López-López, Martínez-Trinidad, Benavides-Meza, García-Nieto, and Ángeles-Pérez: Reservorios de biomasa y carbono en el arbolado de la primera sección del Bosque de Chapultepec, Ciudad de México



Introducción

Los bosques urbanos están conformados principalmente por el arbolado de alineación y el ubicado en áreas verdes en los límites de las ciudades (Benavides-Meza, 1989). El componente arbóreo es uno de los más importantes del ecosistema urbano en comparación con otros elementos del paisaje, ya que aporta beneficios económicos y sociales tales como: recreación, atenuación del ruido, reducción de gastos de atención médica, ahorros en el consumo de energía, mejora de la salud mental, incremento en el valor de viviendas, entre otros (Benavides-Meza, 1989; Akbari, Davis, Dorsano, Huang y Winnett, 1992; Harris, Clark y Matheny, 2004; Livesley, McPherson y Calfapietra, 2016). Además, el bosque urbano provee diversos servicios ecosistémicos, entre los que destaca la remoción de contaminantes atmosféricos, la fijación de carbono, regulación y modificación del microclima, captación de agua de lluvia y control de escorrentías, contribuyendo así a mejorar la calidad de vida de sus habitantes (Akbari et al., 1992; Heisler, 1986; Harris et al., 2004; Livesley et al., 2016).

Un servicio que adquirió gran relevancia por la necesidad de mitigar los efectos del calentamiento global es la captura de C (CO2) por las plantas y su transformación a biomasa (McPherson y Simpson, 1999; Rügnitz-Tito, Chacón-León y Porro, 2008; Liu y Li, 2012). Además, los árboles en paisajes urbanos aportan humedad al ambiente y, cuando están en la ubicación adecuada, regulan la incidencia de energía solar y la velocidad del viento; esto resulta en una modulación de la temperatura del microclima, que produce ahorro del consumo de electricidad para calentar o enfriar edificaciones (Nowak, 1994; McHale, McPherson y Burke, 2007). Por lo tanto, los árboles son depósitos naturales de C y contribuyen a reducir las emisiones de gases de efecto invernadero relacionadas con la generación de energía (Nowak, 1994; McPherson y Simpson, 1999).

El interés por cuantificar los reservorios de C en los bosques urbanos es creciente, con el fin de valorar su potencial en la mitigación en la emisión de los gases de efecto invernadero y así reducir su efecto en el cambio climático (McHale et al. 2007; Timilsina, Escobedo, Straudhammer y Brandeis, 2014). Estas estimaciones se basan en ecuaciones de volumen, biomasa o carbono o ambos, en función de el diámetro y la altura total del árbol (Nowak, 1994; McHale et al. 2007), o mediante imágenes obtenidas a través de percepción remota (Liu y Li, 2012). Los bosques urbanos conforman depósitos abundantes de C y contribuyen al proceso de mitigación, ya que capturan CO2 y lo fijan como biomasa (McPherson y Simpson, 1999; Aguaron y McPherson, 2012). Por ejemplo, Liu y Li (2012) estimaron que el C almacenado en arbolado ubicado dentro del tercer anillo vial de la ciudad de Shenyang (3.5% de la superficie total) equivale a 3.02% de las emisiones por combustibles fósiles anuales y la captura puede mitigar 0.26% de las emisiones totales anuales. Nowak, Greenfield, Hoehn y Lapoint (2013) cuantificaron un reservorio de 643 millones de megagramos en el bosque urbano de los Estados Unidos, con base en datos de 28 ciudades y seis estados.

En México, hay pocos estudios sobre los reservorios y la captura de C en las áreas verdes urbanas y no se ha cuantificado su contribución dentro de las acciones de mitigación de las ciudades (Velasco-Rodríguez et al. 2014). La disponibilidad de ecuaciones alométricas para todas las especies plantadas es una de las limitantes para la estimación precisa de C en los bosques urbanos (McPherson y Simpson, 1999). Al emplear ecuaciones de tipo general, se debe considerar que estas se hayan desarrollado en condiciones edafoclimáticas similares al sitio de estudio, con árboles de dimensiones semejantes e incluso se validen con datos de biomasa de un conjunto de árboles del área obtenidos por el método destructivo (Rügnitz et al. 2008), o a través de modelos alométricos desarrollados a partir de la medición de las dimensiones de algunas ramas y la determinación de su biomasa, o mediante índices estructurales de la copa basados en la teoría fractal que son de utilidad para describir la arquitectura de los árboles (no destructivos) (Dobbs, Hernández y Escobedo, 2011; López-López, Martínez-Trinidad, Benavidez-Meza, García-Nieto, y de los Santos-Posadas, 2017).

La cuantificación de reservorios de arbolado urbano con ecuaciones derivadas en ambientes naturales debe ajustarse porque las condiciones ambientales para el desarrollo de los árboles son diferentes en las ciudades (McPherson y Simpson, 1999; McHale, Burke, Lefsky, Pepper, y McPherson, 2009). En virtud de que se han registrado sobre o subestimaciones significativas en la biomasa de árboles urbanos al utilizar ecuaciones de bosque naturales, es recomendable usar modelos generados con árboles urbanos para obtener estimaciones más precisas (Nowak, 1994; McHale et al. 2009).

Para incrementar la capacidad de mitigación del calentamiento global deberá conocerse cómo la estructura y la composición de especies del arbolado urbano influyen en su potencial para capturar y almacenar CO2 (Nowak, Stevens, Sisinni y Luley, 2002; Escobedo, Varela, Zhao, Wagner y Zipperer, 2010; Timilsina et al. 2014). Sin embargo, aún se requieren estudios para conocer el potencial de reserva de los bosques urbanos que coadyuven a definir estrategias de manejo que contribuyan a la reducción de gases de efecto invernadero en la atmósfera. Por ejemplo, la contabilización del potencial de captura de C en bosques urbanos como el de Chapultepec (686.01 ha) y su relación con la estructura y composición de la masa arbórea permitirá estructurar un manejo que favorezca la captura y almacenamiento de C en zonas urbanas similares o aledañas. Además, la cuantificación de los servicios ambientales que provee el arbolado urbano, contribuye a valorarlo en términos tangibles y sustentar políticas públicas que promuevan su mantenimiento, así como la apertura de nuevos espacios con vegetación.

Objetivos

El objetivo del presente estudio fue cuantificar el C aéreo almacenado en el arbolado de la primera sección del Bosque de Chapultepec, ya que, por su extensión, se espera que el reservorio sea representativo respecto a la cantidad de CO2 emitido de manera local. Además, se propuso comparar la estimación de biomasa aérea para la especie dominante a través de ecuaciones alométricas desarrolladas, una en ambientes naturales donde se distribuye la especie y otra en ambientes urbanos, con la hipótesis de que el segundo modelo proporcionará una mejor estimación de la biomasa.

Materiales y métodos

Área de estudio

La primera sección del Bosque de Chapultepec está situada en la delegación Miguel Hidalgo de la Ciudad de México y abarca 274.08 ha a una altitud entre 2240 m y 2280 m; presenta un clima templado subhúmedo con lluvias en verano (Programa Universitario de Estudios sobre la Ciudad [PUEC], 2002; Gobierno del Distrito Federal [GDF], 2006). Con base en un muestreo sistemático, se estima que el arbolado de esta sección está conformado por cerca de 55 000 ejemplares pertenecientes a 110 especies arbóreas, de las cuales Ligustrum lucidum W.T. Aiton, Fraxinus uhdei (Wenz.) Lingelsh. y Hesperocyparis lusitanica (Mill.) Bartel son las más abundantes (PUEC, 2002; GDF, 2006).

Muestreo e inventario del arbolado

Se obtuvieron datos derivados de inventarios independientes del arbolado de la primera sección, efectuados por la Comisión Nacional Forestal (CONAFOR) y el Instituto Nacional de Investigaciones Forestales Agrícolas y Pecuarias (INIFAP) entre 2008 y 2014. En virtud de lo anterior, se aplicó un muestreo por conglomerados unietápico, en el que se definieron 37 conglomerados a través de una zonificación operativa del área de estudio (áreas de carácter técnico-administrativas para su manejo). Se seleccionaron al azar 11 zonas operativas (conglomerados) que contaban con un censo de su arbolado, las cuales congregaron una superficie de 49.73 ha y representaron 27.32% del total de área verde (182 ha). Los conglomerados incluían tanto bosquetes como arbolado de alineación con diferente densidad, por lo que se consideraron representativos (Fig. 1).

Figura 1

Zonificación de la superficie muestreada en el área de estudio.

2448-7597-mb-24-03-e2431620-gf1.png

AQ = Acceso Quebradora, M-ACH = Milla-Acceso Chivatito, AG = Acceso Gandhi-Grutas, JB = Jardín Botánico, PA = Parque La Amistad, HM = Histórico Monumental y PL = Puerta de Leones.

En los inventarios del Inifap y la Conafor se midieron los árboles con diámetro a la altura del pecho (DAP) mayor a cinco cm (Pearson, Brown y Birdsey, 2007). El número de individuos de cada taxón se determinó a partir de los registros de especie por conglomerado y con el DAP se calculó el área basal (AB) para determinar su densidad (Ecuación 1).

(1)
AB=π4DAP2

La densidad y dominancia relativa de las especies se determinaron para calcular el índice de valor de importancia (IVI) y su valor relativo (IVIR = IVI/2), con el fin de jerarquizar su dominancia (Ecuaciones 2 a 6) (Lozada-Dávila, 2010; Zarco-Espinosa, Valdez-Hernández, Ángeles-Pérez y Castillo-Acosta, 2010):

(2)
Índice de importancia=Densidad relativa(%) +Dominancia relativa(%)

(3)
Densidad relativa(%)= Densidad absoluta de cada especieDensidad absoluta todas las especies*100

donde:

(4)
Densidad absoluta= Número de individuos de la especie iÁrea muestreada

(5)
Dominancia relativa(%)= Dominancia absoluta de cada especieDominancia absoluta todas las especies*100

donde:

(6)
Dominancia absoluta= AB de la especie iÁrea muestreada

Estimación del reservorio

Para cuantificar la biomasa aérea de las especies registradas se efectuó la revisión bibliográfica de ecuaciones alométricas. En 13 taxones se emplearon fórmulas de volumen de árboles urbanos y se aplicaron factores de conversión a peso fresco (Tabla 1), así como una constante de 0.56 para calcular el peso seco (Pillsbury, Reimer y Thompson, 1998; McPherson, Simpson, Peper y Aguaron, 2008; McHale et al. 2009). Se utilizaron las ecuaciones propuestas por Jenkins, Chojnacky, Heath y Birdsey (2003), que incluyen varias especies presentes en el área de estudio, entre estas la fórmula “mixed hardwood” que se empleó en los individuos muertos, con una reducción de 3% o 15% por la ausencia de follaje o de ramas, respectivamente. Esta reducción se relaciona con el peso seco que por lo general aportan esos componentes del árbol (Pearson et al. 2007) (Material suplementario).

Tabla 1

Número de individuos, densidad, dominancia e IVIR de las especies presentes en el arbolado de 49.73 ha del área de estudio.

Especie Número de individuos Densidad relativa (%) Área basal (m2) Dominancia relativa (%) IVIR (%)
Fraxinus uhdei 3615 25.42 369.75 26.47 25.95
Ligustrum lucidum 3735 26.26 336.87 24.12 25.19
Hesperocyparis lusitanica 2384 16.76 118.28 8.47 12.62
Taxodium mucronatum 337 2.37 114.78 8.22 5.29
Eucalyptus globulus 158 1.11 95.14 6.81 3.96
Pinus sp. 706 4.96 26.78 1.92 3.44
Eucalyptus camaldulensis 380 2.67 45.89 3.29 2.98
Casuarina equisetifolia 442 3.11 31.80 2.28 2.69
Phoenix canariensis 122 0.86 55.03 3.94 2.40
Jacaranda mimosifolia 324 2.28 27.38 1.96 2.12
Liquidambar styraciflua 227 1.60 11.96 0.86 1.23
Eucalyptus sp. 149 1.05 18.59 1.33 1.19
Schinus molle 43 0.30 21.95 1.57 0.94
Otras (89) 1601 11.26 122.42 8.77 10.01
Total 14 223 100 1396.64 100.00 100.00

Siete individuos de F. uhdei se seleccionaron al azar a partir de un listado de árboles del sitio de estudio, en proporción a la cantidad de ejemplares registrados en cuatro categorías diamétricas definidas entre 5 cm y 80 cm de DAP. Los individuos seleccionados (12.5 cm y 69.0 cm de DAP) se cosecharon para cuantificar su biomasa, se seccionaron en sus diferentes compartimientos (tronco, ramas y follaje) y se pesaron en una báscula con capacidad de 6 kg y resolución de 0.2 g. En los árboles mayores a 30 cm de DAP, el volumen del tronco se estimó a través de la cubicación de las trozas mediante la fórmula de Smalian (Ecuación 7) y la densidad se determinó a partir de cuatro secciones de madera de cada ejemplar.

(7)
Volumen=S1+S22L

donde

S1 =

superficie de la sección inicial

S2 =

superficie de la sección final

L =

longitud de la troza

De cada individuo se tomaron siete muestras de follaje y cuatro de madera de tronco y ramas, para secarlas en una estufa a 70 °C por 48 h o hasta obtener peso constante y calcular el peso seco. La relación peso fresco: peso seco de cada compartimento del árbol se utilizó para estimar la biomasa y la suma del peso seco de todos los componentes constituyó la biomasa total de cada ejemplar (Acosta-Mireles, Vargas-Hernández, Velázquez-Martínez y Etchevers-Barra, 2002). Los valores de biomasa se compararon con las estimaciones de una ecuación generada en bosques naturales (Ares y Fownes, 2000) y otra en áreas verdes urbanas por (Pillsbury et al. 1998). La ecuación con la mejor aproximación se eligió para efectuar la estimación del reservorio de esta especie.

Para la cuantificación del C se emplearon relaciones alométricas (Material suplementario), o una vez determinada la biomasa se le aplicó el factor de conversión de 0.47 recomendado por el Intergovernmental Panel on Climate Change [IPCC] (2006). Para F. uhdei se utilizó un valor de 0.45, que fue la proporción media de contenido de C obtenida de 24 muestras de tronco, ramas y follaje de los ejemplares cosechados, analizadas con el determinador Shimadzu A500 en el Laboratorio de Química Ambiental del Colegio de Postgraduados.

Los reservorios de biomasa y C aéreos se estimaron por especie y zona inventariada y este último se multiplicó por la constante de conversión de 3.67 para conocer la porción de carbono [3.67 es la porción de C en la molécula de CO2] (McPherson y Simpson, 1999). Para definir si las características físicas (porte y talla) de las especies tienen repercusiones en el almacén, se realizó un análisis de correlación de Pearson entre el índice de IVIR y el aporte de C de cada taxón.

A partir de los contenidos de biomasa y C aéreos (Mg ha-1) registrados en los 11 conglomerados, se estimaron las medias y desviaciones estándar a través de un estimador de razón, debido a que los conglomerados eran de tamaño desigual (Ecuaciones 8 y 9).

(8)
Estimador de la media(X̄)=R^=inXiinMi

donde:

Xi=

valor de la característica X en el conglomerado i de la muestra

Mi=

número de unidades elementales (individuos) en el conglomerado i

n=

número de conglomerados en la muestra

(9)
D^E^(X̄)=1-fnM̄2inXi2+R^2inMi2-2R^inXiMi

donde:

f =

la fracción muestral n/N

n M̄2 =

número total de unidades elementales en la muestra

Xi =

valor de la característica X en el conglomerado i

R^ =

estimador de la media (estimador de razón)

Mi =

unidades elementales en el conglomerado i

Los totales de los reservorios en las áreas verdes de la primera sección, sus desviaciones estándar e intervalos de confianza de 95% se calcularon mediante las ecuaciones 10 - 12:

(10)
Estimador del total(X^)=NM̄nM̄inXi

donde:

NM̄ =

número total de las unidades elementales en la población

nM̄ =

número total de las unidades elementales en la muestra

Xi =

valor de la característica X en el conglomerado i

(11)
D^E^(X^)=N2(1-f)n(n-1)inXi2+R^2inMi2-2R^inXiMi

donde:

f =

fracción muestral n/N

N =

número de conglomerados en la población

Xi =

valor de la característica X en el conglomerado i

Mi =

unidades elementales en el conglomerado i

R^ =

estimador de la media

(12)
Intervalo de confianzaIC(X̄)=X̄±tn-1(α/2)D^E^(X̄)

donde:

X̄ =

estimador del total o media muestral

D^E^(X̄) =

estimador de la desviación estándar de la media o total muestral

Por último, se realizó una comparación descriptiva entre el reservorio de C promedio estimado en este bosque urbano y los registrados en otras áreas verdes de ciudades del mundo, para analizar su almacenamiento.

Resultados

Composición de especies y reservorios

En 49.73 ha se contabilizaron 14 223 individuos arbóreos pertenecientes a 102 especies y 229 árboles muertos en pie. De acuerdo con el índice de valor de importancia relativo (IVIR), F. uhdei, L. lucidum y H. lusitanica son las más dominantes, ya que componen cerca de 64% del arbolado y, en conjunto con T. mucronatum, Eucalyptus globulus, Pinus sp., E. camaldulensis, C. equisetifolia, Phoenix canariensis, Jacaranda mimosifolia, Liquidambar styraciflua, Eucalyptus sp. y Schinus molle, representan 90% de la masa arbolada evaluada (Tabla 1). Aunque L. lucidum presentó un mayor número de árboles, F. uhdei obtuvo el porcentaje de IVIR más alto, ya que posee individuos de mayor tamaño, como lo indica su área basal. Por tanto, este índice es un indicador más robusto que la abundancia para definir la dominancia (Lozada-Dávila, 2010).

Las estimaciones de biomasa de la ecuación de Pillsbury et al. (1998) en ambientes urbanos (California, E.U.A.) fueron similares a los valores registrados en los árboles de F. uhdei cosechados. En contraste, la fórmula desarrollada en un bosque natural (Ares y Fownes, 2000) cuantificó 53.54% más de biomasa que la de Pillsbury et al. (1998) en individuos con DAP mayores a 30 cm (Fig. 2), por lo cual en la cuantificación se empleó la de ambientes urbanos.

Figura 2

La estimación de biomasa de F. uhdei a través de ecuaciones generadas en un bosque natural (Ares y Fownes, 2000) y en uno urbano (Pillsbury et al. 1998), con los valores observados en árboles del área de estudio (n = 7).

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En la superficie inventariada se cuantificó un reservorio de 6617.4 Mg de biomasa aérea y 3067.4 Mg de C. Los valores medios por individuo arbóreo fueron de 0.458 Mg ± 0.062 Mg de biomasa y 0.212 Mg ± 0.029 Mg de C. Cerca de 80% del depósito de C está consignado en los individuos de F. uhdei (29.8%), H. lucidum (23%), T. mucronatum (9.19%), E. globulus (8.38%), H. lusitanica (5.78%) y E. camaldulensis (3.72%). El coeficiente de correlación de Pearson entre el IVIR de cada taxón y su contribución en el reservorio de C fue 0.962 (p ≤ 0.001) e indica una alta relación positiva entre ambos. F. uhdei, T. mucronatum y las especies de eucalipto, de portes altos en su madurez (Calderón y Rzedowski, 2001; Martínez-González, 2008), contribuyen con un mayor depósito en proporción a su dominancia (IVIR). En contraste, H. lucidum y J. mimosifolia, de portes pequeños (Martínez-González, 2008), generaron un menor aporte con respecto a su IVIR. H. lusitanica fue la excepción, con una menor contribución a pesar de que puede medir hasta 30 m de altura (Calderón y Rzedowski, 2001), lo cual se debe a que 59.73% de sus ejemplares eran juveniles (DAP ≤ 20 cm). En P. canariensis, se observó un aporte de C incipiente en comparación a su IVIR (Fig. 3).

Figura 3

Índice de valor de importancia relativo (IVIR) y reservorio de C de las principales especies arbóreas registradas en el área de estudio

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Densidad y reservorio de carbono

En los 11 conglomerados hubo variaciones en el depósito de C, con valores de 92.1 Mg ha-1 (Parque Gandhi) a 39.9 Mg ha-1 (Acceso Quebradora) (Tabla 2). Esto se debe a que el arbolado de Parque Gandhi presentó una gran cantidad de árboles de grandes dimensiones (DAP de hasta 148 cm) y un alto valor de AB; mientras que la segunda zona poseía en su mayoría ejemplares de J. mimosifolia y L. lucidum, con diámetros inferiores a los 82 cm y una menor densidad.

Tabla 2

Área, número de individuos, área basal, densidad y reservorios de biomasa y C por hectárea, registrados en 11 zonas inventariadas en el área de estudio.

Zona (conglomerado) Área (ha) Número de individuos por hectárea Densidad de área basal (m2 ha-1) Biomasa (Mg) Carbono (Mg) Carbono (Mg ha-1)
Parque Tamayo** 12.99 283.9 25.55 1481.4 693.2 53.3
Parque Gandhi** 10.74 321.0 38.51 2173.0 1011.3 94.1
Los Pinos** 8.48 506.7 29.96 1182.2 551.3 65.0
Jardín Botánico** 3.81 167.1 19.96 333.5 154.0 40.4
Histórico Monumental** 3.07 153.8 28.90 307.8 141.1 46.0
Puerta de Leones** 2.40 208.1 26.00 292.9 129.2 53.8
La Milla-Acc. Chivatito* 2.69 153.6 19.99 293.7 133.2 49.4
Acc. Gandhi-Grutas* 1.79 175.8 24.64 204.9 94.8 52.9
Lago Mayor** 1.66 143.9 23.28 164.2 73.5 44.3
Parque La Amistad** 1.61 234.5 20.10 142.1 66.2 41.1
Acc. Quebradora* 0.48 283.9 20.62 41.1 19.1 39.9

* =arbolado de alineación,

** =áreas verdes o bosquetes

Se cuantificó un reservorio de 11 225.7 Mg de C en la biomasa aérea del arbolado ubicado en las áreas verdes (182 ha) de la primera sección del Bosque de Chapultepec, lo que equivale a 35 255.3 Mg de CO2 capturado (Tabla 3). El contenido de C promedio estimado en la primera sección (61.68 Mg ha-1) está dentro de los intervalos registrados en bosques urbanos de otras ciudades del mundo y solamente fue menor al valor medio calculado por Nowak et al. (2013) para 28 ciudades y seis estados de EE.UU. (76.9 Mg ha-1) (Tabla 4). Esta área verde obtuvo un menor almacenamiento por unidad de superficie que la vegetación de la zona periurbana de la Ciudad de México en 1996 (80.02 Mg ha-1), conformado por bosques de A. religiosa, Pinus sp. y Quercus sp. (Butrón-Madrigal et al. 2004) (Tabla 4).

Tabla 3

Estimación de los reservorios y contenido promedio de biomasa y C en el área de estudio.

Variable Parámetro Estimado D^E^ Intervalo de confianza (95% de confiabilidad)
Biomasa aérea Contenido promedio (Mg ha-1) 133.06 14.49 (100.78 - 165.34)
Reservorio (Mg) 24 217.40 2423.62 (18 817.32 - 29 617.47)
Carbono aéreo Contenido promedio(Mg ha-1) 61.68 6.77 (46.59 - 76.76)
Reservorio (Mg) 11 225.70 1132.37 (8702.66 - 13 748.74)

[i] D^E^ = estimador de la desviación estándar de la media muestral

Tabla 4

Comparación del reservorio y contenido de C estimados en el área de estudio con los registrados en el suelo de conservación de la Ciudad de México y en bosques urbanos de ciudades del mundo.

Sitio Área (ha) Reservorio de C (Mg) Contenido de C (Mg ha-1) Referencias
Media Intervalo
Primera sección del Bosque de Chapultepec, Ciudad de México 182.00 11 225.8 61.7 39.9 - 92.1 Este estudio
Leipzig, Alemania 5824.00 352 000 11.8 4.0-98.3 Strohbach y Haase (2012)
28 ciudades y 6 estados, EUA* - 643 000 000 76.9 31.4 - 141.4 Nowak et al. (2013)
Shenyang, China* 0.01 337.0 33.2 13.1 - 50.1 Liu y Li (2012)
Suelo de conservación de la Ciudad de México 35 485 3 850 519.9 80.0 49.3 - 137.7 Butrón-Madrigal et al. (2004)

* Incluyen una reducción de 20% de la biomasa aérea y el reservorio de biomasa subterránea (26% de la biomasa aérea).

Discusión

La abundancia de especies observada es similar a la señalada por el PUEC (2002), que registró una riqueza de 110 especies en la primera sección y L. lucidum, F. uhdei y H. lusitanica fueron las más frecuentes.

La mejor estimación de la biomasa de F. uhdei, proporcionada por el modelo desarrollado en ambientes urbanos (Pillsbury et al. 1998), con respecto al de bosques naturales (Ares y Fownes, 2000), se debe en parte a la forma de la ecuación alométrica, pues de acuerdo con Feldpausch et al. (2012), las fórmulas que solo consideran el diámetro tienden a sobrestimar la biomasa en clases diamétricas superiores, mientras que las que incluyen la altura por lo regular proporcionan estimaciones con un menor grado de error. Además, la utilización de ecuaciones generadas en ambientes urbanos para hacer una cuantificación más precisa de los reservorios se ha recalcado durante los últimos años (McHale et al. 2009; Aguaron y McPherson, 2012). Por ejemplo, al emplear ecuaciones de bosques naturales Nowak (1994) determinó una sobrestimación de 20% respecto a los valores reales en 30 especies de árboles urbanos de Oak Park (Illinois, EUA). McHale et al. (2009) registraron subestimaciones de 96% y sobrestimaciones de hasta 109% en 11 especies arbóreas de Fort Collins, Colorado; que resultó en una diferencia de 60% en la cuantificación de la biomasa. Para este estudio, en seis de las 13 especies que conformaron 90% del arbolado y en siete de los 94 taxones restantes se utilizaron ecuaciones de árboles urbanos (McPherson y Simpson, 1999; Velasco et al. 2014). Puesto que estas fórmulas se generaron con árboles urbanos de Estados Unidos., cuyas condiciones de crecimiento pueden ser similares a las del área de estudio, se espera que proporcionen una estimación aceptable. En solo 15 taxones se utilizaron ecuaciones desarrolladas en México, debido a la carencia de fórmulas.

De las especies registradas, 57.84% son exóticas, por ello se emplearon relaciones alométricas generadas en su país de origen o en EE.UU. Si bien el uso de estas ecuaciones proporciona cierta incertidumbre, se debe considerar que para las especies más frecuentes, el reservorio de C tuvo cierta correspondencia con el IVIR que es una medida de la dominancia de las mismas. Para mejorar las estimaciones de los reservorios de biomasa y C, es necesario desarrollar ecuaciones con árboles urbanos, sobre todo para las que figuran entre las especies más frecuentes en el arbolado de la Ciudad de México.

Nowak et al. (2002) señalan que los árboles longevos y de grandes tallas en la madurez, tienen mayor potencial para almacenar C que los de corta vida y portes pequeños. Tal situación se presenta en el área de estudio y la Colonia Escandón de la Ciudad de México, donde la mayor parte del reservorio está consignado en los ejemplares de F. uhdei, H. lusitanica y T. mucronatum (Velasco et al. 2014). El porte y periodo de vida de las especies arbóreas son criterios adicionales a considerar en la selección, con el fin de potenciar la capacidad de captura y almacenamiento de C, sin dejar de valorar sus otras características, como la tolerancia y capacidad de adaptación a factores adversos que les permiten sobrevivir en un ambiente urbano (Harris et al. 2004; Scharenbroch, 2012).

En congruencia con otros estudios (Nowak, 1994; Nowak et al. 2002; Liu y Li 2012; Timilsina et al. 2014), los resultados muestran que el almacén de biomasa y C es afectado por la estructura y composición de especies, ya que los mayores reservorios se registraron en las áreas más densas y con la mayor proporción de árboles de grandes dimensiones.

En comparación con los bosques urbanos de algunas ciudades, la primera sección constituye un reservorio de C importante, ya que presentó un contenido alto. Cabe aclarar que las estimaciones de estas urbes tienen una reducción de 20% de la biomasa aérea por emplear ecuaciones de bosques naturales, pero un aumento de 26% para incluir la parte subterránea (Aguaron y McPherson, 2012; Scharenbroch, 2012; Nowak et al. 2013). En el presente estudio por falta de información no se incluyó el sistema radical, aunque este componente puede representar de 16% a 41% de la parte aérea en función de las condiciones del suelo (Strohbach y Haase, 2012).

El menor almacenamiento de C por unidad de superficie estimado en esta área verde, con respecto al indicado en la vegetación de la zona periurbana de la Ciudad de México, coincide con lo registrado por Escobedo et al. (2010), quienes en un estudio realizado en Miami-Dade, Florida, registraron un mayor reservorio y capacidad de captura de C en el bosque periurbano, conformado por rodales de pino-encino y manglares, en comparación con el arbolado ubicado dentro de la ciudad.

El depósito de C estimado para todo el arbolado de la primera sección representa solo 0.13% del total de emisiones de gases de efecto invernadero liberados en el año 2012 en la Zona Metropolitana de la Ciudad de México (30.7 Mg de CO2 equivalente) y 0.17% de las 24.6 Mg de CO2 equivalente del sector energético, que genera 80% de las emisiones (Velasco-Rodríguez et al., 2014). Sin embargo, el almacén de C por hectárea en la biomasa aérea del arbolado del área de estudio (226.4 Mg ha-1 de CO2) representa 92.39 % de las emisiones anuales por unidad de superficie en la Colonia Escandón, Miguel Hidalgo (245 Mg ha-1 de CO2), que presenta altos valores de emisión de CO2 y se ubica cerca del área de estudio (Velasco et al., 2014). Tales cifras resaltan la necesidad de potenciar la captura de C del arbolado urbano mediante el mejoramiento de las áreas verdes ya existentes y la apertura de nuevos espacios con vegetación que contribuyan a la sustentabilidad de esta ciudad. El potencial de captura y almacenamiento de C se puede incrementar con un manejo adecuado de la composición de especies y el área basal del arbolado, además de proporcionar un mantenimiento adecuado que favorezca el crecimiento de los árboles (McPherson y Simpson, 1999).

A pesar de que el presente estudio provee información relevante sobre el reservorio de C aéreo en la primera sección y su relación con algunos componentes de la estructura y composición del arbolado, es necesario continuar los estudios que permitan cuantificar la tasa de captura de CO2, así como estimar la emisión de gases de efecto invernadero derivada de las acciones cotidianas de mantenimiento efectuadas en los árboles, para tener el balance neto de C y precisar la capacidad de mitigación de esta área verde.

Conclusiones

En la primera sección del Bosque de Chapultepec se estimó un reservorio aéreo total de 24 217 Mg de biomasa y 11 226 Mg de C con base en el inventario de 27.3% de sus áreas verdes y el uso de relaciones alométricas. El contenido promedio de C en el área de estudio es relativamente alto con respecto a los registrados en bosques urbanos de otras ciudades del mundo. La ecuación de biomasa de la especie dominante, F. uhdei, desarrollada en ambientes urbanos (Pillsbury) proporcionó una mejor estimación de este parámetro que la fórmula de bosque naturales, por lo que puede emplearse para estimar el reservorio de biomasa aérea de los individuos de esta especie bajo condiciones de crecimiento similares a las del área de estudio y sin la necesidad de desarrollar una nueva ecuación. Para mejorar la estimación de los reservorios de biomasa y C en bosque urbanos es necesario desarrollar y/o utilizar ecuaciones de árboles urbanos.

Reconocimientos

El presente estudio se desarrolló gracias a la información provista por el Inifap derivada del proyecto: “Diagnóstico y caracterización de la primera sección del bosque de Chapultepec”, financiado por la Conafor y el Fideicomiso Pro-bosque de Chapultepec. El primer autor agradece al Conacyt la beca otorgada para la realización de sus estudios de maestría en el Colegio de Postgraduados (Colpos), Campus Montecillo.

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