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Introducción
Los bosques de galería son comunidades forestales complejas y frágiles que cumplen un papel fundamental en términos ecológicos, hidrológicos y de biodiversidad para la conservación de la vitalidad del paisaje y los ríos (Naiman & Decamps, 1997; Vargas-Ríos, 2021). Este tipo de ecosistema provee servicios ecosistémicos, que incluyen la estabilización de bancos y la protección de la calidad del agua, el apoyo a la cadena alimentaria, control de inundaciones y el hábitat de peces y vida silvestre (Richardson et al., 2007). Siendo un ecosistema que juega un papel decisivo en el bienestar y la sostenibilidad del ambiente (Etchegaray et al., 2022).
La fisonomía y estructura de los bosque de galería es muy heterogénea, en comparación con otros tipos de vegetación circundantes, debido a que incluyen varios estratos verticales de plantas que forman espesura, o bien está constituida sólo por árboles muy espaciados, cuyas alturas varían de cuatro a 40 m (Rzedowski, 2006). Por otro lado, los patrones de distribución de las especies a nivel local están relacionados con la topografía, tal es el caso de la elevación sobre el cauce del arroyo que contribuye a la existencia de interacciones favorables de microclima y alta humedad (Naiman & Decamps, 1997).
La evaluación de la estructura y condición de los bosques de galería requieren de información detallada de la riqueza, abundancia, diversidad ecológica de los árboles y de la vegetación del sotobosque para generar estrategias de manejo que garanticen asegurar la provisión de los servicios ambientales (Eskelson et al., 2013; Méndez-Toribio et al., 2014). Cabe señalar que en este tipo de vegetación se han evaluado múltiples perspectivas científicas y aplicadas, como la hidrología, el manejo forestal, los usos de suelo, la biología, la geografía, la teledetección, la gestión y la restauración (González et al., 2015). Por lo tanto, la generación del conocimiento proporciona herramientas importantes para una amplia gama de campos y disciplinas (Dufour et al., 2019). Sin embargo, la vegetación ribereña está bajo una presión significativa de una variedad de actividades antropogénicas, como la alteración del régimen de perturbación, la regulación del caudal por represas, la contaminación, el cambio de uso del suelo, la extracción de madera, el desvío de agua, la minería, la deforestación y las especies invasoras (Alanís-Rodríguez et al., 2020; Poff et al., 2011).
A lo largo de los márgenes de los cauces, la delimitación de los bosques de galería aporta múltiples servicios ecológicos, por ejemplo, su disposición vertical en capas de vegetación es primordial para mantener la calidad del agua, amortiguar los procesos de sedimentación de los lechos de los ríos, y proporcionar protección contra la erosión de los suelos, además proveen de hábitat a la fauna silvestre (Granados-Sánchez et al., 2006).
El Estado de Durango se caracteriza por tener bosques de pino-encino en la mayor parte de su territorio, y en menor medida bosques xerófilos, matorrales y pastizales (Rzedowski, 2006). El Estado está dividido en tres regiones hidrológicas administrativas y 19 cuencas hidrológicas en las que nacen cinco importantes cauces que desembocan tanto en el Océano Pacífico, Golfo de México o al interior del país. El río Presidio forma parte de estos cuerpos de agua, naciendo en la sierra del Estado a más de 3000 msnm y desembocando en el Estado de Sinaloa (INEGI, 2020). Las partes intermedias y altas de esta cuenca han sido poco estudiadas en cuanto a la dinámica y la vegetación asociada al cuerpo de agua. El interés de su estudio se ha enfocado a temas relacionados mayormente con la agricultura y pesca (González-Elizondo et al., 2012).
La localidad El Salto, Durango se ubica en la región hidrológica Presidio San Pedro, en la parte alta de la cuenca del río Presidio en donde vive una población que asciende a 21,793 habitantes (INEGI, 2020, 2022). La vegetación en la mayor parte está formada por bosques de pino, encino y mixtos (González-Elizondo et al., 2012). Cabe señalar que históricamente las poblaciones humanas que se asientan y desarrollan sobre los márgenes de ríos y comunidades vegetales son la principal causa del deterioro y presión de este tipo de bosque ya que han sometido al ecosistema a intensas y variadas actividades, por lo que esta región no es la excepción (Richardson et al., 2007). De esta manera, resulta de vital importancia la realización un diagnóstico que permita proponer las bases para estrategias de conservación, protección y manejo de la vegetación asociada al río. Por lo cual, se requiere de estudios sobre la estructura y composición de la vegetación asociada a cuerpos de agua (Risser & Harris, 1989); considerando que los estudios enfocados a este tipo de vegetación son muy escasos o nulos en comparación con otras comunidades vegetales (Ding & Zhao, 2016).
Por lo expuesto, el objetivo fue evaluar la estructura vertical, composición y diversidad de las especies arbóreas y arbustivas de un bosque de galería en el noreste de México, con la finalidad de establecer fuentes de información importantes que permitan comprender la comunidad vegetal y la importancia de los múltiples beneficios que este tipo de ecosistemas brindan a la sociedad directa o indirectamente.
Métodos
Área de estudio
El estudio se desarrolló en el bosque de galería en el río Presidio en la localidad de El Salto, municipio de Pueblo Nuevo, Durango, perteneciente a la región hidrológica Presidio-San Pedro. La comunidad estudiada se encuentra dentro de las coordenadas geográficas UTM 456633 E 2627447 N y las coordenadas 456326 E y 2628188 N (Figura 1), dentro del área urbana y rural del municipio de Pueblo Nuevo, por lo cual presenta impactos asociados a la actividad recreativa de la población. El clima predominante es templado-subhúmedo con precipitaciones de 782 mm anuales. La temperatura media anual es de 18.5 °C (CONAGUA, 2018). La cuenca tiene una extensión de 6,479 km2, en cuanto al río Presidio, posee una longitud de 352 km; se trabajó en la parte alta con elevaciones superiores a los 2,600 msnm. La vegetación dominante de la localidad de El Salto se distribuye en 24 taxas de Pinus (46% del total nacional), 54 de Quercus (34%) y 7 de Arbutus (100%), que son los principales componentes fisonómicos de los bosques en la región. Los bosques de pino cubren 12% y se sitúan entre los 1,600 - 3,320 msnm; los de pino-encino ocupan 30% (González-Elizondo et al., 2012). Ambos tipos de vegetación son muy diversos y se desarrollan en climas templados y semifríos, así como en los semisecos templados. Presentan una gran diversidad y proporcionan grandes beneficios ecológicos y económicos (SEMARNAT, 2011).
Muestreo y toma de datos
Se establecieron de manera aleatoria 14 sitios de muestreo rectangulares de 1,000 m2 (20 x 50 m) (Alanís et al., 2020; CONAFOR, 2011) a lo largo de la ribera del cauce principal del río Presidio, en el nivel elevacional de 2,600 msnm, la superficie muestral total fue de 14,000 m2. Los sitios se establecieron en forma paralela de acuerdo con la dirección del cauce del río (Canizales-Velázquez et al., 2021). En cada sitio se midieron todos los individuos con un diámetro normal igual o mayor a 2.5 cm, como se indica en la metodología del Inventario Nacional Forestal y de Suelos (CONAFOR, 2012). Las variables dasométricas evaluadas fueron altura total (h), diámetro normal (d 1.30 m) y el diámetro de copa (d copa) que se midió en dos ejes, norte-sur y este-oeste. Para verificar la nomenclatura correcta de las especies se utilizó la plataforma Trópicos® (Tropicos, 2023).
Análisis de la información
Para evaluar la estructura horizontal de cada especie se determinó su abundancia de acuerdo con el número de individuos, la dominancia en función de su área de copa y la frecuencia con base a su presencia en los sitios de muestreo. Con estos valores se calculó el Índice de Valor de Importancia (IVI), el cual adquiere valores porcentuales en una escala del 0 al 100 (Alanís et al., 2020; Curtis & McIntosh, 1951). La riqueza y diversidad se estimaron con el índice de Margalef (DMg) que está basado en la cuantificación del número de especies presentes (riqueza específica), el índice de entropía de Shannon (H ́), el cual está basado en la distribución proporcional de la abundancia de cada especie (Magurran, 2004) y el índice de diversidad verdadera de Shannon (1D) (Jost, 2006). Las ecuaciones utilizadas para determinar los índices de diversidad y los parámetros ecológicos se muestran en la Tabla 1.
Tabla 1 Fórmulas utilizadas para determinar los índices de diversidad e indicadores ecológicos de las especies.Table 1. Formulas used to determine diversity indices and ecological indicators of species.
| Fórmula | Descripción |
|---|---|
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Di= dominancia absolutaDRi= dominancia relativa de la especie i respecto a la dominancia total |
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Fi = frecuencia absoluta FRi = frecuencia relativa de la especie i respecto a la frecuencia total Pi= número de sitios en los que está presente la especie i NS = el número total de sitios de muestreo. |
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ARi= abundancia relativa de la especie i respecto a la densidad total DRi= dominancia relativa de la especie i respecto a la dominancia total FRi= frecuencia relativa de la especie i respecto a la frecuencia total |
Para caracterizar de manera horizontal a la comunidad vegetal arbórea se generó un gráfico de clases diamétricas, para describir la estructura vertical un gráfico de clases de altura y para la estructura de la comunidad se generó una gráfica de dominancia-diversidad (Brower et al., 1998), la cual describe la relación de la abundancia absoluta de las especies en función de un arreglo secuencial, esto es, de la de mayor a la de menor abundancia (Martella et al., 2012).
Resultados
Composición del área de estudio
En total se registraron 10 especies, pertenecientes a cuatro géneros y cuatro familias. La familia con el mayor número de especies fue Pinaceae con cinco, seguida de Cupressaceae, Fagaceae con dos y Ericaceae con una especie (Tabla 2). De la lista de especies registradas, Arbutus unedo y Cupressus sempervirens son introducidas; sin embargo, ya se encuentran naturalizadas en la zona. No se encontraron individuos en el estrato arbustivo, lo cual se atribuye a las prácticas de manejo en el área de estudio que buscan favorecer individuos de alto porte para el aprovechamiento forestal.
Tabla 2 Familias y especies registradas en el área de estudio.Table 2. Families and species recorded in the study area.
| Familia | Nombre científico | Nombre común |
|---|---|---|
| Pinaceae | Pinus duranguensis Martínez | Pino alazán |
| Pinus cooperi C.E. Blanco | Pino blanco | |
| Pinus teocote Schiede ex Schltdl. & Cham. | Ocote | |
| Pinus leiophylla Schiede ex Schltdl. & Cham. | Pino prieto | |
| Pinus strobiformis Engelm. | Pino semillero | |
| Ericaceae | Arbutus unedo L. | Madroño |
| Fagaceae | Quercus rugosa Née | Encino |
| Quercus sideroxyla Humb. & Bonpl. | Encino chaparro | |
| Cupressaceae | Juniperus deppeana Steud. | Tascate |
| Cupressus sempervirens L. | Ciprés |
En la Tabla 3 se presentan los valores de abundancia, dominancia (cobertura de copa), frecuencia e índice de valor de importancia (IVI) de las familias arbóreas registradas. La familia Pinaceae fue la de mayor abundancia (197 individuos) y la de mayor índice de valor de importancia del 67.08%. La segunda familia con mayor índice de valor de importancia fue Cupressaceae, teniendo un 22.62%, ambas familias suman un 89.70% de IVI.
Tabla 3 Parámetros ecológicos de las familias arbóreas registradas en el área de estudio.Table 3. Ecological parameters of the tree families recorded in the study area.
| Familia | Abundancia (ind ha-1) | Dominancia (m2 ha-1) | Frecuencia (%) | IVI | |||
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Abs. | Rel. | Abs. | Rel. | Abs. | Rel. | ||
| Pinaceae | 197 | 75.62 | 10.57 | 84.99 | 13 | 40.63 | 67.08 |
| Cupressaceae | 49 | 18.90 | 1.42 | 11.45 | 12 | 37.50 | 22.62 |
| Fagaceae | 14 | 5.21 | 0.43 | 3.45 | 6 | 18.75 | 9.14 |
| Ericaceae | 1 | 0.27 | 0.01 | 0.10 | 1 | 3.13 | 1.17 |
| Total | 261 | 100 | 12.44 | 100 | 32 | 100 | 100 |
Donde Abs es Absoluta y Rel. es relativa.
En la Tabla 4 se muestran los valores de la abundancia, dominancia, frecuencia e índice de valor de importancia (IVI) de las especies arbóreas registradas en el área de estudio. En general, la comunidad evaluada presentó una abundancia absoluta de 261 Nha-1, con una cobertura de copa de 4363 m2ha-1. Específicamente las especies Pinus cooperi y Arbutus unedo, fueron las que presentaron los mayores y menores valores de abundancia relativa y dominancia respectivamente. El índice de valor de importancia presentó una dominancia dada por las especies de P. cooperi y P. duranguensis que en conjunto equivale al 60% de importancia ecológica. Las especies de P. strobiformis y Arbutus unedo; fueron las de menores valores de IVI con 1.26 y 0.65% respectivamente.
Tabla 4 Parámetros ecológicos de las de las especies arbóreas registradas en el área de estudio.Table 4. Ecological parameters of the tree species recorded in the study area.
| Especie | Abundancia | Dominancia | Frecuencia | IVI | |||
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Abs. N ha-1 | Rel. | Abs m2ha-1 | Rel. | Abs. | Rel. | ||
| Pinus cooperi | 117 | 44.93 | 1883.19 | 43.16 | 12 | 20.00 | 36.03 |
| Pinus duranguensis | 60 | 23.01 | 1210.73 | 27.75 | 13 | 21.67 | 24.14 |
| Cupressus sempervires* | 34 | 12.88 | 463.34 | 10.62 | 10 | 16.67 | 13.39 |
| Pinus leiophylla | 11 | 4.38 | 331.98 | 7.61 | 7 | 11.67 | 7.89 |
| Juniperus depeana | 16 | 6.03 | 165.15 | 3.79 | 6 | 10.00 | 6.60 |
| Pinus teocote | 8 | 3.01 | 157.14 | 3.60 | 4 | 6.67 | 4.43 |
| Quercus sideroxyla | 8 | 3.01 | 9.68 | 0.22 | 4 | 6.67 | 3.30 |
| Quercus rugosa | 6 | 2.19 | 60.47 | 1.39 | 2 | 3.33 | 2.30 |
| Pinus strobiformis | 1 | 0.27 | 80.78 | 1.85 | 1 | 1.67 | 1.26 |
| Arbutus unedo* | 1 | 0.27 | 0.56 | 0.01 | 1 | 1.67 | 0.65 |
| Suma | 261 | 100 | 4363 | 100 | 60 | 100 | 100 |
Abs. = absoluta, Rel. = relativa, IVI = índice de valor de importancia, N·ha-1 = Número de individuos por hectárea; m2 ha-1= metros cuadrados de cobertura de copa por hectárea.
* Especies introducidas
Distribución de las clases diamétricas
En la Figura 2 de clases diamétricas muestra que la mayor abundancia se registró en los individuos de 10 cm de diámetro normal con 80 Nha-1, seguido de las clases diamétricas 20, 30 y 40 con 76 Nha-1, 47 Nha-1 y 28 Nha-1 respectivamente. Se observa una tendencia decreciente en la abundancia de individuos conforme aumenta el diámetro de éstos, siendo las categorías de 60 y 70 cm las que presentaron la menor abundancia con 6 Nha-1 y 1 Nha-1 respectivamente (Figura 2).
Figura 2 Distribución de las categorías diamétricas para la vegetación arbórea del bosque de galería en el río Presidio.
La Figura 3 de clases de altura no presentó una tendencia conforme aumenta o disminuye la altura de los individuos; mostrando heterogeneidad entre las mismas. Las clases 5, 10 y 20 m son las que presentan mayor densidad de individuos con 61, 69 y 64 Nha-1 respectivamente, siendo en conjunto el 74.32% de la comunidad (Figura 3); mientras que el resto de las clases diamétricas presenta una baja densidad, siendo la clase 30 la de menor representatividad en la comunidad con tan solo el 0.38%.
Figure 3. Distribution of height classes for the tree vegetation of the gallery forest in the Presidio River.
Figura 3 Distribución de clases de altura para la vegetación arbórea del bosque de galería en el río Presidio.
La Figura 4 (rango/abundancia) describe de manera gráfica la relación entre la abundancia y las especies ordenadas en categorías de la de mayor a la de menor abundancia (Villarreal et al., 2006). La distribución de las especies muestra que la diversidad-abundancia presenta una tendencia exponencial negativa, con un número pequeño de especies abundantes y una alta proporción de especies poco abundantes, lo que se refleja a través de una curva de jota invertida. En la Figura 4 se aprecia que Pinus duranguesis y Pinus cooperi presentan mayor abundancia, las cuales son especies nativas de la Sierra Madre Occidental (SMO), siendo esta última endémica de México.
Figura 4 Gráfico dominancia-diversidad de la vegetación arbórea del bosque de galería del río Presidio.
De acuerdo con el análisis de diversidad alfa, la comunidad vegetal analizada presentó una riqueza de 10 especies, un índice de diversidad de Margalef (DMg) de 1.53, un índice de entropía de Shannon de 1.59, y un índice de Simpson de 0.27.
Discusión
En el área estudiada el género Pinus fue el que figuró en mayor proporción, lo anterior ha sido reportado por diferentes estudios en los bosques de Durango (Alonso-Torrens et al., 2016; Graciano-Ávila et al., 2017; Zúñiga Vásquez et al., 2018). Cabe señalar que el número de especies registradas son similares a las encontradas por varios autores para bosques templados los cuales pueden variar de 5 a 13 especies (Avila-Flores et al., 2012; Encina-Domínguez et al., 2016).
En los sitios evaluados no se encontraron especies particularmente dominantes, lo que coincide con lo planteado por Holguín-Estrada et al., (2021) para un bosque de galería en el Estado de Chihuahua. Aunado a lo anterior, Treviño et al., (2001), Mata et al., (2020) y Alanís et al., (2022) mencionan que es común que en los bosques de galería no exista una dominancia clara para ninguna especie, aunque especies como Populus deltoides subsp. wislizeniiy, y Platanus occidentalis, muestran una alta capacidad de colonización ya que sus semillas son dispersadas por el viento (Treviño et al., 2001).
Cupressus sempervirens es una especie nativa del Mediterráneo y en México se cultiva como planta ornamental (Kostapoulou et al., 2010; UNAM, 2024). En la región de El Salto, Durango, esta especie ha sido establecida con los mismos fines, lo anterior podría ser la razón de su presencia en el área de estudio.
Los valores obtenidos de abundancia absoluta son relativamente bajos (261 Nha-1) en comparación con otros estudios realizados en bosques de galería, por ejemplo, Canizales et al., (2010) para un bosque de galería con poco grado de antropización registraron un total de 970 Nha-1 y a su vez Alanís-Rodríguez et al., (2020) reportaron 2187 N ha-1 en un bosque de galería de difícil acceso y sin alteración aparente. La abundancia de la vegetación presenta similitud a lo reportado por Caballero Cruz et al., (2022), quienes estimaron 267 y 273Nha-1 para dos comunidades arbóreas de un bosque templado ubicado en el centro de México, lo cual podría atribuirse al efecto de las actividades que se llevan a cabo en las áreas. Por lo anterior, Alanís-Rodríguez et al., (2020) señalan que las actividades antropogénicas pueden cambiar o modificar el paisaje en cuanto a la abundancia de especies, lo cual ha sido reportado por Hernández-Salas et al., (2013) y Holguín-Estrada et al., (2021) para comunidades cercanas a los 2100 msnm. Particularmente en el área de estudio el manejo forestal puede ser el factor clave que favorece al desarrollo de ciertas especies de interés económico en la región, principalmente las pertenecientes al género Pinus (Luna Robles et al., 2020; Valenzuela & Granados, 2009).
La familia Pinaceae presentó el valor más alto en dominancia relativa (84.99%), mientras que el más bajo fue para la familia Ericaceae (0.10%). Flores Morales et al. (2022) evaluaron la diversidad y estructura arbórea de un bosque templado bajo manejo en Durango, México, obteniendo el 63 y 2.23% de dominancia relativa para las familias Pinaceae y Ericaceae, respectivamente, lo cual es similar a lo reportado en el presente estudio. Las especies con mayor dominancia relativa fueron Pinus cooperi Blanco y Pinus duranguensis Martínez con 43.16 y 27.75%, respectivamente, esto difiere con lo obtenido por Aguilar Luna (2018), quien reportó 0.43% para una especie de pino en bosque de galería en Puebla, además, menciona que lo más común a lo largo de los bosques de galería es que no exista una dominancia estricta para ninguna especie.
La familia Pinaceae obtuvo el mayor valor de IVI. Diversos autores han reportado a esta familia como una de las de mayor importancia en bosques templados Manzanilla et al. (2020), Silva-García et al. (2021) y Villela-Suárez et al. (2021). Las especies que presentaron valores superiores en el IVI fueron Pinus cooperi (36.03%) y Pinus duranguensis (24.14%), este último valor fue similar a lo obtenido por Holguín-Estrada et al., (2021) para la misma especie (20.4%) en un bosque de galería y por Rascón-Solano et al., (2022) (55.93%) para bosques templados del noroeste y noreste de México respectivamente. Cuando una especie alcanza un valor de importancia destacado, es indicador de una clara dominancia ecológica, y es común que unas cuantas especies, con valores de importancia más altos, representen las poblaciones más significativas de los ecosistemas (Guzmán-Lucio, 2009; Manzanilla et al., 2020).
Los índices de diversidad se calculan para comparar la diversidad y abundancia de especies en diferentes condiciones a una escala similar; cuanto mayor es su número, más alta será su riqueza y diversidad. El valor obtenido para el índice de entropía de Shannon (H´) (1.59) puede clasificarse como bajo si se tiene en cuenta que valores menores a 2 se consideran bajos y superiores a 3 son considerados altos (Shannon, 1948); lo cual indica que no existe homogeneidad en la abundancia de las especies. El resultado es similar a los obtenidos por Alanís et al. (2008); Graciano-Ávila et al. (2017) para bosques templados y por (Holguín-Estrada et al. 2021) para un bosque de galería en el estado de Chihuahua, México. La riqueza de especies del índice de Margalef (1.53) se considera baja ya que los inferiores a 2.00 son considerados como baja diversidad y los superiores a 5.00 se consideran como indicativos de alta diversidad (Margalef, 1972); resultados similares reportaron (Alanís-Rodríguez et al., 2012; Graciano-Ávila et al., 2017; López-Hernández et al., 2017) para comunidades de bosques templados.
Aunado a lo anterior en estas zonas el manejo forestal puede influir sobre la diversidad de especies ya que, por lo general, el objetivo de la aplicación de los tratamientos silvícolas es promover el establecimiento de las especies con mayor interés económico derivando a tener una masa forestal más uniforme (García et al., 2019; Hernández, 2007).
Referente a la distribución de las clases diamétricas, los resultados del presente estudio presentaron una tendencia negativa respecto a las variables de densidad y abundancia, lo cual coincide con (Canizales-Velázquez et al., 2021) quienes mencionan que este comportamiento es debido a la densidad del arbolado joven respecto al arbolado en etapa de madurez, lo anterior puede estar atribuido a los efectos del manejo forestal implementados en la zona.
A pesar de que García et al. (2019) plantean que los estudios para evaluar las características estructurales de las comunidades en México han crecido exponencialmente, aún son insipientes los estudios respecto a los bosques de galerías, principalmente en la Sierra Madre Oriental.
Conclusiones
La comunidad vegetal evaluada presenta valores estructurales de abundancia, dominancia (cobertura de copa) e índice de valor de importancia similares a los de un bosque templado y no a los de un bosque de galería, lo anterior se atribuye a las prácticas de manejo forestal que están enfocadas a la producción maderable de árboles de grandes dimensiones. Las clases diamétricas indican un estado de regeneración activo donde existe un alto número de ejemplares de porte bajo, lo que confirma el gráfico de clases diamétricas, al presentar varios pisos de altura. Los índices de riqueza y diversidad son similares a otros bosques templados de altitudes similares.
La estructura de la vegetación arbórea del bosque de galería estudiado indicó un bajo número de especies de forma general y casi nula representación de especies indicadoras de cuerpos de agua. Las especies con mayor IVI fueron Pinus cooperi y P. duranguensis. Las variables diversidad, abundancia y dominancia también mostraron bajos valores, siguiendo una tendencia negativa respecto a las clases diamétricas y de alturas, indicando una vegetación heterogénea con mayor número de individuos en las categorías inferiores.
Asimismo, estos resultados podrían contribuir a los estudios de la vegetación riparia en otras localidades de la región que compartan características similares. Permitiendo de esta manera tener una referencia sobre la dinámica de la vegetación y de los cambios a futuro que pudieran presentar; lo cual permitirá crear herramientas para la toma de decisiones tanto para la restauración de la vegetación ribereña como para las elaboraciones de los planes de manejos en la parte alta del río Presidio.
