el ecosistema de Pino (Cuadro 4), en el ecosistema de Bosque alterado (Cuadro 5) Ceneathus fendleri (132) y 28 individuos de Crataegus sp. en el ecosistema de Encino-Pino (Cuadro 6). Juniperus pinchotii presentó 81 individuos en el Bosque alterado (Cuadro 5), 72 en el ecosistema de Pino (Cuadro 4) y solo 9 en el ecosistema de Encino-Pino (Cuadro 6), siendo esta especie la más representativa, en general, en los tres ecosistemas, además de presentar altos valores del IVI en los ecosistemas de Pino y en el Bosque alterado. Del total de los 639 individuos registrados en los tres ecosistemas estudiados, el ecosistema de Pino representó el 44.8%, el Bosque alterado el 40.2% y el 15.0% en el ecosistema de Encino-Pino.
Cuadro 5 Parámetros estructurales para las especies identificadas en el Bosque alterado ordenados de manera descendente de acuerdo al Índice de Valor de Importancia (IVI).Table 5. Structural parameters for the species identified in the Altered Forest, arranged in descending order according to the Importance Value Index (IVI).
| Especie vegetal | No. de individuos |
Abundancia relativa (%) |
Frecuencia | Frecuencia relativa (%) |
Área de copa (m2) |
Dominancia relativa (%) |
IVI (%) |
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Ceanothus fendleri var. fendlerii | 132 | 51.36 | 10 | 20.83 | 0.12 | 0.03 | 24.08 |
| Juniperus pinchotii var. erythrocarpa | 81 | 31.52 | 9 | 18.75 | 0.89 | 0.24 | 16.84 |
| Quercus laceyi Small | 4 | 1.56 | 4 | 8.33 | 135.25 | 36.99 | 15.63 |
| Quercus polymoprpha Née | 5 | 1.95 | 4 | 8.33 | 103.29 | 28.25 | 12.84 |
| Pinus teocote Schiede ex Schltdl | 2 | 0.78 | 2 | 4.17 | 91.28 | 24.97 | 9.97 |
| Crataegus sp. | 8 | 3.11 | 5 | 10.42 | 2.05 | 0.56 | 4.7 |
| Mimosa sp. | 8 | 3.11 | 5 | 10.42 | 0.28 | 0.08 | 4.54 |
| Pinus pseudostrobus Lindl | 2 | 0.78 | 2 | 4.17 | 31.37 | 8.58 | 4.51 |
| Arbutus xalapensis Kunth | 5 | 1.95 | 4 | 8.33 | 0.01 | 0 | 3.43 |
| Agave macroculmis | 6 | 2.33 | 1 | 2.08 | 1.06 | 0.29 | 1.57 |
| Quercus microphylla Née | 3 | 1.17 | 1 | 2.08 | 0 | 0 | 1.08 |
| Eysenhardtia polystachya (Ortega) Sarg | 1 | 0.39 | 1 | 2.08 | 0.01 | 0 | 0.83 |
| Total | 257 | 100 | 48 | 100 | 365.6 | 100 | 100 |
Cuadro 6 Parámetros estructurales para las especies identificadas en el ecosistema de Encino-Pino ordenados de manera descendente de acuerdo al Índice de Valor de Importancia (IVI). Table 6. Structural parameters for the species identified in the Oak-Pine ecosystem, arranged in descending order according to the Importance Value Index (IVI).
| Especie vegetal | No. de individuos |
Abundancia relativa (%) |
Frecuencia | Frecuencia relativa (%) |
Área de copa (m2) |
Dominancia relativa (%) |
IVI (%) |
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Quercus laceyi Kunth | 19 | 19.79 | 8 | 21.05 | 46.37 | 71.55 | 37.47 |
| Pinus pseudostrobus Lindl | 24 | 25 | 8 | 21.05 | 7.36 | 11.36 | 19.14 |
| Crataegus sp. | 28 | 29.17 | 7 | 18.42 | 1.93 | 2.98 | 16.85 |
| Quercus polymoprpha Née | 7 | 7.29 | 3 | 7.89 | 8.84 | 13.65 | 9.61 |
| Juniperus pinchotii var. erythrocarpa | 9 | 9.38 | 6 | 15.79 | 0.25 | 0.38 | 8.52 |
| Arbutus xalapensis Kunth | 7 | 7.29 | 5 | 13.16 | 0.04 | 0.06 | 6.84 |
| Ceanothus fendleri var. fendlerii | 2 | 2.08 | 1 | 2.63 | 0.02 | 0.03 | 1.58 |
| Total | 96 | 100 | 38 | 100 | 64.8 | 100 | 100 |
De acuerdo a los resultados del IVI, las especies con mayor valor por ecosistema fueron: Pinus pseudostrobus (25.59%) y Pinus arizonica (25.43%) en el ecosistema de Pino (Cuadro 4); Ceanothus fendleri (24.08%) y Juniperus pinchotii (16.84%) en el Bosque alterado (Cuadro 5); Quercus laceyi (37.47%) y Pinus pseudostrobus (19.14%) en el ecosistema de Encino-Pino (Cuadro 6).
Discusión
La composición vegetal documentada en el presente estudio corresponde a la esperada para el tipo de vegetación evaluada, dada la presencia de los individuos del género Pinus y Quercus. Estos resultados coinciden con los realizados por Camacho-Rubio et al. (2016), quienes mencionan que las especies de Pinus y Quercus suelen presentarse en los ecosistemas forestales en el noreste de México. Similarmente, Ávila-Flores et al. (2014), reportan valores de importancia altos para el género Pinus. Leyva-López et al. (2010), detallan que la dominancia de estos géneros no limita el desarrollo y establecimiento de otras especies, por lo que es normal observar diversidad de especies correspondientes a los géneros Ceanothus, Juniperus y/o Crataegus encontrados en los ecosistemas estudiados. Luna-Robles et al. (2020), concuerdan con lo anteriormente descrito y señalan que el establecimiento de especies de diversos géneros está asociado a los ecosistemas donde predominan las especies de Pinus y Quercus, e indican que las especies de estos géneros no aseguran el establecimiento de las especies de interés, sino que brindan la oportunidad de encontrar especies de poco interés para el manejo de los ecosistemas forestales. De León Mata et al. (2013), destacan que este tipo de ecosistemas representados por especies de los géneros Pinus y Quercus suelen localizarse en sitios que superan los 2,000 msnm en zonas montañosas en laderas con diferentes pendientes y exposiciones, los cuales pueden sufrir cambios por actividades antrópicas, resultando en modificaciones en su estructura, composición y diversidad (Gao et al., 2020).
Las familias Pinaceae y Fagaceae se caracterizan principalmente por ser dominantes en las regiones montañosas del sur de Nuevo León (Manzanilla-Quijada et al., 2020). Sin embargo, los resultados encontrados en el presente estudio y lo enunciado anteriormente, varía debido a que las familias Rhamnaceae, Cupressaceae y Pinaceae son las familias con mayor presencia de manera general en los tres ecosistemas. Huffman (2006), al estudiar la composición de especies en un ecosistema forestal, documenta que la especie de Ceanothus fendleri (Rhamnaceae) suele asociarse a comunidades donde predominan las coníferas, siendo plantas que suelen establecerse a un ritmo rápido, lo que se ve reflejado en el aumento de la abundancia en los ecosistemas que se desarrollan. Estos cambios en la composición de los ecosistemas suelen presentarse debido a que la estructura es dinámica y se modifica constantemente durante el crecimiento de los árboles (Hu et al., 2020) y a las interacciones antrópicas que incluyen disturbios por tala y extracción de árboles por selección (Gadow et al., 2012), lo que se refleja en el crecimiento y desarrollo de arbustos y herbáceas, que son indicadores de alteraciones en las comunidades forestales (Waddell et al., 2020).
De acuerdo con Margalef (1973) y Magurran (2005), los valores del índice de diversidad (Figura 4) se consideran bajos (valor promedio = 1.14), ya que, según la clasificación establecida por dichos autores, se considera como diversidad baja cuando los valores son menores a 2, media entre 3 y 5, y alta cuando son superiores a 5. De acuerdo a los análisis estadísticos, los valores para dichos índices no presentan diferencias significativas entre los tres ecosistemas estudiados (Cuadro 2). Lo anterior se puede explicar debido a que la mayoría de los ecosistemas forestales en algún momento de su desarrollo fueron sometidos a manejo, lo que origina baja diversidad debido a los tratamientos silvícolas que se involucran (Hernández-Salas et al., 2013), lo cual es consistente con diversos estudios realizados para ecosistemas forestales (García-Aranda et al., 2012; Medrano-Meraz et al., 2017; Méndez Osorio et al., 2018). Este tipo de ecosistemas forestales, además suelen presentar una diversidad baja debido al gradiente elevacional en el que se desarrollan, donde los principales factores abióticos suelen ser el clima, la temperatura, la precipitación, pendiente (De León Mata et al., 2013; Sánchez-Gutiérrez et al., 2021) y tipo de suelo (McCain, 2005), lo que causa que se presentan cambios en la diversidad y estructura, aun cuando se trata de ecosistemas muy similares, ya que los requerimientos ecológicos de cada especie son diferentes (Sánchez-Gutiérrez et al., 2021). En el noreste de Nuevo León, en la Sierra Madre Oriental, los estudios florísticos en ecosistemas forestales que superan el rango elevacional de los 2000 m, con clima de tipo templado subhúmedo, precipitaciones entre 600 y 1200 mm y con una temperatura media anual de 14 a 18 °C, han presentado diversidad baja para ecosistemas con asociaciones de pino-encino (Buendía-Rodríguez et al., 2019; Quijada et al., 2020).
Los resultados del índice de Bray-Curtis (Figura 5) indica que existe una similitud media (Bosque alterado con Pino) y baja (Encino-Pino con el Bosque alterado). Este comportamiento suele asociarse a las características propias de los sitios, lo que hace que la similitud entre ecosistemas se comporte de esta manera (Domínguez Gómez et al., 2018). González-Cubas et al. (2018), al aplicar índices de similitud y analizar cuatro bosques en el sur de estado de Nuevo León, documentaron que la similitud entre sitios asociados a bosques mixtos de coníferas alberga grupos de especies dependientes, encontrando un valor medio de 44%, que de acuerdo con Clarke & Warwick, (2001) y Hao et al. (2019), estos cambios están asociados directamente con la variación de los factores abióticos, que se ven reflejados en la distribución y abundancia de especies en un ecosistema.
Los valores de IVI registrados en el presente estudio, indican que en cada ecosistema bajo estudio es diferente. En el Bosque alterado, la especie de Ceanothus fendleri presentó un mayor valor (24.08%); en el ecosistema de Pino, Pinus arizonica y P. pseudostrobus obtuvieron los valores mayores (25.43% y 25.59%, respectivamente); y en el ecosistema de Encino-Pino, Quercus laceyi presentó la mayor dominancia (37.47%) seguido de Pinus pseudostrobus (19.14%) en relación con las demás especies presentes. El estudio comparativo entre ecosistemas forestales contiguos permitió observar las variaciones florísticas de composición y estructura que ocurren entre ecosistemas forestales que tienden a compartir especies de los mismos géneros, sin embargo, en términos generales, cada ecosistema presenta diversas especies, lo que sugiere puede deberse a las actividades antropogénicas a las que están sometidos (Martínez-Antúnez et al., 2013). Ayala et al. (2022), encontraron que en los ecosistemas forestales, el género de Pinus suele presentar mayor dominancia respecto a otros géneros. En este sentido, Hernández-Salas et al. (2013), concuerdan con estos hallazgos y concluyen que factores como la fisiografía, clima y suelos de cada área suelen jugar un papel fundamental en el desarrollo de ciertas especies con preferencias específicas para su establecimiento y desarrollo, lo que permite concluir que aun tratándose de ecosistemas que comparten características y especies, cada uno presenta diferencias en cuanto al Índice de Valor de Importancia.
Conclusiones
Los ecosistemas forestales de la Sierra Madre Oriental tienen un papel muy importante, no solo por proveer a la región y comunidades de madera como materia prima para la industria, sino como sitios proveedores de servicios ambientales. Los resultados indican que, si bien este tipo de ecosistemas presentan una baja similitud y son poco heterogéneos, especies de los géneros Pinus y Quercus exhiben valores altos de importancia ecológica, siendo especies que no limitan el establecimiento y desarrollo de otras especies. Evaluar las diferencias en las comunidades forestales es esencial para valorar los cambios que pueden llegar a sufrir estas comunidades por actividades antrópicas y analizar los cambios que sufren a consecuencia del cambio climático en un periodo de tiempo largo. Los resultados de presente estudio contribuyen a tener un conocimiento más amplio sobre el estado actual de los ecosistemas forestales en el noreste de Nuevo León y a referir valores con respecto a la estructura de comunidades de este tipo.
