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Revista Chapingo serie ciencias forestales y del ambiente
versión On-line ISSN 2007-4018versión impresa ISSN 2007-3828
Rev. Chapingo ser. cienc. for. ambient vol.28 no.3 Chapingo sep./dic. 2022 Epub 08-Mar-2024
https://doi.org/10.5154/r.rchscfa.2021.09.056
Artículo científico
Valor económico del almacén de carbono en biomasa aérea de manglares de Sonora, México
1Universidad Nacional Autónoma de México, Facultad de Estudios Superiores Zaragoza. Batalla 5 de mayo s/n esquina Fuerte de Loreto, col. Ejército de Oriente. C. P. 09230. Iztapalapa, Ciudad de México, México.
2Universidad de Sonora. Carretera Bahía Kino km 21. A. P. 305. Hermosillo, Sonora, México.
3Universidad de Sonora. Av. Luis Donaldo Colosio y calle Reforma, edificio 7C. C. P. 83000. Hermosillo, Sonora, México.
Introducción:
Los manglares proporcionan bienes y servicios ambientales que mitigan el cambio climático.
Objetivo:
Estimar el valor económico de la reserva de carbono en la biomasa aérea de los manglares de Bahía del Tóbari (BT) y El Sargento en Sonora.
Materiales y métodos:
Los trabajos de campo se efectuaron en 2014 y 2015 en 16 parcelas (10 x 10 m). La biomasa de Laguncularia racemosa (L.) Gaertn, Rhizophora mangle L. y Avicennia germinans (L.) L. se determinó con ecuaciones alométricas específicas. Las reservas de carbono y las emisiones de CO2e evitadas se estimaron con los factores de conversión 0.5 y 3.7, respectivamente; estos datos constituyeron la línea base 2015. Las estimaciones del 2020 incluyeron las modificaciones en la cobertura del manglar. El valor económico se determinó con el método costo marginal de reducción del carbono.
Resultados y discusión:
La línea base 2015 indicó reservas de 52.1 MgC∙ha-1 y 191.2 tCO2e∙ha-1 para BT, y 71.7 MgC∙ha-1 y 263.2 tCO2e∙ha-1 para El Sargento. Para 2020 se estimaron emisiones evitadas de 69 368.2 tCO2e∙AT-1 (AT = 362.79 ha) en BT y 116 696 tCO2e∙AT-1 (AT = 468.32 ha) en El Sargento. Los valores económicos de dichas emisiones fueron131 799.5 USD (Banco Mundial) y 180 357.2 USD (mercado voluntario) en BT y 221 722.2 USD (Banco Mundial) y 303 409.4 USD (mercado voluntario) en El Sargento.
Conclusiones:
Las mayores estimaciones de reservas de C y valor económico se registraron en El Sargento. Con respecto a otros estudios de la región, ambos sitios tuvieron emisiones evitadas de CO2e superiores.
Palabras clave: Laguncularia racemosa; Rhizophora mangle; Avicennia germinans; carbono azul; servicios ecosistémicos.
Objective:
To estimate the economic value of the carbon stock in the aboveground biomass of mangroves in Bahía del Tóbari (BT) and El Sargento in Sonora.
Materials and methods:
Field research were conducted in 2014 and 2015 in 16 plots (10 x 10 m). Biomass of Laguncularia racemosa (L.) Gaertn, Rhizophora mangle L. and Avicennia germinans (L.) L. was determined with specific allometric equations. Carbon stocks and avoided CO2e emissions were estimated with conversion factors 0.5 and 3.7, respectively; these data represented the 2015 baseline. The 2020 estimates included changes in mangrove cover. The economic value was determined using the marginal carbon abatement cost method.
Results and discussion:
The 2015 baseline indicated reserves of 52.1 MgC∙ha-1 and 191.2 tCO2e∙ha-1 for BT, and 71.7 MgC∙ha-1 and 263.2 tCO2e∙ha-1 for El Sargento. By 2020 avoided emissions of 69 368.2 tCO2e∙TA-1 (TA = 362.79 ha) were estimated for BT and 116 696 tCO2e∙TA-1 (TA = 468.32 ha) for El Sargento. Economic values of these emissions were 131 799.5 USD (World Bank) and 180 357.2 USD (voluntary carbon market) for BT and 221 722.2 USD (World Bank) and 303 409.4 USD (voluntary carbon market) for El Sargento.
Conclusions:
The highest estimates of C reserves and economic value were recorded at El Sargento. Compared to other studies in the region, both sites had higher avoided CO2e emissions.
Keywords: Laguncularia racemosa; Rhizophora mangle; Avicennia germinans; blue carbon; ecosystem services.
Ideas destacadas:
Reserva de C línea base (2015): Bahía del Tóbari = 52.1 Mg∙ha-1, El Sargento = 71.7 Mg∙ha-1.
Mayor reserva de C: Avicennia germinans en Bahía del Tóbari y Laguncularia racemosa en El Sargento.
Emisiones evitadas de CO2e (2020): Bahía del Tóbari = 69 368.2 tCO2∙AT-1 y El Sargento = 116 696 tCO2∙AT-1.
Dichos manglares registraron mayor valor económico en el mercado voluntario que en el Banco Mundial.
Introducción
Los ecosistemas costeros como los manglares proporcionan diversos servicios ecosistémicos, entre ellos el almacenamiento de carbono (C) (Mehvar, Filatova, Dastgheib, de Ruyter van Steveninck, & Ranasinghe, 2018). Este se denomina C azul y se acumula en la biomasa y en el detritus orgánico de los sedimentos (Herrera-Silveira, 2019), donde permanece por milenios (Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza y los Recursos Naturales [UICN], 2021), por lo que contribuye a mitigar el calentamiento global (Sasmito et al., 2020).
Los manglares tienen las mayores reservas de C (386 Mg∙ha-1) en comparación con otros ecosistemas costeros como las marismas (255 Mg∙ha-1) o pastos marinos (108 Mg∙ha-1) (Howard, Hoyt, Isensee, Telszewski, & Pidgeon, 2014); sin embargo, la pérdida de los manglares disminuye la biomasa y libera CO2 y CH4 a la atmósfera, lo que revierte su capacidad de captura de C y los transforma en emisores de gases de efecto invernadero (GEI) (Troxler et al., 2015). Las modificaciones en la tasa de sedimentación, la erosión del suelo y la pérdida vegetal también ocasionan que los manglares emitan GEI en concentraciones de 66.3 % MgCO2e∙ha-1 (Kauffman, Hernández-Trejo, García, Heider, & Contreras, 2016).
De 1980 a 2005 se eliminaron 35 600 km2 de manglares (Hernández-Blanco, Costanza, & Cifuentes-Jara, 2018) a escala mundial; es decir, 20 % del área global (Rossi, Archer, Giri, & Layman, 2020). En México, la pérdida de manglar se estima en una tasa anual de 2 % para la vertiente del Pacífico y 2.8 % para el golfo de México (Hernández et al., 2016). Aun así, México es el quinto país con mayor superficie de manglar (775 555 ha), lo que representa 5 % de la cobertura mundial (Valderrama-Landeros et al., 2017) y 0.4 % de la superficie nacional (Comisión Nacional para el Conocimiento y Uso de la Biodiversidad [CONABIO], 2017). Por ello, es importante cuantificar la reserva de C en los manglares y utilizar su valor económico (VE) como estrategia de conservación (Guerra-Cano, Guerra-Martínez, Urrea-Mariño, & Romero, 2020).
El VE se define como la disponibilidad de pago por bienes o servicios o para compensar su pérdida, y se mide como el VE total (valor del servicio ecosistémico en el área ocupada por el ecosistema en un periodo determinado), el valor promedio del ecosistema por área o tiempo, y el valor marginal (valor obtenido o perdido por incrementos en la provisión de servicios ecosistémicos) (Mehvar et al., 2018).
El VE del almacén de C incluye técnicas de costos de reemplazo (se evalúa según lo que costaría reemplazar ese servicio) y costos evitados (valor del servicio ecosistémico que evade los gastos por conceptos de prevención y mitigación) (Hernández-Blanco et al., 2018). En ese contexto, los manglares ostentan un valor ecosistémico que, expresado en términos económicos, representan un incentivo para su conservación (C azul). Este puede obtenerse a través de lineamientos internacionales de la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático o nacionales como la Estrategia Nacional para la Reducción de Emisiones por Deforestación y Degradación (ENAREDD+) de bosques y selvas (Comisión para la Cooperación Ambiental [CCA], 2017). Al respecto, existen dos tipos de mercado para la captura de C: el obligatorio (regulado) y el voluntario (MV), en los que la compra de derechos de emisión de GEI ocurre en toneladas de CO2 equivalente (tCO2e) (CCA, 2017); cada tCO2e es un crédito (moneda) de C (Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación [FAO], 2010) y representa el CO2 almacenado en la biomasa y en el suelo (emisiones evitadas en la atmósfera).
Por otra parte, la compensación de C consiste en el financiamiento de proyectos para reducir las emisiones de CO2 mediante la compra de créditos de C. Dichas compensaciones tienen precio constante en el mercado regulado, pero es variable en el MV, donde está sujeto a la ley de la oferta y la demanda (López-Toache, Romero-Amado, Toache-Berttolini, & García-Sánchez, 2016). De esta manera, los precios promedio de tCO2e en el periodo 2014-2018 fueron 3.80, 3.26, 3.10, 3.17 y 3.01 USD (Ecosystem Marketplace, 2018). En el caso de América Latina, los costos de proyectos forestales y de cambio de uso de suelo se han cotizado entre 0.1 y 70 USD∙tCO2e-1 (Ecosystem Marketplace, 2018), lo que señala la oportunidad de acceso de los manglares a este tipo de financiamientos.
La importancia del estudio de los manglares de Bahía del Tóbari (BT) y El Sargento (Sonora, México) radica en que BT es un sitio reconocido regional e internacionalmente por albergar especies en peligro de extinción (Red Hemisférica de Reservas para Aves Playeras [WHSRN], 2019), mientras que El Sargento es un manglar prístino que mantiene una alta diversidad ictiológica, además de prestar variedad de servicios ecosistémicos (López-Medellín, Acosta-Velázquez, & Vázquez-Lule, 2009).
Por ello, el objetivo de este trabajo fue estimar el VE de las reservas de C de la biomasa aérea de los manglares de BT y El Sargento, Sonora (México), para que los tomadores de decisiones implementen acciones de manejo al considerar los valores ambientales y se evalúe la posibilidad de integrarlos en mecanismos de financiamiento. Lo anterior, aunado a los recientes compromisos internacionales "no condicionados" de México para reducir sus emisiones GEI para 2030 en 210 millones de toneladas métricas de CO2e (MtCO2e), sugiere que dichos manglares pueden acceder a los mercados de C bajo esquemas de conservación y mantenimiento de la biodiversidad.
Materiales y métodos
Área de estudio
El estudio se realizó en la parte norte de BT (Cuadro 1; Figura 1) y en el estero El Sargento (Figura 2) en Sonora, México. Para ambos sitios, García y CONABIO (1998) señalan un clima BW(h’)hw, muy seco y cálido con temperatura media anual >22 °C, verano cálido y régimen de lluvias intermedio entre verano e invierno. En el área se distribuyen especies de mangle blanco (Laguncularia racemosa [L.] Gaertn), rojo (Rhizophora mangle L.) y negro (Avicennia germinans [L.] L.), catalogadas como "amenazadas" en la NOM-059-SEMARNAT-2010 (Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales [SEMARNAT], 2019).
BT se caracteriza por ser un sitio de reposo, refugio y reproducción para especies marinas, aves acuáticas migratorias y residentes (WHSRN, 2019). No obstante, BT presenta deterioro porque su aporte de agua dulce se canalizó al distrito de riego 041, a la vez que recibe aguas residuales sin tratamiento, provenientes de actividades agropecuarias y urbanas (con fosfatos, nitratos y nitritos) (Domínguez, 2010). Por otra parte, El Sargento es un sitio de desarrollo, reproducción y resguardo de varias especies biológicas (López-Medellín et al., 2009), el cual muestra deterioro por contaminación y asolvamiento (Domínguez, 2010).
Cuadro 1 Características de los sitios de estudio en Sonora, México.
Manglar | Ubicación | Área total (ha) | Área de manglar 2015-2020 (ha) | Reconocimientos | Fuente |
---|---|---|---|---|---|
Bahía del Tóbari | 27° 01ˈ- 27° 07ˈ LN | 16 700 | 362.79 - 431.57 | Área de Protección de Flora y Fauna Islas del Golfo de California | Carmona et al. (2015); WHSRN (2019) |
109° 54ˈ-10° 03ˈ18" LO | Humedal Prioritario para Aves Acuáticas Migratorias en México | ||||
Humedal Prioritario para Aves Playeras en México | |||||
Área de Importancia para la Conservación de las Aves | |||||
Área Prioritaria para la Conservación Marina y Costera en México | |||||
Sitio Patrimonio Natural de la Humanidad | |||||
El Sargento | 29° 19ˈ- 29° 34" LN | 717 | 468.32 - 443.41 | Zona prístina del golfo de California | López-Medellín et al. (2009) |
112.3° - 112° 22ˈ LO |
![](/img/revistas/rcscfa/v28n3//2007-4018-rcscfa-28-03-367-gf5.png)
Figura 1 Localización de Bahía del Tóbari (Sonora, México) y cambios de cobertura 2015-2020. Fuente: elaboración propia con información de CONABIO (2021).
![](/img/revistas/rcscfa/v28n3//2007-4018-rcscfa-28-03-367-gf6.png)
Figura 2 Localización de El Sargento (Sonora, México) y cambios de cobertura 2015-2020. Fuente: elaboración propia con información de CONABIO (2021).
Estimación de la biomasa y reserva de carbono que definen la línea base 2015
El trabajo de Bautista-Olivas et al. (2018) describe con detalle la fase de campo y las estimaciones de biomasa aérea de BT y El Sargento, según la técnica de Kauffman, Donato, y Adame (2013) y las ecuaciones alométricas de Day, Conner, Ley-Lou, Day, y Navarro (1987). En cada sitio, la biomasa aérea de las especies de mangle se determinó según su densidad por unidad de área (ha), mientras que la suma de sus valores promedio indicó la biomasa por ha. Este valor se multiplicó por el factor de conversión 0.5 y con ello se obtuvo la reserva de C (Intergubernamental Panel on Climate Change [IPCC], 2013).
Las estimaciones de biomasa y de reserva de C por ha de cada sitio se extrapolaron a sus respectivas áreas totales cubiertas por manglar, determinadas por la CONABIO (2016) y cotejadas en este trabajo con imágenes satelitales Landsat 8 (Servicio Geológico de Estados Unidos [USGS], 2022) (Cuadro 2). De esta forma se establecieron las características de referencia que forman parte de la “línea base (2015)” de ambos sitios.
Estimación de biomasa aérea y reserva de carbono para 2020
La información reportada por la CONABIO (2021), que indicó la ganancia, pérdida o permanencia sin cambios del humedal, se utilizó para conocer el comportamiento del área cubierta por el manglar en ambos sitios en 2020. Dichas áreas se cotejaron con imágenes satelitales Landsat 8 (USGS, 2022) (Cuadro 2). Con base en esa información y la línea base del 2015, se recalcularon la biomasa y las reservas de C de 2020.
Cuadro 2 Características de las imágenes satelitales Landsat 8 utilizadas en la estimación de biomasa aérea y reserva de carbono.
Sitio | Fecha de adquisición | Clave |
---|---|---|
El Sargento | 09/02/2015 | LC80360402015040LGN01 |
07/02/2020 | LC80360402020038LGN00 | |
Bahía del Tóbari | 10/01/2015 | LC80340412015010LGN01 |
25/02/2020 | LC80340412020056LGN00 |
Fuente: USGS, 2022.
Emisiones evitadas de CO2e (2020) y valoración económica
Como la captura de C tiene un precio de mercado en términos de tCO2e, el contenido de C determinado se transformó en esas unidades con el factor 3.7 (Howard et al., 2014), mientras que el VE (USD) de la reserva se calculó con un método directo a través de la fórmula siguiente (Valera & Carvajal, 2014):
donde,
CO2e = emisiones evitadas (t·ha-1)
AT = área total cubierta por el manglar (ha)
Vc = costo marginal de reducción de una tCO2e (Hernández-Blanco et al., 2018).
Se consideraron los precios promedio del Banco Mundial (BM, 1.9 USD) (World Bank Group [WGB], 2019) y del MV global (2.6 USD) (Ecosystem Marketplace, 2018).
Análisis estadístico
Las diferencias estadísticamente significativas entre las medias de los contenidos de C de ambos sitios de estudio, con respecto a cada especie de mangle y a los almacenes totales, se estimaron con la prueba t-student para muestras independientes. La homocedasticidad de los datos se evaluó con la prueba F (P ≤ 0.05), para estimar heterogeneidad en las varianzas, mediante el software Statistical Package for the Social Sciences ver. 23.0 (IBM Corp. Released, 2015).
Resultados y discusión
Biomasa y reserva de carbono para la línea base del 2015
Las áreas cubiertas por manglar en BT y en El Sargento son menores que sus límites geográficos (Cuadro 1). En BT, las densidades fueron 3 162 árboles∙ha-1 y 1 147 144.8 árboles∙AT-1 (362.79 ha) con biomasa de 104.1 ± 19.0 Mg∙ha-1 y 37 756.7 ± 6 901.6 Mg∙AT-1 y dominancia de A. germinans (83.4 %) sobre R. mangle (16.6 %) (Cuadro 3).
En El Sargento, las densidades fueron 4 406 árboles∙ha-1 y 2 063 432 árboles∙AT-1 (468.32 ha); es decir, 1.4 veces más que BT (misma relación con respecto a la superficie del manglar), lo que se atribuyó a su carácter prístino. La especie L. racemosa dominó (60.1 %) sobre A. germinans (34.0 %) y R. mangle (5.8 %). La biomasa se estimó en 143.3 ± 31.9 Mg∙ha-1 y 67 119.7 ± 14 948.4 Mg∙AT-1.
Al comparar los manglares de Balandra, Zacatecas y Enfermería (Baja California Sur, México) se encontró que estos presentaron densidades arbóreas (12 924, 11 094 y 5 775 árboles∙ha-1, respectivamente) y biomasas menores (68.7, 51.7 y 29.6 Mg∙ha-1 y 1 662.5, 931.32 y 56.24 Mg∙AT-1, respectivamente) que BT y El Sargento (Ochoa-Gómez et al., 2019), lo que se relacionó con sus áreas y coberturas respectivas (24.2 ha y 66 %; 18 ha y 77 %; 1.9 ha y 14 %).
Los almacenes de C en BT se estimaron en 52.1 ± 9.5 MgC∙ha-1 y 71.7 ± 16 MgC∙ha-1 en El Sargento, mientras que las AT registraron 18 901 ± 3 446.5 MgC y 33 579 ± 7 493.2 MgC, respectivamente (Cuadro 3). Similar a la biomasa, la reserva de C en A. germinans fue 2.2 veces mayor que en R. mangle en BT, y L. racemosa fue 2.7 veces superior que A. germinans en El Sargento.
Al contrastar los valores promedio del contenido de C entre BT y El Sargento, no se encontraron diferencias estadísticamente significativas en los almacenes totales (t = 1.41; P = 0.17 y F = 0.048) y de A. germinans (t = -1.58; P = 0.12 y F = 0.82). Con R. mangle sucedió lo contrario (t = -2.57; P = 0.02 y F = 9.4 x 10-39), lo cual se asoció a la desproporción de su abundancia en BT (16.6 %) y El Sargento (5.82 %); L. racemosa se excluyó del análisis porque solo se encontró en El Sargento.
Cuadro 3 Línea base (2015): biomasa aérea (BA) y captura de carbono en manglar de Bahía del Tóbari y El Sargento, Sonora.
Especie | Densidad (árbol∙ha-1) * | Proporción (%)* | BA (Mg∙ha-1)* | Carbono en BA (MgC∙ha-1)* | Densidad (árbol∙AT-1) | Biomasa (Mg∙AT-1) | Carbono en BA (MgC∙AT-1) | Prueba t |
---|---|---|---|---|---|---|---|---|
Bahía del Tóbari | ||||||||
Avicennia germinans | 2 637 | 83.4 | 71.7 ± 10.3 | 35.9 ± 5.1 | 956 679.6 | 26 022.7 ± 3 734.0 | 13 024.2 ± 1 850.2 | a |
Rhizophora mangle | 525 | 16.6 | 32.3 ± 12.2 | 16.2 ± 6.1 | 190 465.2 | 11 734.0 ± 4 440.9 | 5 877.2 ± 2 213.0 | a |
Total | 3 162 | 100 | 104.1 ± 19.0 | 52.1 ± 9.5 | 1 147 144.8 | 37 756.7 ± 6 901.6 | 18 901 ± 3 446.5 | a |
El Sargento | a | |||||||
A. germinans | 1500 | 34.04 | 39.2 ± 10.2 | 19.6 ± 5.1 | 702 484.8 | 18 350.1 ± 4 788.5 | 9 179.1 ± 2 388.4 | a |
Laguncularia racemosa | 2 650 | 60.14 | 104.1 ± 32.3 | 52.1 ± 16.1 | 1 241 056.5 | 48 758.9 ± 15 118.8 | 24 399.6 ± 7 540.0 | - |
R. mangle | 256 | 5.82 | 0.023 ± 0.02 | 0.01 ± 0.01 | 119 890.7 | 10.6 ± 8.4 | 5.2 ± 4.2 | b |
Total | 4 406 | 100 | 143.3 ± 31.9 | 71.7 ± 16.0 | 2 063 432.0 | 67 119.7 ± 14 948.4 | 33 579 ± 7 493.2 | a |
*Fuente: Bautista-Olivas et al. (2018). AT es el área total cubierta por el manglar (Bahía del Tóbari, 362.79 ha; El Sargento, 468.32 ha). ± Error estándar de la media; intervalo de confianza 95 %. Letras distintas indican diferencias estadísticamente significativas (t de Student, P = 0.05) entre las medias de los contenidos de C de ambos sitios de estudio, con respecto a cada especie de mangle y a los almacenes totales.
Línea base (2015) - pronóstico 2020
La cobertura de manglar se modificó de 2015 a 2020 en ambos sitios de estudio; en el caso de BT se registró un aumento de 68.77 ha. Debido a que la fijación del CO2atmosférico en el manglar depende de la densidad, productividad, área basal, altura y edad de los árboles (Sitoe, Comissario, & Guedes, 2014), y ante la falta de dicha información para definir valores concretos de biomasa y de reservas de C en el área ganada en BT, esta se excluyó del pronóstico de 2020; sin embargo, para el área que permaneció constante se obtuvo una biomasa de 37 756.7 ± 6 901.6 Mg∙AT -1 y una reserva de C de 18 901.4 ± 3 447 Mg∙AT -1 (Cuadro 4). En lo que respecta a El Sargento, se registró la pérdida de 24.9 ha y reducciones de biomasa (63 548.9 ± 14 153.1 Mg∙AT -1) y reserva de C (31 792.4 ± 7 095 Mg∙AT -1) (Cuadro 4). Según Kauffman et al. (2016), la pérdida de manglar emite cantidades de GEI superiores a 66.3 %.
Cuadro 4 Estimaciones de biomasa y captura de carbono en el manglar de Bahía del Tóbari y El Sargento, Sonora, para el año 2020.
Especie | Densidad (árbol∙TA-1) | Biomasa (Mg∙TA-1) | Carbono (MgC∙TA-1) |
---|---|---|---|
Bahía del Tóbari | |||
Avicennia germinans | 956 679.6 | 26 022.7 ± 3 734.0 | 13 024.2 ± 1 850.2 |
Rhizophora mangle | 190 465.2 | 11 734.0 ± 4 440.9 | 5 877.2 ± 2 213.0 |
Total | 1 147 144.8 | 37 756.7 ± 6 901.6 | 18 901.4 ± 3 447 |
El Sargento | |||
A. germinans | 665 112.5 | 17 373.9 ± 4 533.7 | 8 690.8 ± 2 261.4 |
Laguncularia racemosa | 1 175 032.0 | 46 165.0 ± 14 314.5 | 23 101.6 ± 7 138.9 |
R. mangle | 113 512.5 | 10.1 ± 7.9 | 4.9 ± 4.0 |
Total | 1 953 657.0 | 63 548.9 ± 14 153.1 | 31 792.4 ± 7 095 |
AT es al área total cubierta por el manglar (Bahía del Tóbari, 362.79 ha; El Sargento, 443.4 ha). ±Error estándar de la media; intervalo de confianza 95 %.
Emisiones evitadas de CO2e y valoración económica (2015-2020)
En 2015, la estimación de las emisiones evitadas de CO2e en BT fue mayor en A. germinans que en R. mangle, y en conjunto sumaron 191.2 ± 41.1 tCO2e∙ha-1 y 69 368.2 ± 14 912.2 tCO2e∙AT-1 (Cuadro 5). En El Sargento, las emisiones fueron superiores en L. racemosa y menores en R. mangle; en conjunto sumaron 263.2 ± 77.8 tCO2e∙ha-1 y 123 253 ± 36 452.9 tCO2e∙AT-1. La mayor cantidad de emisiones de CO2e evitadas colocó al Sargento sobre BT.
En el 2020, los VE de las emisiones evitadas de tCO2e∙ha-1 en BT fueron 131 799.5 ± 28 333.1 USD (BM) y 180 357.21 ± 38 771.6 USD (MV) (Cuadro 5); por su abundancia, A. germinans representó la mayor contribución económica en ambos mercados (Figuras 3 y 4). Para El Sargento (2020), los VE fueron 221 722.2 ± 65 575.8 USD (BM) y 303 409.4 ± 89 735.3 USD (MV) (Cuadro 5); por su dominio, L. racemosa obtuvo el mayor VE en ambos mercados (Figuras 3 y 4). Al igual que en el 2015, BT alcanzó un precio inferior que El Sargento en ambos mercados (Cuadro 5), pese a los cambios en las AT.
Cuadro 5 Estimaciones de CO2e evitadas en los manglares de Bahía del Tóbari y El Sargento (Sonora) y valoración económica.
Especie | CO2e (tCO2e∙ha-1) | CO2e (tCO2e∙TA-1) | CO2e (tCO2e∙TA-1) | Banco Mundial (1.9 USD·tCO2e-1) | Mercado voluntario (2.6 USD·tCO2e-1) |
---|---|---|---|---|---|
2015 | 2015 | 2020 | 2020 | 2020 | |
Bahía del Tóbari | |||||
Avicennia germinans | 131.8 ± 18.7 | 47 798.8 ± 6790.4 | 47 798.8 ± 6 790.4 | 90 817.7 ± 12 901.7 | 124 276.85 ± 17 654.9 |
Rhizophora mangle | 59.5 ± 22.4 | 21 569.4 ± 8 121.8 | 21 569.4 ± 8 121.8 | 40 981.8 ± 15 431.4 | 56 080.36 ± 21 116.7 |
Total | 191.2 ± 41.1 | 69 368.2 ± 14 912.2 | 69 368.2 ± 14 912.2 | 131 799.5 ± 28 333.1 | 180 357.21 ± 38 771.6 |
El Sargento | |||||
A. germinans | 71.9 ± 18.7 | 33 687.4 ± 8 765.6 | 31 895.2 ± 8 299.3 | 60 601.0 ± 15 768.6 | 82 927.6 ± 21 578.1 |
Laguncularia racemosa | 191.2 ± 59.1 | 89 546.7 ± 27 671.8 | 84 782.8 ± 26 199.7 | 161 087.3 ± 49 779.4 | 220 435.2 ± 68 119.1 |
R. mangle | 0.04 ± 0.03 | 18.9 ± 15.5 | 17.9 ± 14.6 | 34.0 ± 27.8 | 46.5 ± 38.1 |
Total | 263.2 ± 77.8 | 123 253 ± 36 452.9 | 116 696 ± 34 513.6 | 221 722.2 ± 65 575.8 | 303 409.4 ± 89 735.3 |
Mercado voluntario (Ecosystem Marketplace, 2018); Banco Mundial (WBG, 2019). ± Error estándar de la media; intervalo de confianza 95 %.
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Figura 3 Valor económico de las emisiones de CO2e evitadas en los manglares Bahía del Tóbari y El Sargento, Sonora (2020) con base en el precio del Banco Mundial (1.9 USD∙tCO2e-1). Las barras indican el error estándar de la media; intervalo de confianza 95 %.
![](/img/revistas/rcscfa/v28n3//2007-4018-rcscfa-28-03-367-gf8.png)
Figura 4 Valor económico de las emisiones de CO2e evitadas en los manglares Bahía del Tóbari y El Sargento, Sonora (2020) con base en el precio del mercado voluntario (2.6 USD∙tCO2e-1). Las barras indican el error estándar de la media, intervalo de confianza 95 %.
La reducción de la cubierta de manglar en El Sargento implicó una pérdida de C de 1 786.4 ± 398.6 MgC∙AT-1, equivalentes a emisiones de 6 556.1 tCO2e∙AT-1 a la atmósfera, con una pérdida económica en la reserva de C de 12 458.5 ± 3684.7 USD según el BM o de 17 048.4 ± 5 042.2 USD según el MV (Cuadro 6).
Herrera et al. (2016) determinaron que el C almacenado en la biomasa de BT y El Sargento fue 1.24 veces mayor (en ambos casos) con respecto a la evaluación general de los manglares del Pacífico norte. Con fines de comparación, en este trabajo se tomaron los valores de referencia de C reportados por Herrera et al. (2016) y se estimaron las emisiones de CO2e evitadas. Así, el Pacífico Norte registró 154.47 t∙ha-1, mientras que los valores extremos correspondieron a la península de Yucatán (171.68 tCO2e∙ha-1) y el Pacífico Sur (512.52 tCO2e∙ha-1) (Cuadro 7). En tanto que los VE calculados para el Pacífico Norte fueron 401.6 USD (BM) y 293.5 tCO2e USD (MV) (Cuadro 7), las estimaciones para BT y El Sargento fueron 1.24 y 1.7 veces mayores. Después de la región del Pacífico Norte, la península de Yucatán registró los VE menores (446.4 USD∙tCO2e-1 [MV] y 326.2 USD∙tCO2e-1 [BM]) y el Pacífico Sur los mayores.
En otros manglares del Pacífico norte, como la Reserva de la Biosfera de Marismas Nacionales (Nayarit), la biomasa aérea se estimó en 361 ± 296 y 43.83 ± 21.39 Mg∙ha-1 en las zonas norte y sur, respectivamente, con reservas de 159.9 ± 132.6 y 19.73 ± 9.5 MgC∙ha-1 en el norte y 586.30 ± 486.20 y 72.34 ± 34.83 tCO2∙ha-1 en el sur (Quintero-Morales, Plata-Rocha, Olimón-Andalon, Monjardín-Armenta, & Nemiga-Antonio, 2021). Dichas biomasas son superiores con respecto a BT (104.1 ± 19.0 Mg∙ha-1) y El Sargento (143.3 ± 31.9 Mg∙ha-1), pese a que la reserva experimenta presión antrópica y frecuentes eventos hidrometeorológicos. La biomasa, las reservas de C y las emisiones evitadas de CO2 fueron mayores en la zona norte de dicha reserva, donde predominó A. germinans; dichos resultados son contrarios a los del presente estudio, ya que esta especie dominó en BT donde se registraron los valores menores.
Según Agraz-Hernández et al. (2020), el VE de las emisiones evitadas de CO2 en la reserva asciende a 4 431 826.7 USD, con base en un precio de mercado de tCO2e de 5.5 USD y un AT de 3 280 ha. Dicha superficie es superior a la de BT (362.8 ha) y El Sargento (443.31 ha), así como el precio de tCO2e considerado en este trabajo (BM y MV, 1.9 y 2.6 USD, respectivamente).
El almacén de C de la biomasa del manglar de la Bahía de Nuevas Grandes-La Isleta (en Cuba) se calculó en 13.27 t∙ha-1, y el VE del AT (2 631.3 ha) en 1 353 372.55 pesos cubanos (Díaz, González, Pérez, & Reyes, 2018), sin especificar el precio de la tCO2e. Esa reserva de C es menor que la registrada en BT y en El Sargento (52.1 ± 9.5 y 71.7 ± 16 MgC∙ha-1 respectivamente).
Cuadro 6 Pérdidas de biomasa, carbono y del valor económico de las emisiones de CO2e evitado en El Sargento, Sonora.
Manglar/Región | Carbono (MgC∙ha-1) | CO2e (t∙ha-1) | Mercado voluntario (2.6 USD·tCO2e-1) | Banco Mundial (1.9 USD·tCO2e-1) |
---|---|---|---|---|
Bahía del Tóbari | 52.1 | 191.21 | 497.1 | 363.3 |
El Sargento | 71.7 | 263.18 | 684.3 | 500 |
Pacífico Centro | 101.75§ | 373.42 | 970.9 | 709.5 |
Pacífico Norte | 42.09§ | 154.47 | 401.6 | 293.5 |
Pacífico Sur | 139.65§ | 512.52 | 1 332.5 | 973.8 |
Península de Yucatán | 46.78§ | 171.68 | 446.4 | 326.2 |
Golfo de México | 137.32§ | 503.96 | 1 310.3 | 957.5 |
Cuadro 7 Estimación de emisiones evitadas de CO2e y valor económico en los manglares de estudio y otras regiones de México (valores calculados en este trabajo a partir de Herrera et al., 2016§).
Manglar/Región | Carbono (MgC∙ha-1) | CO2e (t∙ha-1) | Mercado voluntario (2.6 USD·tCO2e-1) | Banco Mundial (1.9 USD·tCO2e-1) |
---|---|---|---|---|
Bahía del Tóbari | 52.1 | 191.21 | 497.1 | 363.3 |
El Sargento | 71.7 | 263.18 | 684.3 | 500 |
Pacífico Centro | 101.75§ | 373.42 | 970.9 | 709.5 |
Pacífico Norte | 42.09§ | 154.47 | 401.6 | 293.5 |
Pacífico Sur | 139.65§ | 512.52 | 1 332.5 | 973.8 |
Península de Yucatán | 46.78§ | 171.68 | 446.4 | 326.2 |
Golfo de México | 137.32§ | 503.96 | 1 310.3 | 957.5 |
Acceso a mecanismos de financiamiento
Para acceder a mecanismos de financiamiento es necesario demostrar que se puede aumentar la reserva de C y disminuir las emisiones de CO2 con incentivos económicos adicionales en BT y en El Sargento. Para ello, se define la línea base de C (Herold et al., 2011) y la cantidad de C almacenada en el área en cierto tiempo, con y sin proyecto (conservación, mantenimiento, rehabilitación o recuperación). La CCA (2017) destaca el financiamiento de manglares si se vincula con estrategias de mitigación y adaptación al cambio climático (contemplados en la Estrategia Nacional de Cambio Climático) y de biodiversidad (Estrategia Nacional sobre Biodiversidad), por la importancia y vulnerabilidad de ecosistemas prioritarios y por su función como "agregadores" de biodiversidad. Aunque la cuantificación de los almacenes de C edáfico es recomendable para complementar el presente estudio, ni el tipo de reservorio ni la extensión del manglar, son limitantes para solicitar financiamiento, ya que se puede gestionar bajo estrategias de mantenimiento y conservación como ocurre con los manglares de otros países (Cuadro 8).
Cuadro 8 Emisiones evitadas de CO2e en manglares y mecanismos de financiamiento.
Manglar | País | Superficie (ha) | Almacén | CO2e (t∙ha-1) | CO2e (t∙yr-1) | CO2e (t∙TA-1) | Objetivo VE | Fuente |
---|---|---|---|---|---|---|---|---|
Bahía del Tóbari | México | 431.57 | B | 191.2 | - | 69 368.2 | C | Este estudio |
El Sargento | México | 443.41 | B | 263.2 | - | 116 695.92 | C | Este estudio |
Manglares de México | México | - | B | 1 336* | - | - | SV | Herrera et al. (2016) |
Ciénaga Grande de Santa Marta | Colombia | 29 800 | B | 393.8 | - | - | SE | De la Peña, Rojas, y Dela Peña (2010) |
Ciénaga de la Virgen | Colombia | 3 025 | B | - | 2 654.22 | - | - | Carbal, Muñoz, and Solar (2015) |
Batam City | Indonesia | 115 | B | - | - | 114 623Ϸ | MDL (A, R) | CDM y UNFCCC (2019) |
Islas Bengkalis, Riau, Simeulue y Aceh | Indonesia | 1 500 a 15 000 | S, B | - | 1 000-2 000¶ | - | REDD+ (C) | Broadhead (2011) |
Bahía Gazi | Kenya | 117 | S, B | - | 2 023 | - | MV (R) | Broadhead (2011) |
Manglares de Panamá | Panama | 2 000 | NE | - | - | 885 791§ | MDL (C, R) | Broadhead (2011) |
Sine Saloum y Casamance | Senegal | 1 700 | B | - | 2 262 | 67 850.9Ϸ | MDL (R) | CDM y UNFCCC (2019) |
Almacén: B = biomasa, S = suelo, SE = sin especificar. Valor económico (VE): A = aforestación; C = conservación; MDL = mecanismo de desarrollo limpio; R = reforestación; REDD+ = programa reducción de emisiones derivadas de la deforestación y la degradación forestal; MV = mercado voluntario; SV = sin valoración económica en 30Ϸ, 25¶ y 22§ años. *Valor promedio.
Las limitaciones de este trabajo incluyen la falta de mediciones anuales de campo para generar un registro continuo de los incrementos de C en biomasa y suelo y determinar la tasa de captura anual, así como la falta de métodos estandarizados para las cuantificaciones de carbono y los VE. Este rubro cobra particular importancia porque permite el establecimiento de una línea base y la determinación de la captura de C en el tiempo que es comparable entre regiones.
Esto sugiere el desarrollo de las siguientes líneas de investigación: i) línea base de C edáfico y monitoreo continuo de C en biomasa y suelo, ya que al considerar todos los almacenes de C se tendría una evaluación integral y, con ello, un escenario completo de reserva de C y su tendencia en el tiempo; ii) VE integral de las reservas de C (biomasa y suelo) que incrementaría su costo y facilitaría su inserción en el mercado; iii) metodologías estandarizadas para el VE de este servicio ambiental, que evitaría las sub o supervaloraciones de la reserva de C y, en consecuencia, favorecería un mercado imparcial; y iv) desarrollo y cumplimiento de estrategias para acceder a mecanismos de financiamiento de C azul, que beneficiaría la conservación y mantenimiento de los servicios ecosistémicos de los manglares, entre ellos, el cambio climático.
Conclusiones
Para el 2020, en Bahía del Tóbari se estimaron emisiones evitadas de 69 368.2 tCO2e en el área total (AT) con un valor de 131 799.5 USD según el Banco Mundial y 180 357.21 USD conforme el mercado voluntario. Para el caso de El Sargento se calcularon emisiones evitadas de 116 696 tCO2e∙AT-1 con precio de 221 722.25 USD en el Banco Mundial y 303 409.39 USD en el mercado voluntario. Este trabajo establece una primera aproximación al valor económico que la reserva de C representa en los manglares estudiados. Aunque es necesario complementar con otros estudios sobre las reservas de carbono edáfico y la capacidad anual de los sistemas para mantener o incrementar el contenido de C, se estima que Bahía del Tóbari y El Sargento pueden ingresar al mercado de carbono u otros esquemas de pago por servicios ambientales, para promover su mantenimiento y conservación.
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Recibido: 01 de Septiembre de 2021; Aprobado: 07 de Junio de 2022