Efectos de la contaminación ambiental en los bosques*
Resumen
Se estima que el 49% de los bosques (17 millones de km2) estarán expuestos a concentraciones dañinas de ozono (O3) troposférico para el 2100. El área forestal mundial en riesgo de deposición de azufre (S) que exceda las cargas críticas puede alcanzar los 5.9 millones de km2 para el 2050. Concidencialmente, el clima mundial está cambiando. Se han documentado cambios en los bosques de América del Norte debido a contaminantes del aire en diversos tipos de bosques. En Europa, las cargas críticas de deposición ácida y los niveles críticos de ozono se superan en la mayoría de las áreas boscosas medidas. Alrededor del 22% de los árboles evaluados en 2001 sufrieron defoliaciones de moderada a severa. En la actualidad, no está claro si el cambio climático reducirá o mejorará los efectos de la contaminación del aire en la función y la salud de los ecosistemas forestales.
Introducción
Según El-Lakany, “Nunca antes los ecosistemas de la tierra se habían visto tan afectados por nuestra presencia” (FAO 2001). En 2000, los bosques del mundo cubrían 3,869 millones de hectáreas, o alrededor del 30% de la superficie terrestre del mundo (Figura 1). El cambio neto en la superficie forestal entre 1990-2000 fue de -9.4 M ha/año con la mayoría de las pérdidas en los trópicos. Los bosques de Europa (principalmente bosques boreales en Escandinavia y la Federación de Rusia) y América del Norte y Central representaron el 27% y el 14% de los bosques del mundo, respectivamente. Estos bosques aumentaron (Europa +0.9 M ha/año) o disminuyeron (Norte / Centroamérica -0.6 M ha/año) en mucha menor medida que los bosques tropicales durante ese período (FAO 2001).
Recientemente se revisó el papel de los contaminantes del aire en la salud de los bosques (Percy 2002). A escala continental y nacional, la salud está en riesgo por el ozono troposférico (O3) y la deposición ácida (húmeda o seca). El aumento de las concentraciones de dióxido de carbono (CO2) en la atmósfera puede ser beneficioso a corto plazo, pero un nuevo trabajo demuestra ésto pudiera afectar negativamente la función del ecosistema a largo plazo (Karnosky et al. 2002). Menos seguro es el riesgo emergente que representan las partículas finas (PM 2.5), los contaminantes orgánicos persistentes y la radiación ultravioleta-B (UV-B).
En este contexto de química atmosférica cambiante, el clima físico del mundo está cambiando. La temperatura media global de la superficie ha aumentado 0.6 ± 0.20 °C desde finales del siglo XIX y la precipitación terrestre anual ha aumentado en las latitudes medias y altas del hemisferio norte (Houghton et al. 2001). Es posible que se produzcan incrementos relativamente modestos de la temperatura global en algunos escenarios de emisiones (Stott y Kettleborough 2002).
Tendencias en contaminantes atmosféricos
El O3 troposférico es el contaminante atmosférico más generalizado que afecta a los bosques. Los niveles eran de 10 a 15 partes por billón (ppb) hace un siglo, en comparación con los 30-40 ppb medidos en todo el mundo en la actualidad (Finlayson-Pitts y Pitts 1999). Las concentraciones máximas diarias de O3 en 1 hora en los EE. UU. han disminuido en un 10% (EPA 1997). Los datos (Dann 2001) para Canadá indican que los niveles de O3 están aumentando, lo que resulta en la cuarta concentración máxima diaria más alta (promedio de 3 años) en 1999 de > 70 ppb de O3. Las mediciones en Europa muestran que los episodios de O3 ocurren en el continente cada verano (Hjellbrekke y Solberg 2002). En 1996, el 90% de las parcelas de seguimiento paneuropeas excedieron los niveles críticos. En 2000, la superación fue considerable en gran parte de Europa central y oriental. Las concentraciones de ozono en muchas regiones de Europa son suficientes para afectar negativamente el crecimiento de los árboles (Matyssek e Innes 1999).
Fowler y col. (1999) informan que las emisiones de dióxido de azufre (SO2) han disminuido en América del Norte (-25%) y Europa (-48%) desde la década de 1980. Para Europa, la reducción promedio fue del 62.6%, en comparación con el 40% en Canadá y el 21% en los EE. UU. (EMEP 2000). En 1996, se superaron los niveles críticos de SO2 en el 20% de las parcelas de seguimiento europeas de nivel II (Muller-Edzards et al. 1997). Los datos del muestreo de aire en 2000 (Hjellbrekke 2002) indicaron niveles de SO2 más altos (> 2. µg m-3) en Europa central y oriental.
Las emisiones de dióxido de nitrógeno (NO2) no se han reducido en el mismo grado. Para Europa, la reducción media de las emisiones fue del 38%. Los datos de 2000 (Hjellbrekke 2002) muestran los niveles más altos de NO2 en Bélgica y los Países Bajos (> 5,0 µg m-3), con niveles elevados (2,0-5,0 µg m-3) en gran parte de Europa. Las emisiones antropogénicas de NO2 en los EE. UU. Disminuyeron un 2%, mientras que las emisiones de NO2 en Canadá aumentaron un 4% entre 1980-1998 (EMEP 2000).
Las concentraciones de dióxido de carbono (CO2 ) atmosférico aumentaron de 280 ppm en la era preindustrial a 367 ppm en la actualidad; se prevé duplicar a 560 ppm (Houghton et al. 2001). Los bosques pueden reducir el aumento de CO2 , ya que están limitados de carbono a los niveles actuales de CO2 (Drake et al. 1997). Sin embargo, persisten lagunas de conocimiento (Karnosky et al. 2001a), incluido el potencial del O3 para reducir las ganancias de productividad (Isebrands et al. 2001; Karnosky et al., 2002; Percy et al. 2002).
Tendencias en la salud forestal
Norteamérica
En los bosques caducifolios del nordeste, la muerte regresiva de ramas del arce de azúcar se correlacionó con la superación de las cargas críticas S/N (Arp et al. 1996). La deposición ácida ha acelerado la pérdida de cationes del suelo (Foster et al. 1992), y el agotamiento a largo plazo ha llevado a predicciones de deficiencia de calcio (McLaughlin y Wimmer 1999). Se produjo una disminución del crecimiento radial y un aumento de la mortalidad en el abeto rojo montano expuesto al O3 en nubes ácidas (Johnson et al. 1988).
En bosques del sureste, el O3 aumenta los efectos del estrés por humedad del suelo sobre el crecimiento del tallo del pino piñonero (McLaughlin y Downing 1996). Los efectos combinados del crecimiento del bosque, la lixiviación natural y la deposición ácida agotaron el 80% de los cationes base de los suelos superficiales donde crece el pino del sur (Richter y Markewitz 1996). Las concentraciones de 50-60 ppb O3 fueron suficientes para causar daño foliar, pérdida temprana de agujas, menor disponibilidad de nutrientes, menor producción de carbohidratos, menor vigor, menor crecimiento de altura / diámetro y susceptibilidad a los escarabajos de la corteza en el bosque de San Bernardino del sur de California (Miller y McBride 1999). La disminución de las concentraciones anuales de O3 ha dado como resultado una mejora en el índice de daño foliar. El papel perjudicial de la deposición seca de N en los ecosistemas de pino ponderosa y Jeffrey está bien establecido (Bytnerowicz y Fenn 1996).
De la literatura se observa claramente que los cambios inducidos por contaminantes en la profundidad y el vigor de los sistemas de raíces, los cambios en el tamaño y patrones de los sumideros de carbono, así como los cambios en el suministro de nitrógeno y calcio, representan cambios importantes en la función ecológica que ocurren en diversos tipos de bosques. en una gran área geográfica de América del Norte. Estos cambios en el nivel del proceso podrían aumentar considerablemente en las próximas décadas debido al cambio climático (McLaughlin y Percy 1999).
Europa
La contaminación del aire se ha relacionado con el deterioro de la salud de los bosques en varias regiones como la península de Kola (Tikkanen y Niemelä 1995) y Europa del Este (Innes y Oleksyn 2000). Existe evidencia de daño por O3 a los árboles en Grecia, Italia (Busotti y Ferretti 1998), Suiza y España (Skelly et al. 1999). En otros lugares, las concentraciones de O3 pueden estar afectando la salud de los árboles y la acidificación ha provocado la alteración de las funciones de los ecosistemas en ecosistemas más sensibles (van Breemen y van Dijk 1998). En algunas áreas de los Países Bajos y en otros lugares se producen niveles muy altos de deposición de NH3 (van der Eerden et al. 1998). Los problemas de acidificación están bien documentados en los países del norte (Innes y Oleksyn 2000). Las cargas críticas de nitrógeno (8 kg ha año-1) se excedieron en el 92% de las parcelas de monitoreo de Nivel 11 en Europa. Cuando se calculan los efectos sobre los árboles (14 kg ha año-1 pino; 20 kg ha año-1 abeto), las cargas críticas se superan en el 45% de las parcelas. La abundancia de nitrógeno ha alterado componentes más sensibles, resultando en la pérdida de especies de áreas particulares (UNECE y EC 2002).
Anteriormente, Spiecker (1999) encontró tendencias de crecimiento acelerado en partes del norte de Europa, la mayor parte de Europa central y en algunas partes del sur de Europa. Se encontraron tendencias de crecimiento decrecientes en los casos en que se produjo exposición a contaminantes (O3, SO2, N) o condiciones climáticas excepcionales. El análisis posterior ha atribuido este aumento del crecimiento en altura (1960-1990) al exceso de deposición de nitrógeno. Se espera que el aumento del CO2 y el cambio climático se vuelvan más importantes con el tiempo a medida que disminuyen los efectos del nitrógeno (European Forest Institute 2002).
Un tercio de Europa está cubierto por bosques. A pesar de las preocupaciones (Ferretti et al. 1999), el estudio anual del estado de las copas sigue siendo la herramienta principal en la descripción general de la condición de los bosques europeos. Para 1986-1996, se informó sobre el deterioro de la condición del bosque (Muller-Edzards et al. 1997), y el análisis no pudo explicarlo a través de factores del sitio. Aunque las concentraciones atmosféricas de azufre y nitrógeno se correlacionaron con un mayor contenido foliar de S y N (Innes 1995), fue difícil establecer relaciones con la condición de la copa. En la evaluación más reciente (2001), el 22,4% de los 132.000 árboles evaluados se clasificaron como defoliados moderada o gravemente (CEPE y CE 2002). El desarrollo temporal de los árboles monitoreados continuamente (1989-2001) indicó que (excepto la encina) la defoliación media de las especies arbóreas aumentó en 2001. La CEPE y la CEPE (2002) citan la cantidad de precipitación, los insectos y los hongos, así como la contaminación del aire como los factores más importantes. factores que influyen en las tendencias. En las parcelas donde se exceden las cargas críticas, es de esperar una mayor vulnerabilidad a la sequía, el estrés, las heladas, las plagas y las enfermedades y la diversidad de la vegetación del suelo está amenazada. De hecho, la contaminación del aire se considera el factor antropogénico más importante que afecta a los bosques de Europa central y oriental. La extinción de los bosques por contaminación del aire se produjo en más de 2,8 millones de ha de los 39 millones de ha de bosque en esta región (EC / PHARE 1999).
Conclusiones
Los contaminantes del aire han provocado cambios en la condición de los árboles, su fisiología y el ciclo biogeoquímico; menor resistencia de los árboles a insectos y enfermedades; y función afectada de diversos tipos de bosques en América del Norte. En Europa, se superan las cargas críticas para los suelos y los niveles críticos de O3 en la mayoría de las parcelas de seguimiento. Más del 22% de los árboles evaluados todavía presentan una defoliación de moderada a severa y la deposición ácida amenaza la vegetación del sotobosque.
Sin embargo, no siempre hemos tenido éxito (Tabla 1) en relacionar la salud de los bosques con la contaminación del aire. Percy (2002) ha llegado a la conclusión de que el resultado obtenido dependía del paradigma dentro del cual funcionaban los sistemas o estudios de seguimiento. Debemos recordar que las respuestas al estrés no son monótonas. Se ha demostrado que los efectos van en cascada desde la expresión génica hasta los niveles del ecosistema (NPP) (Karnosky et al. 2002). Los enfoques utilizados para evaluar la salud de los bosques deben ser reexaminados si queremos mejorar la detección de cambios futuros y elucidar las funciones de los factores estresantes naturales y antropogénicos.
Nota: Basado en Percy, K.E., 2003.Air Pollution and Forest Health: Status and Trends in Northern Forests. Vea el original en inglés.
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