Estimación preliminar de la descontaminación atmosférica por el arbolado urbano de la ciudad de méxico

Francisco Escobedo y Alicia Chacalo

Francisco Escobedo. Ph.D. en Manejo de Recursos Forestales, State University of New York - ESF, EEUU. Profesor Asistente, University of Florida (UF) IFAS- School of Forest Resources and Conservation, EEUU. Dirección: PO Box 110806, Bldg. 164, Mowry Rd., Gainesville, FL 32611-0806 EEUU. e-mail: fescobed@ufl.edu

Alicia Chacalo. Doctora en Ciencias, Universidad Autónoma Metropolitana (UAM), Azcapotzalco, México. Profesora, UAM, México e-mail: ach@correo.azc.uam.mx

RESUMEN

La contaminación atmosférica en la Ciudad de México es muy elevada a lo largo de todo el año. Dado que los árboles tienen una importante participación en la descontaminación del aire, en este trabajo se integró información básica sobre la cobertura arbórea y las especies que la componen, datos meteorológicos y de contaminantes. Estos registros fueron utilizados en un modelo matemático de transpiración y deposición seca, para estimar en forma preliminar la cantidad de descontaminación por el arbolado. Se estudió un área de 1480km² en el Valle de México, estimando que los bosques urbanos cubren el 26% del área de estudio. El modelo UFORE se aplicó durante un año, por medio de uno de sus componentes, se obtuvo la cantidad de remoción de ozono (O₃) y partículas <10μm (PM₁₀) que remueven los árboles, y se registró la variación estacional. Se obtuvo la descontaminación total en g·m^-2 y en total de toneladas. Se encontró que reduciendo tan solo en 1% la cantidad de O₃ y de PM₁₀ en la Ciudad de México, se podrían ahorrar hasta 10 millones de USD al año.

Preliminary estimate of air pollution reduction by urban trees in mexico city

SUMMARY

Air pollution levels in Mexico City are exceedingly high throughout the year. Since urban trees have a role in removing air pollution, this study used tree cover and structure estimates as well as actual meteorological and pollution concentration data as input in a transpiration and dry deposition, mathematical model to preliminarily estimate air pollution removal by an urban forest. An area of 1480km² was studied in the Valle de Mexico, estimating that urban forests covered 26% of the study area. The UFORE model was applied to estimate the pollution removal of ozone (O₃) and particulate matter <10μm (PM₁₀) by trees as well as seasonal variations. Estimated total pollution removal results are presented in g·m^-2 and in tons. Reducing just 1% of ozone and PM₁₀ in Mexico City can result in benefits of up to 10 million USD per year.

RESUMO

A contaminação atmosférica na Cidade do México é muito elevada ao longo de todo o ano. Devido que as árvores têm uma importante participação na descontaminação do ar, neste trabalho se integrou informação básica sobre a cobertura arbórea e as espécies que a compõem, os dados meteorológicos e de contaminantes. Estes registros foram utilizados em um modelo matemático de transpiração e deposição seca para estimar, de forma preliminar, a quantidade de descontaminação pela arborização. Estudou-se uma área de 1480km² no Vale do México, estimando que os bosques urbanos cobrem 26% da área de estudo. O modelo UFORE foi aplicado durante um ano, por meio de um de seus componentes, se obteve a quantidade de remoção de ozônio (O₃) e partículas <10μm (PM₁₀) que removem as árvores, e se registrou a variação estacional. Obteve-se a descontaminação total em g·m^-2 e em total de toneladas. Encontrou-se que reduzindo somente 1% a quantidade de ozônio e de PM₁₀ na Cidade do México, se poderia poupar até 10 milhões de USD ao ano.

La Ciudad de México es una de las ciudades más contaminadas en Latinoamérica. Como resultado de este deterioro ambiental los seres humanos se han visto afectados por mortalidad prematura debido a la exposición al aire contaminado, efectos crónicos tales como la reducción en la condición física, daño permanente a los pulmones y enfisemas entre otros (IDRC, 2003). Estos daños se expresan también en términos económicos tales como la ausencia laboral, aumento en los gastos médicos y, subsecuentemente, en pérdidas de productividad. La contaminación atmosférica también implica daño en los materiales, en la vegetación y en la visibilidad (Sánchez y Morel, 1999).

La vegetación urbana, particularmente el arbolado, puede influir en forma directa o indirecta en la calidad ambiental y el bienestar humano, ya que mejora la calidad del aire, provee sombra, y modera la temperatura y el microclima, afectando al uso de la energía; disminuye las emisiones de compuestos orgánicos volátiles y a la vez aumenta el valor patrimonial (Escobedo et al., 2008 Nowak et al., 2006). En investigaciones realizadas por Ulrich (1986) se demostró que la respuesta de los seres humanos por efectos de la vegetación puede estar directamente relacionada con la recuperación de la salud en pacientes hospitalizados, así como con mejoras económicamente significativas en el sistema de cuidado de salud. Estudios realizados en Santiago de Chile y en EEUU han determinado que la vegetación arbórea en zonas urbanas puede reducir contaminantes atmosféricos tales como ozono, material particulado, azufre, monóxido de carbono y oxido de nitrógeno (De la Maza et al., 2005; Escobedo, 2004; Nowak et al., 2006). Además, el arbolado urbano reduce el escurrimiento, minimizando así la erosión del suelo y la producción de polvo. Escobedo et al. (2008) determinaron la viabilidad económica del uso del manejo del arbolado urbano para mejoramiento de la calidad del aire en Santiago de Chile.

En la Ciudad de México el crecimiento de la mancha urbana se ha realizado a costa de áreas naturales y áreas verdes (Benítez et al., 1987; Escurra, 1990). Adicionalmente a las difíciles condiciones que en buena medida la urbanización impone a los árboles, los niveles de contaminación atmosférica son muy elevados la mayor parte del tiempo y la época de sequía dura la mitad del año.

Aunque la ciudad se encuentra ubicada en una zona de gran biodiversidad, ésta se encuentra poco representada en su arbolado, ya que la mayoría son especies introducidas. Por ejemplo, en la Delegación Azcapotzalco solo 4 especies constituyen el 80% del arbolado de alineación y de estas, tres son introducidas (Vázquez et al., 2005).

En la Ciudad de México, así como en otras ciudades latinoamericanas, se han promovido políticas y programas ambientales que incorporan la plantación de árboles para el mejoramiento del ambiente (Escobedo, 2004; Escobedo et al., 2008). Si bien estos instrumentos promueven el conocimiento ambiental y mejoran el bienestar de los habitantes urbanos, también es importante determinar cuál es la efectividad de los árboles para descontaminar el aire (De la Maza et al., 2005). Se considera como ‘efectividad’ a la cantidad de contaminantes atmosféricos, ozono (O₃) y partículas menores a 10μm (PM₁₀) que son removidos por la cobertura arbórea. Una evaluación del estado actual del arbolado urbano de la Ciudad de México y su relación con la descontaminación del aire podría aportar y dar credibilidad a la conservación de las áreas verdes y promover la inversión y el manejo adecuados del arbolado urbano para el mejoramiento ambiental. Igualmente, entender la condición del arbolado urbano, su composición y su función ambiental puede facilitar la toma de decisiones efectivas. Con esos objetivos se integró información básica de la cobertura arbórea, datos meteorológicos y de contaminación por hora, a lo largo de un año, de la Ciudad de México dentro de un modelo matemático de transpiración y deposición seca. Así, el modelo permitió estimar de manera preliminar la cantidad de descontaminación de O₃ y PM₁₀ por el arbolado urbano de la Ciudad de México durante el año 2000.

El área de estudio fue el Distrito Federal, con una superficie de 1480km² en el Valle de México, a 2240msnm. El clima local es semiárido, caracterizado por ~816mm de precipitación anual y temperatura media de 16ºC (Rzedowski, 1994). Desde la conquista española, la ciudad se ha mantenido como una zona urbana de mayores proporciones y ha servido como centro de gobierno, finanzas e industria en pleno centro del país.

Estos factores, aunados a la rápida modernización e industrialización de la ciudad y de la zona metropolitana, han resultado en un aumento de la infraestructura y del tamaño la mancha urbana. Con un mayor desarrollo, acceso a fuentes de trabajo y aumento en el poder adquisitivo, hubo también una explosión en el número de habitantes y vehículos. La población de 3 millones en 1950 aumentó a casi 20 millones en el año 2000, con una densidad de 5799 habitantes/km2 y casi 3,5 millones de automóviles (INEGI, 2003). Este número de vehículos y las condiciones geográficas del área de estudio, tales como mayor radiación solar y la combustión incompleta de los motores, resultan en que la contaminación atmosférica (Tabla I), en particular causada por O₃, sea una de las mayores en México y sin duda el problema ambiental más serio de la ciudad (IDRC, 2003).

Fuera de los inventarios del arbolado urbano público para delegaciones particulares dentro de la Ciudad de México presentados en Vázquez et al., (2005) y Aldama et al., (2002), así como información existente sobre la cubierta vegetal a nivel nacional y regional Rzedowski (1994), existe poca información sobre la cobertura arbórea dentro de la Ciudad de México y el área de estudio. Sin embargo, usando datos estadísticos del Instituto Nacional de Estadísticas Geografía e Informática (INEGI), se puede estimar que los bosques urbanos cubren un 26% del área de estudio (Tabla II).

Para determinar el efecto del arbolado urbano sobre la calidad del aire en la Ciudad de México, se aplicó durante un año el modelo UFORE (Urban Forest Effects Model; Modelo de Efectos del Bosque Urbano). El modelo fue desarrollado por el Departamento de Agricultura-Servicio Forestal de los EEUU para asistir en el manejo e investigación de la estructura y funciones del arbolado urbano. El modelo UFORE puede ser utilizado tanto en áreas urbanas como peri-urbanas y calcula la remoción de contaminantes por parte de la superficie foliar como función de la deposición seca y la transpiración. Los resultados del modelo han sido comprobados y verificados usando áreas de prueba y mediciones de campo en Santiago, Chile (Escobedo, 2004; Escobedo et al., 2008) y a lo largo de Norteamérica (Nowak et al., 2006). Para el presente análisis se usó un componente específico del modelo UFORE que cuantifica las deposiciones secas de contaminantes atmosféricos, en particular la remoción de O₃ y PM₁₀ cada hora por parte de la cobertura arbórea a través de un año.

Las deposiciones secas por hora de O₃ y PM₁₀ a copas de árboles durante el año 2000 se calculan con el modelo. El flujo de contaminantes (Fc; g·m-3·s-1) se calcula (Nowak y Crane, 2000) como el producto entre la velocidad de deposición seca (Vd; m·s-1) y la concentración de contaminantes (C; g·m-3).

La velocidad de deposición (Vd) se calcula (Baldocchi et al, 1987) como la sumatoria inversa de tres resistencias: aerodinámica (Ra), capa de contorno (límite) cuasilaminar (Rb) y de copa (Rc):

Ra y Rb de O₃ se calculan usando valores y algoritmos presentados en Nowak y Crane (2000) y datos meteorológicos de velocidad de viento, temperatura y fracción de nubosidad, mienetras que Rc, la resistencia de la copa del árbol por hora durante la época con hojas para O₃ se calcula en base a una modificación de los modelos de deposición big leaf (hoja grande) y copa con múltiples capas (Baldocchi et al., 1987; Baldocchi, 1988), usando valores presentados en Lovett (1994) y Hosker y Lindberg (1982). Los valores de Ra y Rb son menores a Rc (Nowak et al., 2006). Las entradas meteorológicas por hora para calcular la resistencia de copa son la radiación fotosintéticamente activa (PAR; calculada como el 46% del total de entradas de radiación, de acuerdo con Monteith y Unsworth, 1990), la temperatura (ºK), la velocidad del viento (m·s^-1), las concentraciones de CO₂ (calibradas a 360ppm), y la humedad absoluta (kg·m^-3). La temperatura del aire, velocidad del viento y la humedad absoluta, se miden directamente a partir de información de mediciones de la estación meteorológica por hora, o se calculan según algoritmos presentados en Nowak y Crane (2000). Una estación meteorológica ubicada en el centro del área de estudio fue seleccionada como representativa para la Ciudad de México. La carencia de parámetros requeridos por el modelo y la falta de acceso a otras estaciones limitaron un análisis sobre efectos del microclima urbano a los objetivos de este estudio. El total de radiación solar se calculó usando el National Renewable Energy Laboratory Meteorological -Statistical Solar Radiation Model (METSTAT) con entradas del la información meteorológica para el año 2000 (Maxwell, 1994). Algoritmos, entradas, métodos y valores para el modelo UFORE se presentan con detalle en Nowak y Crane (2000) y Escobedo (2004).

La velocidad de deposición seca para partículas se fijó en 0,0064m·s^-1 para la temporada con hojas basado en el valor promedio de Vd en la literatura (Lovett, 1994), tomando en cuenta un factor de resuspensión de partículas a la atmósfera del 50% (Zinke, 1967) y un índice de área foliar (IAF) de 6, considerando un solo lado de la hoja, e índice de área de corteza de 1,7. Finalmente, Vd se ajustó a un IAF estimado y a la temporada con y sin hojas actual de la Ciudad de México.

Dada la carencia de información sobre características del arbolado urbano en la Ciudad de México, el modelo utiliza una estimación de IAF= 4 para la cobertura de árboles urbanos en una área de estudio de 1480km² (Tabla II) y una distribución del área de superficie de hoja de 75% para las especies deciduas y 25% para siempreverdes (Maas et al., 1995; Escobedo et al., 2006). El valor de IAF es la superficie foliar total dividida por cobertura arbórea total incluyendo capas del dosel (Nowak et al., 2006). Basado en información de INEGI (2003), el porcentaje de superficie de la categoría "bosques" se ingresó al modelo para representar cobertura arbórea urbana dentro del área de estudio (Tabla III). Las fechas locales donde los árboles se encuentran con hojas (20 de marzo) y sin hojas (20 de noviembre), fueron ingresadas al modelo de forma tal que la transpiración de las especies deciduas y la deposición relacionada de contaminantes se limiten al período con hojas, y que permita ilustrar la variación estacional de remoción para contaminantes e influencia de especies arbóreas siempreverdes. A fin de limitar las estimaciones en deposiciones solo para los períodos de deposiciones secas, las velocidades de deposición se fijaron en 0 durante los períodos de precipitación (Nowak y Crane, 2000).

La información por hora de las concentraciones de O₃ (ppm) y de PM₁₀ (µg·m^-3) se obtienen de la base de datos de la Red Automática de Monitoreo Atmosférico de la Zona Metropolitana de la Ciudad de México (RAMA 2000) cada hora y para el año 2000 de 9 estaciones de monitoreo (Tabla IV). Los valores por hora de las ppm se convierten en µg·m-3 basándose en mediciones de la temperatura atmosférica y presión (Seinfeld, 1986). Si falta información meteorológica o de concentraciones de contaminantes para una hora específica, ésta se estima usando el promedio mensual para esa hora en particular (Nowak y Crane 2000). En casos donde falte información de concentraciones de contaminantes de todo un mes o una temporada, se estima mediante interpolaciones de información existente y basándose en el patrón mensual para el promedio de dichas concentraciones.

El flujo promedio por año de contaminantes (Fc; g·m^-2 de cobertura arbórea) entre los sitios de monitoreo se multiplica por la cobertura arbórea de la ciudad (Ac; m²) para estimar el total de descontaminación por un año (D; ton) que realizan los árboles en la ciudad de México.

Usando la cantidad de remoción por tonelada de contaminantes atmosféricos, se puede estimar también el beneficio económico a la salud pública (externalidad) usando un valor monetario por tonelada extraída. El valor monetario de la remoción de contaminantes por árboles se estima al sustituir los valores medios para las externalidades económicas de Chile a México, para los dos tipos de contaminantes. Los valores de externalidad del año 2000 son PM₁₀= USD18,192/ton y O₃= USD$1,315/ton (Banco Mundial, 1994). Este estudio supone que las externalidades de Santiago de Chile se pueden transferir a la realidad de México. El valor monetario por tonelada esta basado en un estudio que valora los beneficios al controlar una tonelada de emisiones durante un año. Suposiciones y limitaciones del análisis costo-beneficio se presentan en Banco Mundial (1994).

La descontaminación total como tasa (g·m^-2) de cobertura arbórea y como toneladas totales se presenta en la Tabla V. En comparación, para la ciudad de Santiago de Chile durante 2000, los valores de Fc promedio para PM₁₀ y O₃ son de 7,6 y 2,8g·m^-2 (Escobedo et al., 2008). En cambio, en Nueva York, EEUU, fue de 3,1 y 3,4g·m^-2 en 1994, mientras que en El Paso, Texas (e indirectamente Ciudad Juárez, Chihuahua) fue 4,0 y 3,1g·m^-2 (Nowak et al, 2006). Estos resultados subrayan la importancia que los niveles ambientales de contaminación y condiciones climático-geográficas, y composición del arbolado, juegan en el aporte del arbolado a la descontaminación. En Santiago, con sus altos niveles de PM₁₀, temporada con inversiones térmicas prolongadas y alta de cobertura arbórea siempreverde, el rol del arbolado aumenta. En cambio Nueva York, con sus largos inviernos, bajas concentraciones de contaminantes y mayoría de especies arbóreas con hojas caducas, el aporte de la cobertura arbórea se halla minimizado (Nowak et al, 2006). El IAF, superficie foliar total y la proporción de la superficie foliar siempreverde forman la base del modelo y son las variables mas fácilmente alteradas por políticas y alternativas de manejo del arbolado urbano.

La aplicación de estos resultados a la Ciudad de México indica de manera prelimar que la reducción de 1% de O₃ y PM₁₀ resultaría en un ahorro de 10 millones de USD al año; en términos humanos implica que en el 2010 hubiera 3329 consultas y 419 ingresos de hospital por complicaciones respiratorias (IDRC, 2003; Tabla VI). Como comparación, en Santiago de Chile durante el año 2000 y también 1997, la combinación de cobertura arbórea y arbustiva aportó la reducción de un 3% por la descontaminación de PM₁₀ durante un año de análisis (Escobedo, 2004).

De manera preliminar se presentó un método que puede ser usado para estimar la descontaminación por parte del arbolado urbano y para evaluar las políticas ambientales que promueven la conservación de áreas verdes. Desafortunadamente, el modelo UFORE no calcula el efecto de árboles individuales, ni por tipo de especie sobre la descontaminación, ni distingue diferencias entre especies nativas e introducidas. Adicionalmente, la insuficiente información meteorológica no permitió estudiar el efecto del arbolado para mejorar la calidad del aire, ya que en este estudio solo se estimó la remoción. Finalmente, las entradas de estructura arbórea para este análisis son en base a la literatura y en un estudio similar realizado en Santiago de Chile. Mediciones actuales de especies, tamaños y biomasa foliar facilitarían la estimación de las emisiones biogénicas por parte del arbolado urbano. Investigaciones adicionales usando como base mediciones de la estructura actual y las emisiones biogénicas del arbolado urbano aportarían al conocimiento de los efectos de la vegetación sobre la calidad del medio ambiente urbano.

Un censo del arbolado provee la información necesaria para entender las influencias de la vegetación urbana al ambiente y a sus habitantes (Aldama et al., 2002; De la Maza et al., 2005; Escobedo et al., 2006). Además, si se determina y analiza la estructura actual del arbolado urbano se podrá entender cuales son los requerimientos de mantenimiento, las técnicas silvícolas, el uso de suelos y para el ordenamiento territorial (De la Maza et al, 2005; Escobedo et al, 2006). Por ejemplo, en Santiago de Chile y en Modesto, California, EEUU, se concluyó que el manejo del arbolado urbano es una política ambiental costo-efectiva para el mejoramiento ambiental (McPherson et al., 1999; Escobedo et al., 2008).

Las acciones gubernamentales debieran enfocarse a la calidad tanto de los árboles como de su plantación para asegurar su supervivencia y no tan solo a continuar plantando individuos como ha ocurrido hasta ahora. Esto incluye un conjunto de actividades que van desde la planeación de las plantaciones hasta el establecimiento de los árboles, lo que se logra con un programa de manejo y cuidados posteriores adecuado. A esos efectos, es importante el empleo de especies arbóreas apropiadas al sitio de plantación, con bajo requerimiento de riego, de mantenimiento y baja alergenicidad se deben considerar.

Mantener un arbolado saludable que logre llegar a la etapa adulta debe ser el principio rector de los planes de manejo. Este bosque urbano adulto brindará más beneficios para mejorar la calidad del aire de las ciudades.

Los autores agradecen a David Nowak del USDA Forest Service por su asistencia y al USDA Forest Service Northern Research Station.

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