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}).

Figura 1 Localización de Bahía del Tóbari (Sonora, México) y cambios de cobertura 2015-2020. Fuente: elaboración propia con información de ^{CONABIO (2021)}. 

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.

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}).

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.

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 %.

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.

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 %. 

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).

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).

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.