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Introducción
Los ecosistemas costeros brindan importantes servicios ambientales, entre los que se incluyen la protección de costas, la remoción de nutrientes y otros contaminantes del agua, el sustento de pesquerías, la conservación de la biodiversidad y altas tasas de acumulación de carbono. Se denomina carbono azul al carbono producido por ecosistemas costeros tales como manglares, marismas y praderas de pastos marinos, que se acumula como biomasa (hojas, ramas, tallos, raíces y madera), o que forma parte del detritus orgánico enterrado en el sedimento (Mcleod et al., 2011), donde puede preservarse durante largos períodos de tiempo (de siglos a milenios) (Duarte et al., 2005).
Los manglares contienen los mayores inventarios de carbono orgánico (Corg) por hectárea (386 Mg ha-1) en comparación con otros ecosistemas costeros como las marismas (255 Mg ha-1) o los pastos marinos (108 Mg ha-1) (IPCC, 2013; Howard et al., 2014). Se estima que al prevenir la pérdida y degradación de los manglares y catalizar su recuperación, podemos contribuir a compensar el 3-7% de las emisiones actuales de combustibles fósiles (un total de 7,200 Tg C año-1) en dos décadas (Nelleman et al., 2009).
A pesar de los múltiples beneficios de los ecosistemas de manglar, sus tasas de degradación y pérdida van en aumento, lo que no solo disminuye su capacidad de almacenar Corg, sino que se producen emisiones de CO2 a la atmósfera debido a la oxidación del Corg ya almacenado (CCA, 2014). La liberación de CO2 tiene consecuencias en el ciclo del carbono a nivel global (Gruber & Galloway, 2008), contribuye al calentamiento global, así como al aumento de la acidificación de las aguas de los litorales que afecta directamente a la biodiversidad y la población humana. Por tanto, examinar los flujos y preservación del Corg en los sistemas costeros es indispensable para entender mejor las implicaciones que su destrucción puede tener sobre las tendencias del cambio climático antropogénico (Xu et al., 2013) y para sustentar los programas de adaptación basadas en ecosistemas. Por ejemplo, las contribuciones nacionalmente determinadas (CND) de México frente a la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático incluyen el compromiso de alcanzar la tasa cero neta de deforestación en 2030, así como de aumentar la captura de carbono y la protección de costas mediante la conservación de ecosistemas costeros (INECC, 2016), tales como los manglares, que tienen un alto potencial de captura de carbono.
En el estado de Sinaloa (México) se encuentran cuatro especies de mangle: Rhizophora mangle (mangle rojo), Laguncularia racemosa (mangle blanco), Avicennia germinans (mangle negro) y Conocarpus erectus (mangle botoncillo). Se estima que en 2015 existía una extensión total de 81,558 ha de bosques de manglar y una tasa de desforestación de 1.08 % (Valderrama-Landeros et al., 2017). No obstante, el conocimiento sobre los flujos e inventarios de carbono azul en los sedimentos de manglar en esta zona del país es escaso. La mayoría de las evaluaciones previas del papel de los sedimentos de manglar como sumideros de carbono en México se refieren a ecosistemas en el sureste del país (e.g. Gonneea et al., 2004; Adame et al., 2013, 2018; Guerra-Santos et al., 2013; Kauffman et al., 2016; Thorhaug et al., 2019; Vázquez-Lule et al., 2019).
El presente trabajo tiene como propósito cuantificar los flujos e inventarios de carbono azul, a partir del estudio de cuatro núcleos sedimentarios recolectados en zonas de manglar, en los alrededores de la laguna costera Estero de Urías en Mazatlán, Sinaloa, y estimar las emisiones potenciales de CO2 y el costo económico asociado, en caso de alteración de los inventarios de carbono enterrado en los sedimentos, que es el reservorio donde generalmente se almacena la mayor cantidad de Corg en los manglares (Kusumaningtyas et al., 2019). Éste es el primer trabajo realizado sobre la cuantificación de inventarios de carbono azul en sedimentos de manglar de la región, dentro de una temática de interés global. La información es relevante ya que permite poner en contexto internacional la riqueza en Corg sedimentario que conservan los manglares del Estero de Urías, así como informar a la comunidad científica, los tomadores de decisiones y al público general, sobre la relevancia de su conservación como medida de adaptación ante el cambio climático.
1 Área de estudio
La laguna costera Estero de Urías está localizada en la ciudad de Mazatlán, Sinaloa, al sureste del Golfo de California (Figura 1). Es una laguna tipo III A (Lankford, 1997), de 17 km de largo y 28 km2 de superficie (Páez-Osuna et al., 1990). El clima predominante de la zona es tropical y subtropical, tipo cálido sub-húmedo con lluvias en verano (Aw0) (SMN, 2014; García, 1973) con precipitación media anual de 857.5 mm, principalmente entre junio y octubre (INEGI, 2012).
Figura 1 Sitios de recolección de núcleos sedimentarios en zonas de manglar alrededor de la laguna Estero de Urías, México.
Este sistema costero ha sido intervenido de manera considerable, de modo que se ha modificado su geomorfología, circulación y recambio de masas de agua debido a las operaciones de dragado del canal de navegación y construcción de muelles, así como por el desarrollo de los crecientes asentamientos humanos, instalaciones industriales y portuarias, y granjas camaronícolas alrededor de la laguna (Figura 1S), que han provocado la acumulación de materiales de desecho y contaminantes en su interior (Ruiz-Luna & Berlanga-Robles, 2003).
Figura 1S Localización de zonas urbanas e industriales alrededor de la Laguna Estero de Urías, México. Panel A: 1) antepuerto y canal de navegación; 2) Zona centro de la ciudad de Mazatlán, Sinaloa; 3) Isla de la Piedra; 4) área de manglar. Panel B: 5) Parque industrial Alfredo Bonfil y muelles pesqueros; 6) astilleros; 7) rastro municipal; 8) gas natural comprimido; 9) Instituto Tecnológico de Mazatlán; 10) Termoeléctrica y descarga de aguas de enfriamiento; 11) terrenos agrícolas; Panel C: 11) terrenos agrícolas; 12) estanques de acuacultura, 13) área de manglar. Los números V, VI, VII y VIII corresponden a los sitios de muestreo de este estudio.
El área más distal al mar de la laguna Estero de Urías está rodeada por un bosque de manglar que tiene una zonificación determinada por la inundación de marea. La franja de manglares está colonizada por especies Rhizophora mangle, Laguncularia racemosa, Avicennia germinans y escasamente, Conocarpus erectus. El área intermedia está colonizada por Avicennia germinans (mangle negro), que limita con una estrecha zona, intermitentemente inundada durante la marea alta y caracterizada por condiciones hipersalinas (Ruiz-Fernández et al., 2016). Otras zonas de manglar menos conservadas, localizadas hacia el extremo proximal al mar de la laguna, son regular y paulatinamente destruidas para el desarrollo de asentamientos ilegales (PROFEPA, 2018) y como medida preventiva para el control de inundaciones (Ramírez, 2019).
Materiales y métodos
Se recolectaron cuatro núcleos sedimentarios por medio de un tubo de PVC (1 m de largo y 10 cm de diámetro interno) en dos zonas de manglar en los alrededores de la laguna costera Estero de Urías en Mazatlán, Sinaloa, ambas caracterizadas por la presencia de manglar tipo borde y matorral (Figura 1; Tabla 1), en las que existen programas de monitoreo de largo plazo sobre atributos estructurales y funcionales del manglar. Los núcleos fueron extrudidos y seccionados a 1 cm de espesor, y las muestras de sedimentos se pesaron antes y después de liofilizar.
Tabla 1 Ubicación y características de sitios de muestreo en zonas de manglar en los alrededores de la laguna Estero de Urías, Sinaloa.
| Clave del núcleo |
Fecha de muestreo |
Coordenadas Latitud (°N) Longitud (°W) |
Longitud del núcleo (cm) |
Características del sitio de muestreo |
|---|---|---|---|---|
| EU-V |
17-02-2017 |
23°09’09.3” 106°20’02.7” |
71 |
Bosque de mangle negro alto (Avicennia germinans) (> 3 m) tipo borde. |
| EU-VI |
22-03-2017 |
23°09’07.9” 106°20’0.00” |
84 |
Bosque de mangle negro (A. germinans) tipo matorral. |
| EU-VII |
22-03-2017 |
23°09’19.5” 106°19’36.4” |
76 |
Bosque de mangle negro (A. germinans) tipo matorral. |
| EU-VIII | 22-03-2017 | 23°09’18.2” 106°19’34.8” |
68 | Bosque de mangle con transición de mangle rojo alto (Rhizophora mangle) (> 3 m) tipo borde y mangle negro (A. germinans) tipo matorral. |
1 Análisis de laboratorio
La distribución del tamaño de grano de los sedimentos se determinó mediante difracción de rayos láser (Malvern Mastersizer modelo 2000E). Se determinaron las concentraciones de carbono y nitrógeno (total y orgánico) mediante un analizador elemental Elementar Vario MICRO Select 2017 (precisión < 10% C, < 7% N). La composición elemental, que incluyó elementos indicadores de procedencia de terrígenos (Al, Rb, Ti y Zr), redox-sensibles (Fe y Mn) y de salinidad (Br, Cl, Na), se determinó por espectrometría de fluorescencia de rayos X (XRF) con un sistema SpectroTM Xepos-3 (precisión < 10%).
Los núcleos sedimentarios se fecharon mediante el método de 210Pb. La actividad total de 210Pb se determinó mediante el análisis de su descendiente radiactivo 210Po por espectrometría alfa (Ruiz-Fernández et al., 2009a) mediante el uso de detectores de barrera de superficie de silicio, Ortec-AmetekTM 920E (precisión < 5%). La edad de los sedimentos y las tasas de acumulación másica (TAM, g cm-2 año-1) y sedimentarias (TAS, cm año-1) se determinaron mediante el modelo de flujo constante (CF) de acuerdo a Sanchez-Cabeza & Ruiz-Fernández (2012). Los inventarios de Corg (Mg ha-1) se calcularon como la suma del producto de la densidad seca aparente, la concentración de Corg y el espesor de cada sección de los núcleos sedimentarios (Howard et al., 2014); se utilizaron las secciones más profundas de cada núcleo para extrapolar el inventario de Corg a 1 m de profundidad, asumiendo que la degradación de Corg con la profundidad es despreciable (Ruiz-Fernández et al., 2018a). Los flujos de Corg (g m-2 año-1) se determinaron a partir de la concentración de Corg y la tasa de acumulación másica (TAM, g cm-2 año-1) derivada del fechado con 210Pb (Ruiz-Fernández et al., 2011). Las incertidumbres de los inventarios y de los flujos de carbono se determinaron mediante el método de propagación cuadrática de incertidumbres.
2 Análisis estadísticos
Las diferencias entre los valores promedio de las variables para cada núcleo se evaluaron mediante un análisis de varianza (ANOVA) de una vía y la prueba post hoc de Tukey. La asociación entre variables se determinó mediante análisis de correlación de Pearson y la prueba t-de Student. Todos los análisis fueron realizados al 95% de confianza (los resultados significativos se reportan como p<0.05).
3 Emisiones potenciales y costo económico
Para estimar las emisiones potenciales de CO2 debidas a la posible perturbación de los sedimentos en los sitios de estudio, los inventarios de Corg (Mg ha-1) se convirtieron a equivalentes de CO2 por hectárea (Mg CO2eq ha-1) al multiplicar los inventarios de Corg por 3.67 (proporción del peso molecular de carbono en CO2;IPCC, 2013; Howard et al., 2014). Para cuantificar el impacto económico asociado al aumento en las emisiones de CO2 (de ahora en adelante, costo económico) debido a la perturbación de los sedimentos de manglar en la laguna Estero de Urías, seguimos la metodología de Pendleton et al. (2012), basada en el índice conocido como Costo Social de Carbono (SCC, por sus siglas en inglés). El SCC se define como el costo “actual” de una tonelada adicional de CO2 emitida a la atmósfera (Dietz, 2012), es decir, la estimación económica de los daños causados por el aumento de las emisiones de CO2 en un año determinado, que incluye, por ejemplo, daños por inundaciones y cambios en el valor de los servicios ambientales causados por el cambio climático (USEPA, 2016). Para ello, se utilizan tres modelos integrados de evaluación (IAM por sus siglas en inglés) que integran procesos climáticos, crecimiento económico y su retroalimentación. Las proyecciones se realizan bajo diferentes escenarios socioeconómicos y a diferentes tasas de descuento. Los resultados de todos los modelos (OMB, 2020) fueron utilizados para obtener el SCC para el año 2020, que es de $41.5 dólares americanos por tonelada de CO2 (USD t CO2 -1) a una tasa de descuento del 3% (USEPA, 2016).
El SCC para 2020 se multiplicó por las emisiones potenciales medias de CO2 (asociadas al inventario de Corg en los sedimentos) y por la extensión de manglar que se pierde cada año en Mazatlán (1.73%, estimado para el periodo 1992-2003, de un total de 931 ha en 2003; de la Fuente & Carrera, 2005). Para los cálculos del valor promedio y el intervalo de confianza (P=95%) del costo económico, se utilizó un método de Monte Carlo con un millón de simulaciones. En el caso de variables con incertidumbre conocida se supuso que seguían una distribución de probabilidad normal. La distribución de probabilidad del SCC es altamente asimétrica, por lo que se utilizó un método de muestreo aleatorio de la propia distribución para el método Monte-Carlo.
Resultados
1 Caracterización de los sedimentos
En los cuatro núcleos se observó una predominancia de limos (> 50 %) y porcentajes similares de todas las fracciones de tamaño de grano. La distribución del tamaño de grano en los sedimentos fue homogénea en los núcleos EU-VII y EU-VIII, en tanto que en los núcleos EU-V y EU-VI se observó un mayor contenido de arenas (> 50%) en las secciones más profundas (Figura 2).
Figura 2 Porcentaje de arcillas, limos y arenas; concentraciones de Corg y de elementos indicadores de salinidad (Na, Cl, Br), de terrígenos (Al, Ti, Rb, Zr) y redox-sensibles (Fe y Mn) en sedimentos de manglar, de la laguna Estero de Urías en Mazatlán, México.
Los intervalos generales de concentración de los elementos de origen terrígeno (Al = ~3.7-7.8%; Ti = ~0.2-1.0%; Rb = ~64-127 µg g-1; Zr = ~76.5-1254 µg g-1) y de los redox-sensibles (Fe = ~1.2-4.2% y Mn = ~186-777 µg g-1) fueron comparables en los cuatro núcleos, y todos los perfiles mostraron concentraciones decrecientes hacia las secciones más superficiales (Figura 2).
Las concentraciones de los elementos indicadores de salinidad fueron: Na (~4.9-29%), Cl (~3-23%) y Br (~46.5-401 µg g-1). Las concentraciones de Na y Cl en los núcleos EU-VI y EU-VII fueron significativamente (p< 0.05) más elevadas que las observadas en los núcleos EU-V y EU-VIII, mientras que los valores de concentración de Br fueron más altos (p< 0.05) en el núcleo EU-VI (212.4-401.4 µg g-1) que en el resto de los núcleos analizados.
Los perfiles respecto a la profundidad de las concentraciones de los elementos de origen marino (Na, Br, Cl) son similares (Figura 2), y muestran una tendencia creciente hacia la superficie de todos los núcleos (de forma más clara en los núcleos EU-VI y EU-VII). Se observó una correlación positiva significativa (p< 0.05) entre las concentraciones de Na y Cl, con coeficientes de correlación más elevados en los núcleos EU-VI y EU-VIII. Asimismo, se observó una correlación positiva significativa (p< 0.05) entre las concentraciones de los elementos Br y Cl, con los coeficientes más elevados en los núcleos EU-VI y EU-VII, los cuales se encuentran cercanos a la marisma y presentan las concentraciones más altas de Corg (Figura 1 y 2).
El intervalo general de porcentajes de Corg en los cuatro núcleos osciló entre 1.33 ± 0.11 y 17.02 ± 0.19 % (Figura 2). Las concentraciones de Corg aumentaron hacia los sedimentos más recientes en los núcleos EU-VI y EU-VII, mientras que en los núcleos EU-V y EU-VIII mostraron mínimos y máximos subsuperficiales, sin una tendencia definida.
Se observaron correlaciones positivas significativas (r> 0.5; p< 0.05) entre las concentraciones de Corg con el porcentaje de limos en los cuatro núcleos; con el porcentaje de arcillas en los núcleos EU-V y EU-VI; y con las concentraciones de los elementos indicadores de salinidad (Br y Cl en EU-V y EU-VII; Na, Br y Cl en EU-VI y EU-VIII). Se observaron correlaciones negativas significativas (r< -0.5; p< 0.05) entre las concentraciones de Corg con el porcentaje de arenas (núcleos EU-V, EU-VI y EU-VII), y con las concentraciones de los elementos terrígenos (Ti y Zr en EU-V; Ti en EU-VI; Al, Ti, Rb y Zr en EU-VII; Al, Ti y Rb en EU-VIII) y redox-sensibles (Mn en EU-V; Fe y Mn en EU-VI y Fe en EU-VII).
2 Inventarios y flujos de carbono orgánico
Los inventarios de Corg presentaron un intervalo general entre 385.8 ± 2.0 a 440.2 ± 2.5 Mg ha-1 y un valor promedio 407.7 ± 3.3 Mg ha-1(415.6 ± 4.2 Mg ha-1en EU-V, 389.3 ± 4.6 Mg ha-1 en EU-VI, 440.2 ± 2.5 Mg ha-1 en EU-VII y 385.8 ± 2.0 Mg ha-1 en EU-VIII) (Tabla 2, Figura 3).
Tabla 2 Inventarios de carbono en sedimentos de manglar (1 m de profundidad), CO2 equivalente y costo económico asociado a la emisión potencial de CO2, en la laguna Estero de Urías, México.
| Núcleo | Inventarios Corg (Mg ha-1) |
CO2 equivalente (Mg CO2 ha-1) |
Costo económico ($) (millones USD año-1) |
|---|---|---|---|
| EU-V |
416 ± 4 |
1,524 ± 15 |
1.0 (-0.1 - 5.4)* |
| EU-VI |
389 ± 5 |
1,428 ± 17 |
0.9 (-0.1 - 5.1) * |
| EU-VII |
440 ± 2 |
1,614 ± 9 |
1.1 (-0.1 - 5.7) * |
| EU-VIII |
386 ± 2 |
1,414 ± 7 |
0.9 (-0.1 - 5.0) * |
| Promedio | 408 ± 3 | 1,495 ± 12 | 1.0 (-0.1 - 5.3) * |
* Intervalo de confianza al 95%
Figura 3 Inventarios de carbono orgánico (Corg) en núcleos de sedimentos de manglar en la laguna costera Estero de Urías, México.
Las tasas de acumulación másica (TAM), utilizadas para el cálculo de los flujos de Corg, se presentan en la Tabla 3. Los datos corresponden a las secciones fechables mediante el método con 210Pb, es decir, los últimos 100 años del registro, excepto para el núcleo EUV, del cual sólo se pudieron fechar las secciones acumuladas dentro de los últimos 75 años. Los intervalos de TAM en los núcleos EU-V (0.05 a 0.14 g cm-2 año-1) y EU-VI (0.02 a 0.12 g cm-2 año-1) fueron similares, aunque más amplios que en EU-VII (0.01 a 0.06 g cm-2 año-1) pero más estrechos que en EU-VIII (0.03 a 0.37 g cm-2 año-1). Las tasas de acumulación sedimentaria (TAS) fueron: 0.08 a 0.26 cm año-1 en EU-V; 0.02 a 0.17 cm año-1 en EU-VI; 0.03 a 0.22 cm año-1 en EU-VII y 0.05 a 0.76 cm año-1 en EU-VIII. Los valores tanto de TAM como de TAS mostraron un incremento gradual con el tiempo, con los valores más altos en las secciones más recientes de los cuatro núcleos.
Tabla 3 Cronología y tasas de acumulación de sedimentos derivadas del fechado con 210Pb de núcleos sedimentarios de zonas de manglar en la laguna Estero de Urías, México (Prof= profundidad media (cm); TAM = tasa de acumulación másica (g cm-2 año-1); TAS = tasa de acumulación sedimentaria (cm año-1)).
| Prof | Año | TAM | TAS | Año | TAM | TAS |
|---|---|---|---|---|---|---|
|
Núcleo EU-V |
Núcleo EU-VI |
|||||
| 0.5 | 2017 | 0.14 ± 0.03 | 0.26 ± 0.06 | 2017 | 0.12 ± 0.02 | 0.17 ± 0.03 |
| 1.5 | 2011 | 0.13 ± 0.03 | 0.24 ± 0.06 | 2008 | 0.12 ± 0.02 | 0.17 ± 0.03 |
| 2.5 | 2007 | 0.13 ± 0.04 | 0.23 ± 0.07 | 2002 | 0.11 ± 0.02 | 0.16 ± 0.03 |
| 3.5 | 2002 | 0.12 ± 0.04 | 0.21 ± 0.06 | 1997 | 0.11 ± 0.02 | 0.28 ± 0.07 |
| 4.5 | 1998 | 0.11 ± 0.04 | 0.23 ± 0.08 | 1994 | 0.11 ± 0.03 | 0.29 ± 0.07 |
| 5.5 | 1993 | 0.11 ± 0.04 | 0.21 ± 0.08 | 1990 | 0.10 ± 0.03 | 0.26 ± 0.07 |
| 6.5 | 1988 | 0.10 ± 0.04 | 0.17 ± 0.07 | 1986 | 0.11 ± 0.03 | 0.26 ± 0.08 |
| 7.5 | 1982 | 0.09 ± 0.04 | 0.17 ± 0.08 | 1982 | 0.12 ± 0.04 | 0.24 ± 0.09 |
| 8.5 | 1976 | 0.08 ± 0.04 | 0.15 ± 0.08 | 1979 | 0.15 ± 0.07 | 0.35 ± 0.16 |
| 9.5 | 1969 | 0.07 ± 0.04 | 0.12 ± 0.07 | 1975 | 0.11 ± 0.04 | 0.20 ± 0.08 |
| 10.5 | 1961 | 0.06 ± 0.04 | 0.14 ± 0.10 | 1970 | 0.08 ± 0.03 | 0.18 ± 0.06 |
| 11.5 | 1952 | 0.06 ± 0.04 | 0.10 ± 0.08 | 1963 | 0.06 ± 0.02 | 0.13 ± 0.04 |
| 12.5 | 1942 | 0.05 ± 0.04 | 0.08 ± 0.08 | 1953 | 0.05 ± 0.01 | 0.09 ± 0.03 |
| 13.5 | ND | ND | ND | 1941 | 0.03 ± 0.01 | 0.08 ± 0.03 |
| 14.5 | ND | ND | ND | 1927 | 0.02 ± 0.01 | 0.06 ± 0.02 |
|
Núcleo EU-VII |
Núcleo EU-VIII |
|||||
| 0.5 | 2017 | 0.06 ± 0.01 | 0.14 ± 0.01 | 2017 | 0.29 ± 0.03 | 0.42 ± 0.05 |
| 1.5 | 2008 | 0.07 ± 0.01 | 0.22 ± 0.03 | 2014 | 0.35 ± 0.05 | 0.39 ± 0.05 |
| 2.5 | 2003 | 0.07 ± 0.01 | 0.18 ± 0.02 | 2012 | 0.35 ± 0.05 | 0.62 ± 0.09 |
| 3.5 | 1997 | 0.06 ± 0.01 | 0.18 ± 0.02 | 2010 | 0.36 ± 0.05 | 0.50 ± 0.07 |
| 4.5 | 1991 | 0.05 ± 0.01 | 0.16 ± 0.02 | 2008 | 0.37 ± 0.06 | 0.72 ± 0.12 |
| 5.5 | 1985 | 0.05 ± 0.01 | 0.18 ± 0.03 | 2007 | 0.37 ± 0.06 | 0.76 ± 0.13 |
| 6.5 | 1979 | 0.04 ± 0.01 | 0.13 ± 0.02 | 2005 | 0.35 ± 0.06 | 0.60 ± 0.10 |
| 7.5 | 1970 | 0.03 ± 0.01 | 0.11 ± 0.02 | 2003 | 0.32 ± 0.05 | 0.60 ± 0.10 |
| 8.5 | 1960 | 0.03 ± 0.01 | 0.09 ± 0.02 | 2002 | 0.30 ± 0.05 | 0.59 ± 0.09 |
| 9.5 | 1944 | 0.02 ± 0.01 | 0.05 ± 0.01 | 2000 | 0.27 ± 0.04 | 0.58 ± 0.09 |
| 10.5 | 1916 | 0.01 ± 0.01 | 0.03 ± 0.01 | 1998 | 0.28 ± 0.04 | 0.58 ± 0.09 |
| 11.5 | ND | ND | ND | 1997 | 0.28 ± 0.05 | 0.54 ± 0.09 |
| 12.5 | ND | ND | ND | 1995 | 0.29 ± 0.05 | 0.61 ± 0.11 |
| 13.5 | ND | ND | ND | 1993 | 0.30 ± 0.06 | 0.58 ± 0.11 |
| 14.5 | ND | ND | ND | 1991 | 0.26 ± 0.05 | 0.54 ± 0.10 |
| 15.5 | ND | ND | ND | 1989 | 0.23 ± 0.04 | 0.53 ± 0.09 |
| 16.5 | ND | ND | ND | 1987 | 0.20 ± 0.03 | 0.40 ± 0.06 |
| 17.5 | ND | ND | ND | 1984 | 0.17 ± 0.03 | 0.27 ± 0.04 |
| 18.5 | ND | ND | ND | 1981 | 0.16 ± 0.03 | 0.31 ± 0.05 |
| 19.5 | ND | ND | ND | 1978 | 0.16 ± 0.03 | 0.32 ± 0.06 |
| 20.5 | ND | ND | ND | 1974 | 0.16 ± 0.03 | 0.28 ± 0.05 |
| 21.5 | ND | ND | ND | 1971 | 0.15 ± 0.03 | 0.27 ± 0.05 |
| 22.5 | ND | ND | ND | 1967 | 0.13 ± 0.02 | 0.22 ± 0.04 |
| 23.5 | ND | ND | ND | 1962 | 0.11 ± 0.02 | 0.20 ± 0.04 |
| 24.5 | ND | ND | ND | 1956 | 0.09 ± 0.02 | 0.16 ± 0.03 |
| 25.5 | ND | ND | ND | 1948 | 0.06 ± 0.01 | 0.10 ± 0.02 |
| 26.5 | ND | ND | ND | 1938 | 0.06 ± 0.01 | 0.10 ± 0.02 |
| 27.5 | ND | ND | ND | 1928 | 0.05 ± 0.02 | 0.11 ± 0.03 |
| 28.5 | ND | ND | ND | 1918 | 0.05 ± 0.02 | 0.09 ± 0.03 |
| 29.5 | ND | ND | ND | 1907 | 0.05 ± 0.02 | 0.09 ± 0.04 |
ND = no disponible
Los flujos de Corg variaron entre 8.9 ± 5.3 a 285 ± 48 g m-2 año-1, y en todos los núcleos aumentaron gradualmente desde los inicios del siglo pasado hacia el presente, aunque las tendencias no son iguales entre los núcleos. Por ejemplo, en EU-VI los valores alcanzaron un máximo en la década de 1970, y se mantuvieron constantes hasta la fecha de muestreo; en tanto que en los núcleos, EU-VII y EU-VIII se alcanzó el valor máximo en 2006 y posteriormente los valores disminuyeron hacia las capas sedimentarias más recientes (Figura 4).
Emisiones potenciales de CO2
Las emisiones potenciales de CO2, resultado de la perturbación de los sedimentos de manglar, variaron entre 1,415 ± 7 y 1,614 ± 9 Mg de CO2 equivalente por hectárea, con un promedio de 1,495 ( 12 Mg de CO2 equivalente por hectárea. El SCC tiene como propósito mostrar los beneficios sociales de reducir las emisiones de CO2. El costo económico medio estimado para cada núcleo recolectado en el área de estudio varió entre $0.9 y $1.1 millones de USD, con un promedio de $1.0 millón de USD, cuyo intervalo de confianza al 95% es de -$0.1 a $5.3 millones de USD (Tabla 2). El intervalo de confianza del costo económico es muy amplio, debido a que el SCC se estima con base a muchos factores (e.g. costos de salud pública, precios de los alimentos o destrucción de propiedades, como resultado de los impactos del cambio climático producido por el aumento de CO2 en la atmósfera, tales como eventos climáticos extremos, dispersión de enfermedades, aumento del nivel del mar, aumento de inseguridad alimentaria; USEPA, 2016) que varían considerablemente respecto al tiempo y tienen grandes incertidumbres, lo cual causa que el SCC tenga una distribución altamente asimétrica.
Discusión
Las concentraciones de Corg en los sedimentos de la zona de manglar del Estero de Urías son comparables a las concentraciones reportadas para sedimentos de marismas asociadas a la laguna Estero de Urías y en otras lagunas costeras del estado de Sinaloa (13-23%, Ruiz-Fernández et al., 2009b); para sedimentos de laguna y sedimentos superficiales en los bordes rodeados de manglares asociados en el Estero de Urías (0.6-11.4%, Soto-Jiménez & Páez-Osuna, 2001); en sedimentos de manglar en Progreso y Dzilam en Yucatán (7.32-9.11%, Gutiérrez-Mendoza & Herrera-Silveira, 2016); así como para Nichupté y Mahahual (13.41-26.71%, Gutiérrez-Mendoza & Herrera-Silveira, 2016) y en la Reserva de la Biósfera de Sian Ka’an (1.5-35.1%, Adame et al., 2013) en Quintana Roo. No obstante, las concentraciones en los sedimentos de manglar en el Estero de Urías se encuentran por debajo de lo reportado para zonas de manglar en El Playón y Puerto Morelos en Quintana Roo (25.71-49.03%, Gutiérrez-Mendoza & Herrera-Silveira, 2016).
La disminución en el porcentaje de arenas y el aumento en el de limos en los núcleos EU-V y EU-VI en la parte más superficial de los núcleos sugiere un cambio en la hidrodinámica en estos sitios de estudio (e.g. la transición de un ambiente de mayor a menor energía). Asimismo, las concentraciones decrecientes de Ti y Zr hacia el presente (más evidente en los núcleos EU-VI y EU-VII) y la correlación significativa (p < 0.05) entre el porcentaje de arenas y las concentraciones de estos elementos indicadores de terrígenos, sugieren que la fuente de arenas rica en elementos terrígenos presenta una disminución o dilución (Martin & Whitfield, 1983). Por otro lado, el aumento en las concentraciones de Na, Cl y Br (indicadores de origen marino) hacia el presente y las correlaciones significativas (p < 0.05) entre estos elementos y el porcentaje de limos (principalmente en los núcleos EU-VI y EU-VII, recolectados en sitios cercanos a la marisma) indican la posibilidad de una mayor evaporación (Cuellar-Martinez et al., 2017) o la influencia de una paulatina transgresión marina, donde los sedimentos marinos son transportados desde el mar, durante las inundaciones (Ruiz-Fernández et al., 2018a).
En ninguno de los núcleos estudiados se observó que las concentraciones de Corg mostraran una tendencia de disminución exponencial, característica de condiciones estables de acumulación y descomposición de Corg en los sedimentos (Berner, 1980). Lo anterior podría indicar variaciones en el suministro o la tasa de degradación de carbono, aunque es posible que los cambios en las concentraciones de Corg sean resultado de las variaciones en la distribución del tamaño de grano y/o la procedencia de los sedimentos (e.g., aumento en el aporte de sedimentos terrígenos, transgresión marina reciente).
Se observó que las concentraciones de Corg en los cuatro núcleos incrementaron con el aumento del porcentaje de limos (r> 0.5, p< 0.05) o disminuyeron con el aumento del porcentaje de arenas (en EU-V, EU-VI y EU-VII; r< -0.5, p< 0.05), lo cual se debe a que los sedimentos con tamaño de grano más fino tienen mayor capacidad de adsorción de Corg, debido al aumento del área superficial por unidad de volumen (Loring & Rantala, 1992; Singh et al., 1999). La distribución del tamaño de grano varía notablemente a lo largo de los núcleos EU-V y EU-VI, lo cual denota cambios en la hidrodinámica de la zona, ocurridos hace más de 100 años.
Los cambios en las concentraciones de Corg podrían ser también el resultado de las variaciones en la procedencia de los sedimentos, ya que en los cuatro núcleos se observaron correlaciones negativas significativas (r< -0.5, p< 0.05) entre las concentraciones de Corg con la concentración de los elementos terrígenos, así como correlaciones positivas significativas (r> 0.5, p< 0.05) con la concentración de los elementos indicadores de salinidad. La disminución de las concentraciones de Corg con el aumento en la contribución de sedimentos terrígenos se debe a un aporte de material mineral de bajo contenido en materia orgánica; en tanto que el aumento de las concentraciones de Corg con el aumento del nivel del mar, es decir el aumento de las concentraciones de Corg debido al incremento de las inundaciones, podría sugerir una mayor producción de materia orgánica autóctona del manglar, ya que el desarrollo óptimo de las especies de mangle presentes en nuestra zona de estudio depende en gran medida de la influencia de mareas y la altura del perfil topográfico (Monroy-Torres et al., 2014). Ellison & Farnsworth (1993) reportaron que las plántulas de R. mangle crecen más rápido en términos de altura, diámetro, producción de hojas y biomasa en zonas de periodos largos de inundación, en comparación con las zonas donde los periodos de inundación son cortos, y que la sobrevivencia de las plántulas es baja en las zonas más altas donde la inundación es mínima.
Los valores promedio de las TAM (0.14±0.10 g cm-2 año-1) y de las TAS (0.26±0.19 cm año-1) observados en este estudio fueron comparables con los valores reportados para zonas de manglar en el sistema de Marismas Nacionales (TAM = 0.14±0.01 g cm-2 año-1 y TAS = 0.23±0.01 cm año-1; Ruiz-Fernández et al., 2018b). Asimismo, los valores promedio de TAS fueron similares a los reportados para zonas de manglar en el Golfo de México (0.24 cm año-1 en laguna de Términos; Lynch et al., 1989), dentro del intervalo de 0.2 a 0.4 cm año-1 para las lagunas de Términos, Chelem y Celestún (Gonneea et al., 2004).
La mayoría de los núcleos mostraron flujos de Corg en constante aumento entre los años 1900 y 1972; pero posteriormente se observaron cambios abruptos asociados con el aumento de la sedimentación en los núcleos EU-VI y EU-VIII, que podrían estar relacionados con modificaciones en el uso del suelo en los alrededores de la laguna Estero de Urías. Por ejemplo, entre las décadas de 1960 y 1980 se abrieron terrenos para el cultivo de palma de coco y huertos de mango (en áreas cercanas al sitio de recolección del núcleo EU-VI), y se promovió la ganadería y el desarrollo de granjas camaroneras (MIAP, 2008). En la década de 1980, debido a un cambio en el cauce del río Presidio y la construcción del aeropuerto de la Ciudad de Mazatlán, se perdió la comunicación del río Presidio con la laguna Estero de Urías, lo que podría haber ocasionado una reducción en el aporte de sedimento y de los flujos de Corg como se observa en el núcleo EU-VI, mientras que en el núcleo EU-V y EU-VII los flujos de Corg presentan un constante aumento; en el núcleo EU-VIII se observa un incremento en el aporte de Corg a las aguas de la laguna posiblemente por las granjas camaronícolas aledañas.
Los valores de los inventarios de carbono en los sedimentos de manglar en el Estero de Urías (385.8 ± 2.0 a 440.2 ± 2.5 Mg ha-1 a 1 m de profundidad) son comparables a los reportados (para inventarios a la misma profundidad) en otras zonas de manglar en México, tales como la Reserva de Biosfera de Sian Ka’an (297 ± 18 a 664 ± 78 Mg ha-1; Adame et al., 2013); en la Reserva de la Biosfera de La Encrucijada (174.8 ± 41.9 a 732.2 ± 53.8 Mg ha-1; Adame et al., 2015), y manglares de Centla entre Tabasco y Campeche (101-491 Mg ha-1, Kauffman et al., 2016); así como en otras partes del mundo, e.g. China (323.7 Mg ha-1, Wang et al. 2013; 355.25 ± 82.19 Mg ha-1; Liu et al., 2014), en la República Dominicana (262.22 ± 33.68 a 583.85 ± 173.72 Mg ha-1; Kauffman et al., 2014), en manglares de Senegal (240 ± 27 Mg ha-1, Kauffman & Bhomia, 2017), de Liberia (342 ± 13 Mg ha-1, Kauffman & Bhomia, 2017), al norte de Gabón (345 ± 12 Mg ha-1, Kauffman & Bhomia, 2017). No obstante, los inventarios de Corg en los manglares de la laguna Estero de Urías son mayores a los reportados en la Guyana Francesa (4.8-107.5 Mg ha-1; Marchand, 2017), aunque menores a los reportados en zonas de manglar de Indonesia y del sur de Gabón (191 ± 31 Mg ha-1, Kauffman & Bhomia, 2017).
Es difícil comparar los valores del costo económico de la emisión de CO2 asociado a la perturbación de los manglares de Estero de Urías, ya que en nuestro país son pocos los trabajos en los que se estiman estos costos. Los intervalos de costo económico obtenido en este estudio para los manglares de Estero de Urías ($-0.1 - 5.3 millones de USD por año) es muy inferior a algunos ecosistemas extensos, como los humedales de Victoria, Australia (valuado en $26 millones de USD por año; Carnell et al., 2018), pero del mismo orden que el de los pastos marinos en Bahía Palk y Chilika, India (valuado entre $0.2 y $2.21 millones de USD por año; Ganguly et al., 2018). Nuestras estimaciones del costo económico son conservadoras, pues no se considera el posible efecto de la emisión de metano debido a la perturbación del manglar (Pendleton et al., 2012). La “intensidad” del metano como gas de efecto invernadero (potencial global de calentamiento a 100 años, GWP100 por sus siglas en inglés) es 34 veces mayor que la del CO2 (IPCC, 2013), por lo que su consideración aumentaría el costo económico estimado. Sin embargo, no se dispone en este trabajo de información que pueda contribuir a mejorar la estimación realizada.
Pese a que los intervalos de confianza de los valores del costo económico son muy amplios, su cálculo permite hacer estimaciones del costo que significaría el daño (natural o antropogénico) al almacenamiento de Corg en los sedimentos (y la consecuente liberación de CO2 a la atmósfera), tan sólo uno de los servicios ecosistémicos relevantes que proveen los manglares. Consideramos que el costo económico debería ser integrado en la valoración de los servicios ecosistémicos que presentan los manglares, debido a su alta capacidad de preservación de Corg y por tanto, para contribuir al combate del cambio climático; no obstante, es importante resaltar que esta valoración debería seguir métodos estandarizados, que aseguren la integración e intercomparabilidad de la información en nuestro país.
Conclusiones
Se presenta la estimación de los inventarios de carbono en sedimentos de zonas de manglar en los alrededores de la laguna Estero de Urías, en la cual se determinó un almacenamiento promedio de 408 ± 3 Mg de carbono por hectárea, lo que representaría una potencial emisión de 1,495 ± 12 Mg de CO2eq por hectárea por año, en el caso de degradación o pérdida del manglar en la zona. El costo social de carbono asociado a esta pérdida estaría valuado en ~$1.0 millones de dólares por año por daños relacionados con el aumento del CO2. Una forma de mitigar las pérdidas continuas de carbono es protegiendo el ecosistema de manglar, ya que diferentes actividades antropogénicas que provocan la degradación, e.g. la agricultura, promueven la erosión de suelos, así como fluctuaciones en la humedad del suelo, lo que estimula la descomposición y la conversión en CO2 del carbono ya almacenado. Las posibles emisiones asociadas con la pérdida del manglar ponen de manifiesto la necesidad de garantizar una protección suficiente para reducir o evitar las emisiones de carbono, como parte de las estrategias nacionales e internacionales para la lucha contra el cambio climático.
