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ESCUELA DE POSGRADO

MAESTRÍA EN GESTIÓN AMBIENTAL

Planificación del arbolado urbano sobre la base de la calidad del aire

Marco teórico-metodológico de aplicación a la ciudad de Buenos Aires

Trabajo de Tesis para cumplir con los requisitos de ob-tención del título de Magister en Gestión Ambiental

Autor: Graciela M. Barreiro, Ing. Agr. UBA

Tutores Ing. Darío Gómez

Dra. Ana María Faggi

Marzo 2009

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Contenido Capítulo I Introducción Situación problemática inicial 2 Objetivos 4 Metodología 5 Elaboración de conceptos básicos 6 ���� Ambiente urbano ���� El árbol urbano como individuo en relación con otros 8 ���� El ambiente urbano como causa

de stress en la vegetación 10

���� El calor excesivo ���� Efectos de la compactación sobre las raíces ���� Fitorespuesta

El arbolado como sistema 14 ���� Aplicación de conceptos ecológicos: estructura,

función, diversidad y dominancia 14 ���� Utilidad del concepto de cobertura 16 ���� Composición específica: diversidad y dominancia 16 El servicio ambiental del arbolado 18

Conclusiones 19

Agradecimientos 20

Capítulo II Contaminantes atmosféricos y comportamiento de los árboles Caracterización de los contaminantes atmosféricos más comunes en el ambiente urbano 22 El material particulado 26

3

���� Fuentes y composición de las partículas 27 ���� Mecanismos de remoción 28 ���� Retención de metales pesados 30 ���� Contaminación por material particulado: 33

--Efectos sobre la salud humana --Efectos sobre los árboles

Los gases 37 ���� Mecanismos de remoción 37 ���� Absorción de SOx 38 ���� Absorción de ozono 39 ���� Absorción de NOx 41 Los árboles como fuente de contaminación 42 ���� Ácidos volátiles orgánicos 42 ���� Liberación de pólenes 44

Significación de los contaminantes retenidos por los árboles en términos de cantidades y económicos 47 Conclusiones 49 Capítulo III El arbolado y su influencia en el balance de dióxido de carbono Introducción 52 Los árboles como biotecnología para la mitigación del cambio climático 53

���� El dióxido de carbono y su balance biológico 53 ���� Secuestro y almacenamiento de carbono 54 ���� Disminución de emisiones de dióxido de

carbono por ahorro de energía 58 Relación entre el arbolado y la liberación de dióxido de carbono 59

���� Reducción neta de dióxido de carbono

en la atmósfera urbana 61

4

Criterios para la selección de especies sobre la base de su habilidad de absorción y secuestro de carbono 65

���� Concepto de “último punto positivo” 65 ���� Influencia del trabajo de mantenimiento 66 Aspectos económicos del balance de carbono 67 Conclusiones 70 Capítulo IV El arbolado público y la contaminación en la ciudad de Buenos Aires Introducción 72 El arbolado de la Ciudad de Buenos Aires 74 La contaminación atmosférica: mediciones 78 Normativa vigente en relación con el arbolado urbano 81 Conclusiones 83

Capítulo V Criterios para la selección de especies

Introducción 86 Elección de especies sobre la base de la resistencia a la contaminación 87

���� Fuentes de contaminación fitotóxica

y consecuencias sobre las plantas 88

Selección de especies sobre la base de la contaminación existente 96

5

���� Influencia de la especie sobre

la absorción de contaminantes en general 96 ���� Influencia de la especie

sobre la absorción de óxidos de nitrógeno 97 ���� Influencia de la especie

sobre la absorción de dióxido de carbono 99

Criterios para la selección de especies según su balance costo-beneficio 104 ���� Diversidad de edades 107 ���� Influencia del tamaño 108 Aproximación al estudio de McPherson con una masa arbórea en sector céntrico de la Ciudad de Buenos Aires 111 Especies aptas para la forestación en la ciudad de Buenos Aires según sus condiciones de adaptabilidad a suelo, clima y stress urbano 115 Conclusiones 120 Capítulo VI Conclusiones 129 Apéndice 139 Bibliografía 152

6

Índice de tablas y figuras Tablas II a. Contaminantes clásicos en el aire urbano y sus efectos nocivos 24 II b. Principales contaminantes y efectos adversos 26 II c. Promedios ponderados de exposición a PM10 en centros urbanos 34 II d. Daños a la salud. Frecuencias basales y casos atribuibles a la contaminación del aire por PM10 total anual 35 II e. Costos totales y morbilidad atribuible al total de PM10 y al PM10 producido por el transporte vehicular 35 II f. Emisión global de ácidos volátiles orgánicos (VOCs) no metánicos 42 II g. Interpretación del conteo de granos de polen por metro cúbico y descripción de la sensibilidad en las personas 45 II h. Remoción total estimada (en toneladas) de contaminantes por el arbolado durante períodos secos y valor monetario estimado para varias ciudades 48 III a. Carbono almacenado y carbono secuestrado anualmente por árbol según el DAP en la ciudad de Brooklyn (Estados Unidos) 56 III b. Secuestro y almacenamiento de carbono total anual en el arbolado y secuestro y almacenamiento por ejemplar en diferentes ciudades estadounidenses; comparación teórica con la ciudad de Buenos Aires 63 III c. Efecto del mantenimiento y el ciclo de vida sobre el último punto positivo (UPP) 67 IV a. Composición del arbolado de alineación de la Ciudad de Buenos Aires 75 IV b. Partículas sedimentables totales medidas en Ciudad de Buenos Aires (en mg/cm2) 78 IV c. Material particulado en la Ciudad de Buenos Aires 79 IV d. Emisiones anuales estimadas de CO y NOx de cada categoría de fuente en la Ciudad de Buenos Aires 79 IV e. Óxidos de nitrógeno totales medidos en Ciudad de Buenos Aires 80 IV f. Descripción de las concentraciones de metales y metaloides medidas en la ciudad de Buenos Aires (en PM10) 80 V a. Fuentes de contaminación atmosférica fitotóxica 89 V b. Susceptibilidad al ozono de especies arbóreas 94 V c. Susceptibilidad al dióxido de azufre de diferentes especies arbóreas 95 V d. Ránking de especies más útiles para el mejoramiento de la calidad del aire 96 V e. Reducción en el nitrógeno derivado de dióxido de nitrógeno (NO2) en especies leñosas aptas para la forestación urbana 98 V f. Especies agrupadas por ciclo de vida,

7

tamaño a la madurez y tasa de crecimiento en altura 101 V g. Efecto del ciclo de vida sobre el UPP 102 V h. UPP en base a tamaño adulto, ciclo de vida y tasa de crecimiento en altura para algunas especies analizadas 103 V i. Resumen de costos y beneficios aproximados sobre un ejemplar hipotético de 40 años de ciclo de vida 105 V j. Diferencias costo-beneficio para diferentes tamaños adultos 108 V k. Estimación de beneficios y costos anuales para un árbol público a 20 años de su plantación 110 V l. Estimación de beneficios y costos anuales para los árboles públicos de un sector de la Av. 9 de Julio, en análisis sincrónico de la diversidad etaria 113 V m. Balance costo-beneficio anualizado del servicio ambiental de descontaminación atmosférica para una masa arbórea relevada en la Ciudad de Buenos Aires 114 V n. Información sobre diferentes especies aptas para el arbolado urbano de la Ciudad de Buenos Aires 115 V o. Ranking de especies aptas para el arbolado de la Ciudad de Buenos Aires según sus características de adaptación y su capacidad para mejorar la calidad del aire 124 V p. Especies ordenadas según el Índice obtenido 127 Figuras I a. Valor de los árboles para el ambiente urbano según el entorno de crecimiento 19 II a. Presencia de polen en el aire urbano de la Ciudad de Buenos Aires en invierno, primavera y verano 45 III a. Variables que inciden en el balance costo-beneficio de la plantación de árboles en relación con el almacenamiento de carbono atmosférico 68 IV a. Valor económico total del arbolado urbano 73 IV b. Vista aérea de la Ciudad de Buenos Aires, de oeste a este, con evidencia de las áreas verdes principales 76 IV c. Imagen satelital de la Ciudad de Buenos Aires 76 V a. Daño por dióxidos de azufre en coníferas 91 V b. Daño por ozono en follaje de Liriodendron tulipifera 92 V c. Idem Fig. V b 93 V d. Daño por ozono en follaje de Ailanthus altissima 94 V e. Daño por ozono en follaje de Fraxinus pennsylvanica 95 V f. Carbono secuestrado anualmente (en kg/año) por individuo según el diámetro (DAP) de los árboles 100 V g. Carbono almacenado (en kg) por individuo según el diámetro del tronco (DAP) 100 V h. Beneficios anualizados de un ejemplar arbóreo de 40 años de ciclo vital 107 A a. Imagen aérea Independencia a Carlos Calvo 150 A b. Imagen aérea San Juan a Carlos Calvo 150 A c. Imagen aérea México a Chile 151 A d. Imagen aérea del total del área relevada, entre Av. San Juan al sur y calle México al norte 151

8

Cap í t u l o I

I n t r o d u c c i ó n

9

S i tuac ión p rob lemát i ca i n i c i a l

Los seres humanos buscamos tener calidad de vida, concepto de

difícil definición y que, en ocasiones, resulta una utopía. Es más fácil

“asumir” la calidad de vida que definirla. Podría describirse como la suma

de todas aquellas cosas que hacen que la vida pueda disfrutarse, con

sentido, con placer.

En las ciudades, la mayoría de los habitantes asumen que la cali-

dad de vida la da el confort, la posesión de electrodomésticos que facili-

ten las tareas y mejoren el clima, buenas calles, buena iluminación, y la

posibilidad económica de acceder a la educación y a la sanidad.

Mucho menos conscientes somos de uno de los elementos que,

con cierta facilidad y presupuestos razonables, pueden cohabitar en el

ambiente urbano y significar una notable extensión de la calidad de vida

para todos: el arbolado.

Los árboles urbanos son considerados en su justo valor por los

profesionales dedicados a la arboricultura, biólogos y planificadores ra-

cionales, como los elementos vivos que conforman un patrimonio natural

de gran importancia para el ambiente de las ciudades al mejorar la esté-

tica, la economía y el ambiente. La salud, la seguridad pública, la calidad

del aire, el manejo del agua, la memoria histórica y hasta la satisfacción

personal son variables que deberían integrar la ecuación de todo desa-

rrollo urbano que tenga como objetivo mejorar la calidad de vida de sus

habitantes. Y en todas estas variables influyen los árboles, un

componente de valor creciente en el ambiente.

Sin embargo, existe un desconocimiento profundo de sus costos y

beneficios por parte de las áreas de diseño de políticas públicas, lo que

causa un continuo desacierto en la toma de decisiones.

10

Hasta la actualidad, en ciudades de urbanización polimórfica y

multitemporal como la ciudad de Buenos Aires, tales desaciertos han te-

nido más que ver con las especies elegidas para la conformación del ar-

bolado urbano y con el diseño de los planes de mantenimiento del arbo-

lado existente que con el análisis equivocado de las inversiones necesa-

rias y los beneficios a mediano y largo plazo que pueden proveer los

árboles. El arbolado urbano declina: sus beneficios son sólo una parte de

lo que debieran ser y los costos de mantenimiento suelen ser mayores

que lo que las administraciones están dispuestas a costear.

Es cierto: el ideal de ciudad arbolada suele estar siempre más allá

de nuestras posibilidades. Sin embargo, el conocimiento de los beneficios

que dan los árboles y de las características del servicio ambiental que

ofrecen a la ciudad es una herramienta de principal importancia para

quienes diseñan políticas públicas y para quienes deban ejecutarlas en el

ámbito de la planificación urbana.

Estas certezas nos llevaron a la realización de este trabajo de revi-

sión bibliográfica con el fin de compendiar tal conocimiento, con foco

principal en la habilidad de los árboles urbanos para mejorar la calidad

del aire y atenuar los efectos del cambio climático global.

El ambiente urbano es hostil no sólo para los humanos; también lo

es para la vegetación y los animales. En las ciudades, la intervención

humana bajo la forma de un manejo sustentable es una actividad esen-

cial para lograr la habitabilidad, tanto desde el punto de vista sanitario

como de la cotidianeidad, del estar en ellas.

Sumados al arbolado de alineación, los espacios abiertos, verdes,

plantados, se constituyen en los poros de la piel urbana: a través de

ellos la ciudad respira, se humedece, se atempera, vive (Barreiro 2007)

Pero, además, la vegetación proporciona otros beneficios al ambiente,

como la descontaminación parcial de la atmósfera urbana.

11

Las plantas son capaces de retener parte de las sustancias conta-

minantes que se encuentran en el aire, provenientes de diferentes fuen-

tes de origen antrópico. Según el contaminante de que se trate, los me-

canismos de retención varían desde un simple proceso físico de adsor-

ción superficial hasta la absorción de las sustancias a través de los esto-

mas foliares y su posterior metabolismo dentro de los tejidos vegetales

(Smith & Dochinger 1976)

La capacidad de retención de contaminantes depende, en gran

medida, de la morfología de cada especie, característica cuya observa-

ción permitiría seleccionar las mejores especies para formar el arbolado

de una ciudad, sobre la base de la contaminación existente y la

adaptabilidad de cada una a vivir en condiciones urbanas (Smith &

Dochinger 1976)

La investigación en el ámbito local, que tome como objeto de es-

tudio las especies aptas para el arbolado urbano y las condiciones de ca-

lidad del aire en la ciudad de Buenos Aires, podría conformar una línea

de base útil para el diseño de políticas públicas de manejo del arbolado

en áreas de gobierno.

La demostración del servicio ambiental que pueden prestar los

árboles al medio físico y biológico de la ciudad es una herramienta que

permite a los administradores guiar a la opinión pública hacia el cuidado

y la defensa del sistema forestal urbano como uno de los componentes

más valiosos de su patrimonio.

Obje t i vos

A través de una investigación bibliográfica, hemos intentado com-

probar la posibilidad de seleccionar las especies aptas para plantación

sobre la base de la capacidad específica de los árboles de proporcionar

12

un servicio ambiental a los medios urbanos a través de la remoción y

retención de contaminantes atmosféricos.

Hemos desagregado este objetivo general en los siguientes objeti-

vos específicos:

• Describir los contaminantes presentes en el aire urbano y los me-

canismos de retención por medio de las estructuras vegetales.

• Describir la capacidad potencial para retener y metabolizar dife-

rentes contaminantes atmosféricos de aquellas especies de porte

arbóreo que consideramos aptas para desarrollarse en el ambiente

de la ciudad de Buenos Aires.

Metodo log ía

Planteados los objetivos, se ha realizado una investigación bi-

bliográfica y resumido los resultados obtenidos en diferentes regiones

geográficas lo que permitió, por un lado, elaborar los conceptos básicos

que regirán el desarrollo siguiente –como los de ambiente urbano, árbol

urbano, retención de contaminantes y servicio ambiental- y, en segundo

lugar, describir los mecanismos que utilizan los vegetales para la reten-

ción de tóxicos ambientales y la manera en que debe evaluarse su aporte

al balance de emisiones de dióxido de carbono a la atmósfera.

En una segunda etapa, se describe a la ciudad de Buenos Aires

desde la perspectiva del arbolado público y la contaminación del aire, la

normativa vigente y las políticas públicas que afectan a la existencia de

los árboles.

Finalmente, basándonos sobre la singularidad geográfica y climáti-

ca de la ciudad de Buenos Aires, compendiamos las características que la

13

investigación disponible ha determinado en diferentes especies arbóreas,

en un intento por esbozar un listado de las más aptas para la realización

del servicio ambiental descripto. Como estudio de caso, realizamos un

censo completo de un pequeño número de árboles plantados en los can-

teros de la Av. 9 de Julio, en el centro de la Ciudad de Buenos Aires, a

fin de calcular la remoción de contaminantes que pueden realizar.

E laborac ión de concep tos bás i cos

Amb i en t e u r bano

La ciudad se puede entender como un ecosistema1, con el hombre

y sus sociedades como subsistemas del mismo. Contiene una comunidad

de organismos vivos, un medio físico que se va transformando fruto de la

actividad interna, y un funcionamiento a base de intercambios de mate-

ria, energía e información. Su principal particularidad reside en que ge-

nera grandes recorridos horizontales de los recursos (agua, alimentos,

electricidad y combustibles) y en que es capaz de explotar otros ecosis-

temas lejanos, provocando importantes desequilibrios territoriales

(Higueras 1998)

El modelo de intercambio de materia y energía de una ciudad es

opuesto al de un ecosistema natural, que tiene ciclos muy cortos y donde

el transporte de materias y energía es eminentemente vertical. El intercambio

gaseoso, por ejemplo, que en los ecosistemas naturales se reduce a la fotosíntesis

y la respiración, en el caso de la ciudad incluye los gases de la combustión de cale-

facciones, coches e industrias. (Higueras 1998)

1 Ecosistema: Unidad espacial definida por un complejo de componentes y procesos físicos y bióticos que interactúan en forma interdependiente y que han creado flujos de energía característicos y ciclos o movilización de materiales.

Ecosistema urbano: Una Comunidad Biológica donde los humanos representan la especia dominante o clave y donde el medioambiente edificado constituye el elemento que controla la estructura física del ecosistema (definiciones de la Organización de Naciones Unidas)

14

De este modo, los factores que afectan al ecosistema urbano son

en parte diferentes a los que afectan a los ecosistemas naturales. La ciu-

dad crea sus propias condiciones intrínsecas ambientales, lumínicas, de

paisaje, geomorfológicas, independientemente de las de su entorno y

con sus características particulares propias, lo que permite que el hom-

bre pueda interferir y manejar el conjunto de factores ambientales que la

afectan (a excepción de los climáticos)

López y Díaz (citados en Elgueta Miranda 2000) ratifican que debi-

do al explosivo fenómeno de la urbanización, los efectos a escala global

sobre la naturaleza y la calidad de la vida urbana han afectado la estabi-

lidad ecológica, política y social. Las ciudades han producido sistemas

artificiales, inestables y de alta vulnerabilidad, que se mantienen con

grandes demandas de materiales diversos y energéticos que con fre-

cuencia son transportados desde distancias cada vez más lejanas.

La ciudad plantea severas limitaciones para el análisis ecológico,

debido a la profunda alteración de la naturaleza en estos espacios y a

que muchas de las acciones correctivas o de planeación se limitan al

ámbito técnico o político o socioeconómico. La sostenibilidad local de las

ciudades se ha venido apoyando en una creciente insostenibilidad global

de los procesos urbanos de apropiación de recursos y eliminación de re-

siduos.

Es necesario entender que la comprensión de la situación ambien-

tal en el mundo y en las ciudades en especial, pasa necesariamente por

el entendimiento de los fenómenos del ámbito social, lo que ha hecho

que estudiosos de las ciencias naturales se mantengan al margen

(Hernández, citado en Elgueta Miranda 2000)

Aunque muchas personas aún encuentran problemático el concep-

to de ecosistema al hacer un análisis en el ámbito urbano, es un marco

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excelente para el planeamiento, el manejo y la educación. El sufijo “sis-

tema” implica que el concepto se enfoca sobre actividades, operaciones y

dinámicas que incluyen la interacción de los componentes con variados

flujos de energía y materia entre suelo, vegetación, poblaciones animales

y atmósfera (Rowntree 1998)

Uno de los riesgos es complicar demasiado el concepto. Por ejem-

plo, si creemos necesario entender la operación completa de una ciudad

(incluyendo actividad industrial, estructura socioeconómica y flujos de

tránsito, por ejemplo) para poder comprender la dinámica del arbolado

urbano, la complejidad va a superarnos. La clave es enfocarse sobre la

vegetación urbana y los suelos como la infraestructura renovable y ma-

nejable del sistema urbano a través de la cual se pueden medir los flujos

de agua, energía, contaminantes y nutrientes y calcular los costos y be-

neficios humanos asociados con diferentes estructuras y funciones de

vegetación urbana.

Si seguimos con este enfoque recomendado por Rowntree, el ar-

bolado urbano es el recurso renovable del ambiente urbano sobre el que

más se puede influir desde el manejo y la planificación. Desde otras dis-

ciplinas se disiente sobre la calidad de recurso de los árboles pero su

evaluación dentro del sistema ecológico de la ciudad es de gran utilidad

para tender a su utilización como herramienta de modificación de la cali-

dad del aire.

Pero además de esta complejización del concepto de ecosistema,

Rowntree agrega una segunda barrera a su aplicación al estudio del arbolado: el

desacierto de entender a los ecosistemas sólo en paisajes relativamente vírgenes,

no intervenidos. Paulatinamente, esta noción se vuelve menos bloqueante a medida

que la sociedad y la ciencia comprenden que la mayoría de los ecosistemas de la

tierra ya han sido modificados por los humanos y comienzan a diseñar los modelos

de la participación humana en ellos. La arboricultura urbana, como ciencia, tiene el

potencial de contribuir al avance de la teoría y el manejo de los ecosistemas ya que

16

tanto los investigadores como los profesionales están creando una base importante

de conocimiento sobre los humanos como factores externos e internos (Rowntree

1998)

E l á r bo l u r bano c omo i nd i v i duo en r e l a c i ó n c on o t r o s

Un árbol urbano es toda especie vegetal de porte arbóreo que

crece dentro del ecosistema ciudad. Podría definirse la cobertura arbórea

urbana como un sistema en el que las estructuras artificiales (edificios y

construcciones en general) se mezclan con los árboles de manera que la

interacción árbol-edificio es predominante y ejerce el control sobre todo

un sistema que tiene, a su vez, grandes modificaciones del suelo tanto a

nivel superficial como subterráneo (Richards, 1992)

Si se comparan las condiciones para el desarrollo de una misma

especie en hábitats rurales y urbanos, puede afirmarse que el árbol ur-

bano está sometido a enormes desventajas respecto del rural: suelos

compactados o impermeables y saturados de calcio y sodio, falta de nu-

trientes, carencia de riego en las primeras etapas del desarrollo y atmós-

fera contaminada. Esto determina un crecimiento limitado –con menor

tamaño final- mayor susceptibilidad a enfermedades y menor longevi-

dad.

Aún así, muchas especies de porte arbóreo muestran una asom-

brosa adaptación a las condiciones de este hábitat que les es impuesto y

crecen lo suficiente como para brindar todos los beneficios que se espe-

ran de ellas (Barreiro 2007 a)

En el ámbito urbano, el stock de árboles está controlado por dos

factores generales: la cantidad y la calidad del espacio disponible para el

crecimiento y la presión ejercida sobre este espacio por otros usos dife-

rentes y por el valor de la tierra (Richards 1992)

17

Sobre la base de las características culturales actuales, puede de-

finirse a los ejemplares como árboles de alineación, cuando están

plantados en líneas a lo largo de las veredas de calles, avenidas y boule-

vares; árboles de espacios verdes, cuando pertenecen a la superficie

de una plaza, plazoleta, parque o reserva natural urbana y árboles de

espacios privados, cuando crecen en jardines residenciales de casas

mono o multifamiliares, edificios corporativos e instalaciones industriales.

Los árboles de alineación crecen sobre suelo altamente modificado, con

interacción entre árbol y árbol cuando son de gran tamaño y donde la

influencia del pavimento y las edificaciones suele ser limitante al creci-

miento. Los árboles de espacios verdes, por su parte, crecen en una ma-

yor interacción entre sí y con poca influencia de edificaciones, aunque los

suelos, según el sitio, pueden estar modificados (Richards 1992)

Para la mayoría de las ciudades, las dos primeras categorías con-

forman el arbolado público, considerado patrimonio natural de sus

habitantes. Deben agregarse a este patrimonio todos aquellos árboles

plantados en jardines de edificios cerrados pero de acceso público, como

museos, instalaciones gubernamentales y militares, centros deportivos,

hospitales y escuelas. Configuran una categoría intermedia entre las des-

criptas, porque en general tienen, para su mantenimiento, presupuestos

diferenciados del total asignado al arbolado público (Barreiro 2007 a)

E l amb i en t e u r bano c omo c au sa de s t r e s s e n l a v ege t a c i ó n

E l c a l o r e x ce s i v o

El paisaje urbano contribuye al aumento de las temperaturas de

varias maneras: (1) áreas construidas de gran superficie tanto en alto

como en largo proveen condiciones adicionales para el intercambio de

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energía, (2) los materiales de revestimiento pedregosos tienen alta con-

ductividad, mayor capacidad calorífica y mayor albedo, (3) las ciudades

generan calor adicional por el metabolismo humano, el tránsito, la activi-

dad industrial, la calefacción doméstica y los equipos de refrigeración y

(4) las superficies impermeables de la estructura urbana llevan a un

rápido escurrimiento de la lluvia, alterando los balances de humedad y

temperaturas (Andresen 1976)

En un ensayo realizado por Landsberg en Ontario, California, (ci-

tado en Andresen 1976), se midieron con termómetro infrarrojo las tem-

peraturas de una pared con orientación oeste, a las 4 de la tarde, y del

pavimento adyacente en una playa de estacionamiento. El resultado fue

de 45ºC mientras que la superficie de césped tenía 33ºC y la del aire so-

bre el césped y dentro de un patio interno cercado era de 31ºC.

Las temperaturas urbanas se han ido incrementando en las ciuda-

des de todo el mundo. Las diferencias de temperatura entre áreas urba-

nas y rurales parece deberse más al efecto “isla de calor” que a cam-

bios regionales en el clima. En un estudio de 31 ciudades californianas

(Akbari, citado en McPherson 1994) se muestra una tasa de incremento

de temperaturas de 0.4ºC por década desde 1965 a 1990. Si a esto se

suma el incremento de 0.3ºC por década calculado como consecuencia

del calentamiento global, se ve claramente la posibilidad de consecuen-

cias económicas y sociales (McPherson 1994)

Camilloni detalla la evolución de las temperaturas media, máxima

media y mínima media anual para tres estaciones meteorológicas del

Área Metropolitana de Buenos Aires: Observatorio Central Buenos Aires,

Ezeiza Aero y Aeroparque Aero para el período 1959-2003. En todos los

casos se observan tendencias hacia mayores valores que son del orden

de 1.8ºC/100 años para la temperatura media, 0.8ºC/100 años para la

temperatura máxima y 2.7ºC/100 años para la temperatura mínima

(Camilloni 2007)

19

La radiación infrarroja que alcanza a los árboles desde superficies

adyacentes puede calentar la superficie –especialmente de la corteza-

hasta temperaturas similares a las del emisor. Si los tejidos ya se en-

cuentran bajo stress hídrico, esas temperaturas pueden causar daños

muy severos o tener efectos letales (Andresen 1976)

El efecto isla de calor puede tener, además, efectos sobre la sa-

lud física y psicológica de los habitantes, causando mayor cantidad de

enfermedades cardíacas y otras afecciones que reducen la expectativa de

vida de los ciudadanos (McPherson 1994)

La mitigación del efecto isla de calor en las ciudades puede con-

tribuir a convertirlas en paisajes sustentables, bien definidos por

McPherson (1990) como multifuncionales, de bajo mantenimiento, diver-

sos biológicamente y expresivos de “lugar”. Las políticas públicas ten-

dientes a esta mitigación pueden utilizar características físicas del am-

biente de fácil manipulación, en especial la vegetación.

E f e c t o s de l a c ompac t a c i ó n s ob r e l a s r a í c e s

Una de las características principales del ambiente urbano en rela-

ción con el crecimiento de la vegetación es la compactación del suelo,

que se da no solamente en las veredas sino también en plazas y parques

en los que no se realizan trabajos de mantenimiento adecuados para re-

parar los daños causados por el alto tránsito de personas o por el uso

inadecuado de los espacios (Barreiro 2007 a)

La compactación del suelo puede aplastar las raíces físicamente y

matarlas. Restringe la penetración radical a través del suelo y reduce,

por lo tanto, la elongación y la ramificación. También sofoca a las raíces

por reducción o eliminación del oxígeno disponible para la respiración

normal y provoca procesos físico-químicos que derivan en el desarrollo

20

interno de compuestos tóxicos. Como consecuencia, parte de las raíces

muere causando, especialmente en ejemplares jóvenes de plantación

reciente, la decadencia pronta y, finalmente, la muerte (Wargo 1983)

F i t o r e spue s t a

Como forma de servicio público, quienes administran el arbolado

deben proveer árboles urbanos durables que estarán sometidos a calor

excesivo y prolongados períodos de luz artificial, dos factores que afec-

tan el crecimiento por un gradual aumento de las temperaturas externas

al árbol tanto por sobre como por debajo del pavimento (Andresen 1976)

Tanto la temperatura del suelo como la tasa y dirección de la

transferencia del calor son importantes para quienes manejan el arbola-

do urbano y para quienes estudian el clima en las ciudades. El calor y la

humedad se transfieren simultáneamente en el suelo, especialmente cer-

ca de la superficie. Esto influye en el stress hídrico del árbol al cambiar la

distribución de la humedad en el suelo y la demanda de agua por el ve-

getal.

La velocidad de la savia en un paraíso (Melia azedarach) plantado

en una ciudad demostró ser un 10% mayor a la de un ejemplar similar

plantado en un área suburbana (Christensen & Miller, citados en Halver-

son & Heisler 1981) mientras que las tasas de evapotranspiración de su-

perficies cespitosas urbanas llegaron a exceder las tasas potenciales has-

ta en un 30% (Oke 1989) Estos autores atribuyeron el exceso de de-

manda de agua a la advección de calor sobre superficies rígidas. Sin em-

bargo, el suelo también puede actuar como un sumidero de energía en

diferentes épocas del año y modificar el clima urbano (Halverson & Heis-

ler 1981)

Para analizar la respuesta de los árboles a los efectos detrimenta-

21

les del calor, es imperativo definir los conceptos de termotolerancia y

termoevasión. La termotolerancia es sinónimo de resistencia a la tem-

peratura, la habilidad de las plantas para resistir el stress por calor en

sus tejidos internos. La termoevasión o evasión del calor, describe la

habilidad de las plantas para ajustar o resistir el daño letal o grave por

radiación infrarroja externa (Andresen 1976)

Para observar termotolerancia, se hicieron trabajos sobre plantas

jóvenes y se encontró que el calor produce coagulación proteínica con

muerte celular al alcanzar los 49 a 51ºC (Lorentz, citado en Andresen),

con variaciones según el tiempo de exposición a elevadas temperaturas y

el grado de madurez de los tejidos expuestos.

En cuanto a la termoevasión, puede ocurrir a través de (1) aisla-

miento, (2) respiración, (3) absorción de energía lumínica y (4) enfria-

miento por transpiración. Los últimos dos parecen ser los mecanismos

principales.

Las cortezas gruesas y corchosas pueden ser una defensa para

condiciones de congelamiento pero podrían actuar como conductoras del

calor desde o hacia los tejidos internos. Las temperaturas internas altas

podrían ser disipadas por los flujos ascendentes y descendentes, por

transferencia hacia las células corticales y parenquimáticas de cortezas

delgadas sombreadas por la copa.

El rol de la respiración aún es teórico en lo que se refiere a la re-

sistencia de los ejemplares al stress por calor, aunque tasas respiratorias

disminuidas inducirían termoevasión. La transpiración, por su parte,

puede disminuir las temperaturas internas de la hoja entre 2 y 5ºC –o tal

vez más- lo que puede ser suficiente para reducir el riesgo por debajo

del rango letal (Andresen 1976)

22

E l a rbo lado como s i s t ema

Ap l i c a c i ó n de c on cep t o s e c o l ó g i c o s : e s t r u c t u r a , f un c i ó n , d i v e r s i d ad y dom inanc i a

Siguiendo los conceptos de Rowntree (1998) para la definición de

ecología urbana, hemos determinado los significados de estructura y

función, en relación con el arbolado.

Estructura es el conjunto de características estáticas del arbolado

urbano: distribución territorial de especies, biomasa, tamaño, edad y

condiciones sanitarias, atributos que deberían constar en cualquier censo

arbóreo realizado en una ciudad. La estructura no es permanente, por

supuesto: sufre los cambios a los que la somete la función del árbol.

Función es la dinámica del arbolado: la forma en que interactúa

con los demás componentes del ecosistema –incluidos los humanos- y la

manera en que fuerzas internas y externas cambian su estructura a

través del tiempo. Ejemplos de función son las interacciones entre los

árboles y su medio físico: intercambios fisiológicos de energía y materia

que pueden afectar a la fauna y a la atmósfera. La enfermedad y el en-

vejecimiento son funciones que transforman a la estructura a través del

tiempo. También la competencia por el suelo y la luz a la que están so-

metidos los ejemplares plantados en las calles urbanas, que va cambian-

do al arbolado morfológicamente y lo va debilitando (al punto de volverlo

más susceptible al daño exterior por agentes físicos o biológicos)

La función incluye la rotura de veredas en la búsqueda de nutrien-

tes, agua e intercambio gaseoso y el hecho de que el árbol crea un mi-

croclima húmedo para insectos y plagas, absorbe contaminantes, enfría

el aire circundante y produce sombra, lo que permite una mejor conser-

vación de la energía.

23

Cuando un árbol afecta a otro componente del sistema –o vicever-

sa- se habla de función ecológica.

Para un desarrollo conceptual es crítico comprender la estructura y

la función en diferentes escalas espaciales y temporales. En las escalas

más pequeñas, las funciones ecológicas del arbolado comienzan a nivel

de individuo, de su interacción con el otro individuo y con otros compo-

nentes del sistema. No es fácil entender cómo ubicar a un sólo ejemplar

en el funcionamiento de un ecosistema arbolado pero se puede desde

la perspectiva de la ecología forestal urbana, ampliando la visión al sis-

tema.

El acercamiento ecológico integra la función de los árboles indivi-

duales con la de los grupos a nivel de vereda, manzana, barrio, distrito

de planeamiento, arbolado por sectores, arbolado del área urbanizada y

arbolado regional. Este proceso permite una mejor visión de la distribu-

ción de costos y beneficios en categorías espaciales y temporales en la

certeza de que las actividades que se realizan en cada categoría influen-

ciará las actividades a mayor escala (Rowntree 1998)

Ut i l i d ad de l c on cep t o de c obe r t u r a

La superficie y distribución de la cobertura arbórea dentro de una

ciudad depende del espacio de crecimiento disponible para raíces, ramas

y troncos. Para un planificador, el primer paso para poder entender la

estructura del arbolado es la descripción espacial de esta cobertura, con-

formada por las copas de todos los ejemplares.

Rowntree sugiere que el porcentaje de cobertura total para una

ciudad no es un número útil porque no describe la variación espacial de

la cobertura, una característica de fundamental importancia para realizar

comparaciones entre ciudades o entre áreas demográficas, económicas,

culturales y de manejo.

24

Por lo general, dentro de una ciudad la cobertura arbórea está de-

terminada por el uso de la tierra. De ahí que el primer paso para la com-

prensión de la estructura del arbolado es el análisis de los mapas de uso

del suelo en la ciudad, donde puede verse que las áreas residenciales

son las que tienen, por lo general, la mayor cobertura arbórea. Es más

útil la comparación por clases de uso del suelo entre ciudades que la de

las coberturas promedio para todas las clases (Rowntree 1998)

Compos i c i ó n e spe c í f i c a : d i v e r s i d ad y dom i -nanc i a

Las medidas de diversidad y dominancia pueden usarse en el

arbolado urbano para mejorar las descripciones de la estructura y com-

prender el costo de diferentes estrategias. La dominancia relativa es el

porcentaje de una especie sobre el área basal total de todas las especies.

Con los índices de diversidad, la dominancia relativa puede medir

las diferencias entre unidades de manejo dentro de un plan de arbolado

o mostrar la forma en que va cambiando la composición específica a

través del tiempo. Las mediciones de este tipo pueden ser muy útiles en

el arbolado de alineación, para observar tendencias y modelos que pue-

dan influir sobre los trabajos de reemplazo y mantenimiento.

Aunque parezca un concepto sólo atribuible a los sistemas natura-

les, la diversidad también puede ser un atributo del arbolado urbano:

se ha demostrado que sistemas más diversos conducen a una mayor es-

tabilidad también en los sistemas muy antropizados. Un arbolado con

diversidad específica puede, ademas, dar lugar a mejores sistemas de

mantenimiento, con menor inversión económica y menor gasto de energ-

ía.

La cuestión es cómo definir la diversidad y la estabilidad y en qué

contexto social hacerlo. Una manera sería bajo el concepto de salud del

ecosistema y su relación con los mitos, creencias, percepciones y sim-

25

bolismos en el manejo que hacemos de la naturaleza, en un camino

hacia la definición de sustentabilidad del arbolado, un concepto

arraigado recientemente en la sociedad –en regiones con mayor desarro-

llo y poder económico que las ciudades latinoamericanas (Barreiro 2008)

Para los administradores del arbolado, la diversidad podría ser una

fuente de estabilidad -si la definimos como un estado de resistencia a las

pérdidas catastróficas- pero, sin embargo, un exceso de diversidad pue-

de aumentar los costos de mantenimiento a tal punto que se ponga en

riesgo a la diversidad misma. Quizás deba redefinirse biodiversidad en

el caso del arbolado urbano y analizar racionalmente los aspectos nega-

tivos y positivos de introducir especies exóticas, por ejemplo.

Si volvemos a Rowntree, en un intento de resumen, estructura y

función son dos conceptos claros y tangibles que pueden medirse me-

diante herramientas convencionales. No tan clara es la aplicación de di-

versidad y dominancia, ya que son índices definidos con una intención

diferente a la que manejan investigadores y administradores del arbola-

do urbano. Sin embargo, son descriptivos de la riqueza y el balance de la

composición del arbolado y pueden, bajo las circunstancias adecuadas,

ser útiles en la educación de la comunidad y en la planificación de los

presupuestos.

E l se rv i c i o amb ien ta l de l a rbo lado

El valor de un bosque como fijador y almacenador de carbono es

sobradamente conocido, aunque su conceptualización como servicio

ambiental sólo ha aparecido cuando la conciencia del papel de las emi-

siones de CO2 en el cambio climático empujó a la firma de acuerdos in-

ternacionales y a la ejecución de políticas tendientes a reducirlas (Ruiz

Pérez et al. 2007)

Un servicio ambiental es prestado a un ecosistema a través de

26

diferentes vías. En el caso del arbolado, este servicio se traduce en la

producción de oxígeno y la absorción de dióxido de carbono –procesos

fisiológicos esperables de un vegetal- a los que se suma la capacidad de

fijación y almacenamiento tisular del carbono atmosférico por una longi-

tud de tiempo que depende del tamaño y la longevidad de la especie y

del manejo que reciba.

En su relación con la ciudad, el arbolado presta además, otros dos

servicios ambientales básicos: un mejor manejo del agua y la posibilidad

de crear y sostener biodiversidad. En la Tabla I a. se han resumido los

valores centrales para el ambiente que, a nuestro entender, tienen los

árboles según el sitio de crecimiento.

Tabla I a. Valor de los árboles para el ambiente urbano según el entorno de cre-

cimiento

Parque urbano Arbolado

de alineación

Valores visuales

La masa arbórea es más im-portante que el ejemplar in-dividual

La masa arbórea es tan importante como los individuos

Efecto sobre el mi-croclima

Depende de la superficie y la densidad. Temperaturas mo-deradas, viento reducido y mayor humedad relativa

Sombreado, reducción de la velocidad del vien-to y leve incremento de la humedad relativa

Efecto sobre el me-soclima urbano

Puede ser significativo según la superficie de cobertura

Puede ser significativo en total

Influencia sobre la calidad del aire

Puede ser significativo sumi-dero y trampa de contami-nantes

La capacidad como trampa de contaminan-tes depende de la bio-masa. La función de su-midero depende del total de área verde y las con-diciones.

Influencia sobre el manejo del agua

Alta interceptación del agua de lluvia y elevadas tasas de evapotranspiración, depen-diendo de la biomasa arbó-rea. La tasa de infiltración depende de la permeabilidad del suelo

La interceptación y la evapotranspiración de-penden de la cobertura arbórea. La infiltración y el almacenamiento de agua de lluvia están normalmente reducidos.

Fuente: Adaptación propia sobre Richards 1992.

27

C on c l u s i ones

Los árboles urbanos ocupan una amplia variedad de hábitats, des-

de un ejemplar único compitiendo con la infraestructura edilicia hasta

extensiones amplias forestadas en parques o reservas naturales. En cada

situación se producen diferentes climas, desde el microclima hasta el

clima local, contribuyendo al mosaico climático de la ciudad entera.

El comportamiento térmico de las ciudades es, principalmente, un

producto de la morfología urbana o, más específicamente, de la compo-

sición y estructura tridimensional de los materiales que conforman la su-

perficie de la ciudad. La mitigación se relaciona con tres elementos de

manejo corriente durante el desarrollo: la geometría de la ciudad, los

colores de las superficies y la vegetación, que ocupa a este trabajo

(McPherson 1994)

Los árboles tienen características propias, térmicas, aerodinámi-

cas, radiantes y de manejo de la humedad, que claramente los distin-

guen de otras superficies y materiales urbanos en términos de intercam-

bio de energía y masa con la atmósfera. Como resultado, demuestran

habilidad para producir sombra, frescura, abrigo, humedad y filtración de

aire lo que los convierte en herramientas flexibles para el manejo am-

biental (Oke et al. 1989)

El tratamiento del arbolado como recurso natural, al cual se le

pueden adjudicar caracteres de estabilidad o inestabilidad, renovabilidad

e, inclusive, de sistema en sí mismo, puede ser útil para la comprensión

de su dinámica.

El aspecto más poderoso del concepto de ecosistema es que nos

obliga a ampliar nuestra visión espacial y temporal, a hacer determina-

ciones objetivas sobre a quién beneficia y quién paga por cualquier mo-

dificación en la estructura y la función del arbolado. Cuestiones que sue-

28

len ser de difícil resolución en el ámbito de la política administrativa de la

ciudad pero que pueden encontrar respuesta utilizando la visión ecológi-

ca adoptada por la silvicultura y la arboricultura urbana.

Agradec im ien tos

Queremos expresar nuestro agradecimiento por el trabajo de con-

trol y revisión a los directores de tesis, Ing. Darío Gómez y Dra. Ana Ma-

ría Faggi; por la permanente confianza, al Lic. Alberto Morán; por el im-

portante aporte, al Dr. David Nowak perteneciente al Servicio Forestal de

los Estados Unidos y al Dr. Misa Takahashi, investigador de la Universi-

dad de Tokio. A todos aquellos, en fin, que nos ayudaron con su pacien-

cia y su comprensión y, especialmente, a quienes les gustan los árboles

y ayudan a su conservación para el bien de todos.

29

Cap í t u l o I I

Con t am i n a n t e s a tmo s f é r i c o s y

c ompo r t am i e n t o d e l o s á r b o l e s

30

Ca rac te r i zac ión de l o s con taminantes

a tmos fé r i cos más comunes en e l

amb ien te u rbano

Si consideramos a la contaminación atmosférica como la presencia

de sustancias aportadas directa o indirectamente por el accionar humano

en cantidades y duración tales que puedan afectar adversamente a la

población, sus bienes materiales, a los animales o a la vegetación

(Gómez, 2006), encontramos varias sustancias causantes de efectos no-

civos que, aún siendo parte de la composición natural de la atmósfera se

traducen en contaminantes bajo ciertas circunstancias (como el ozono o

el dióxido de carbono).

Las sustancias emitidas a la atmósfera de manera directa se de-

nominan contaminantes primarios; las que resultan de la reacción físi-

ca o química dentro de la atmósfera se denominan contaminantes

secundarios.

Los contaminantes primarios llegan a la atmósfera como resultado

de los procesos de combustión –principal origen-, evaporación, abrasión

o erosión. Aunque los productos resultantes de una combustión comple-

ta, dióxido de carbono y agua, no han sido considerados tradicionalmen-

te como contaminantes, la reciente preocupación por el cambio climático

cambió la perspectiva sobre la acumulación de dióxido de carbono en la

atmósfera.

Sin embargo, es la combustión incompleta el mayor causante de

contaminación atmosférica urbana, ya que su producto puede incluir

hidrocarburos parcialmente quemados (HC), óxidos de nitrógeno –por

reacción con el nitrógeno del aire- y, en combustibles no puros, nitróge-

no, azufre, plomo y cenizas que conforman emisiones de óxidos de

31

nitrógeno, óxidos de azufre, plomo, partículas y ceniza, además del agua

y el dióxido de carbono (Gómez 2006).

En cuanto a los contaminantes secundarios, son los que forman la

niebla fotoquímica. Los HC y otras sustancias de fácil volatilidad se de-

nominan compuestos orgánicos volátiles (VOCs) y, en presencia de la luz

solar, reaccionan con los óxidos de nitrógeno resultando en ozono tro-

posférico y otros componentes de la niebla fotoquímica.

En resumen, los contaminantes clásicos del aire urbano son:

monóxido de carbono (CO), óxidos de nitrógeno (NOx), óxidos de azufre

(SOx), plomo (Pb), ozono (O3) y material particulado en suspensión (PM)

(Gómez 2006).

Ya sea por procesos físicos o fisiológicos, las plantas tienen la ca-

pacidad de retener diferentes sustancias que son nocivas para la salud

humana. Entre los procesos físicos, el principal es la adsorción de partí-

culas sobre la superficie de hojas y corteza. Denominadas genéricamente

como material particulado (humo, polvo, hollín), más conocidas por su

sigla PM seguida del tamaño de partícula expresado en micrones (PM2.5

a PM10), contienen diferentes elementos minerales y, en condiciones

urbanas, llevan metales pesados y compuestos orgánicos provenientes

de diferentes fuentes fijas y moviles, resultantes de la actividad humana.

Entre los procesos fisiológicos, la absorción de gases contaminan-

tes y su almacenamiento en los tejidos vegetales es el mayor servicio

que las plantas ofrecen a un ambiente urbano. Son capaces de retener

gases de efecto invernadero como ozono y dióxido de carbono y otros

contaminantes atmosféricos como óxidos de azufre (SOx) y óxidos de

nitrógeno (NOx), responsables de la formación de lluvia ácida.

32

Tabla II a . Contaminantes clásicos en el aire urbano y sus efectos nocivos

Contaminante

Denominación

genérica

Fuente principal

Daño a la salud

Daño al ambiente

Daño a la

propiedad

Dióxido de nitrógeno

NO2 quema de combusti-bles fósiles

Daño pulmonar, enfermedades de las vías respirato-rias y pulmones.

Es un precursor de la lluvia ácida (aerosoles ácidos) que puede dañar árboles y lagos. Los aerosoles ácidos pueden también reducir la visibilidad.

Los aerosoles ácidos percuden la piedra utilizada en los edificios, estatuas, monu-mentos, etc.

Dióxido de azufre

SO2 quema de carbón y petróleo; procesos industriales (papel, me-tales)

Problemas respi-ratorios: puede causar daño per-manente a los pulmones.

Es un precursor de la lluvia ácida que puede dañar árboles y lagos. Los aerosoles ácidos también pueden reducir visibilidad.

Los aerosoles ácidos percuden la piedra utilizada en los edificios, estatuas, monu-mentos, etc.

Monóxido de carbono

CO quema de combusti-bles fósiles (combustión incompleta)

Reduce la capaci-dad de transporte de oxígeno de la sangre a los teji-dos. El monóxido del carbono pue-de ser particu-larmente riesgoso para las personas con dificultades cardíacas y circu-latorias, y para las que posean daño en el siste-ma respiratorio.

33

Contaminante

Denominación

genérica

Fuente principal

Daño a la salud

Daño al

ambiente

Daño a la

propiedad

Ozono O3 reacción química de los contami-nantes VOCs y NOx

Problemas respi-ratorios, reduc-ción de la función pulmonar, asma, irritación de ojos, obstrucción de nariz, reducción de la resistencia a los resfríos y a otras infecciones, puede acelerar el envejecimiento del tejido pulmo-nar.

Puede dañar plantas y árboles y causar reduc-ción de la visibili-dad.

Daño al caucho, a las estructuras, etc.

Partículas en sus-pensión

PM quema de leña, diesel y otros combusti-bles; plantas industriales; agricultura (arado, quema de campos); caminos sin pavimentar

Irritación de nariz y garganta, daño pulmonar, bron-quitis, muerte temprana.

Los partículas son la fuente principal de niebla que reduce la visibili-dad.

Las cenizas, el hollín , los humos y el polvo pueden ensuciar y deste-ñir las estructuras y otras propieda-des, como mue-bles y ropa.

Plomo Pb la gasolina con plomo, pinturas, fundiciones; fabricación de baterías

El plomo produce daño en el cere-bro y en el siste-ma nervioso; siendo los niños un importante grupo de riesgo. Algunos produc-tos químicos que contienen plomo causan cáncer en los animales. Causa además problemas diges-tivos.

El plomo afecta la vida silvestre.

Fuente: Gómez 2006

34

Tabla II b. Principales contaminantes y sus efectos adversos

Efecto Principales contaminantes

Salud Trióxido de azufre (SO3)

Dióxido de nitrógeno (NO2)

Fluoruro de hidrógeno (HF)

Ozono (O3)

Plomo (Pb)

Cadmio (Cd)

Contaminantes orgánicos persistentes

Crecimiento de la vegetación Óxidos de azufre

Fluoruro de hidrógeno

Oxidantes (O3)

Corrosión de materiales Ácido sulfúrico (H2SO4)

Ácido nítrico (HNO3)

Cloruro de hidrógeno (HCl)

Sulfuro de hidrógeno (H2S)

Transparencia de la atmósfera Sulfatos

Nitratos

Material particulado en suspensión

Fuente: Gómez 2006

E l m a t e r i a l p a r t i c u l a d o

Los particulados son trazas de elementos sólidos o líquidos en la

atmósfera, con características muy variadas: pueden ser orgánicos o in-

orgánicos, vivos o inertes. La fracción inorgánica puede contener algu-

nas decenas de elementos, muchos metálicos; los más comunes son sili-

catos, calcio, aluminio y hierro. El total orgánico contiene un gran

número de hidrocarburos alifáticos y aromáticos, aldehídos, cetonas y

ácidos, con una fracción viva: pólenes, esporas de hongos y células bac-

terianas.

35

El tamaño de las partículas varía entre 0.0005 y 500 µm de diáme-

tro. Las más grandes tienen la mayor tasa de sedimentación y poca lon-

gevidad en el aire mientras que las más pequeñas suelen estar cargadas

eléctricamente y adheridas a otras partículas. Las mayores a 10 µm son

resultado de procesos mecánicos como la erosión, la molienda o las pul-

verizaciones, además de los pólenes y esporas que tienen un tamaño

similar. Las partículas de suelo, polvos de procesos industriales, produc-

tos de combustión y sales en suspensión miden entre 1 y 10 µm mien-

tras que las menores a 1 µm suelen ser el resultado de la condensación

de gases en sustancias no volátiles (Smith & Doschinger 1976)

La fracción de tamaño considerada en la legislación vigente es el

valor de PM10, abreviatura para material particulado de diámetro aero-

dinámico menor a 10 µm (medido en µg/m3 de aire), tamaño que incluye

a la mayor parte de la masa de partículas suspendidas en el aire.

Las cargas de material particulado en las atmósferas urbanas sue-

len variar estacionalmente. Mientras algunos trabajos demuestran la

existencia de una mayor carga de PM durante el invierno (Spirtas & Le-

vin, citados en Smith & Doschinger 1976), en las mediciones realizadas

por Bogo et al. en la ciudad de Buenos Aires, los valores máximos de

PM10 para otoño-invierno fueron de 92 µg/m3 y para verano de 80

µg/m3. Si embargo, los valores promedio fueron algo mayores para ve-

rano (52 µg/m3 verano, 44 µg/m3 en invierno) (Bogo et al. 2003)2

Fuentes y compos i c ión de l a s pa r t í cu las

Según Caddle (citado en Beckett et al. 1998), las partículas se

forman en la atmósfera sobre la base de cinco mecanismos principales:

1. formación de aerosol a partir de la condensación y sublimación del

vapor

2. producción de humo

2 Ver Tabla IV c. Material particulado en la Ciudad de Buenos Aires (Capítulo IV)

36

3. reacciones químicas en la atmósfera que involucre trazas de gases

4. disrupción mecánica de la superficie terrestre, formando masas de

polvo sobre la tierra interior o masas de cristales salinos en áreas

cercanas al mar

5. coagulación de partículas pequeñas en otras más grandes

Mecan i smos de remoc ión

Las partículas se depositan sobre las superficies naturales por cin-

co procesos: sedimentación, difusión, turbulencia, lavado y depo-

sición oculta. La atracción-reacción de algunas partículas causa la

aglomeración en partículas mayores, con lo que su sedimentación es más

rápida. Las partículas de sulfatos y nitratos, por ejemplo, se hidratan con

facilidad y caen como deposición oculta o, si la humedad es muy alta,

como gotas de lluvia. Las partículas también pueden ser lavadas de la

atmósfera a partir del impacto con las gotas de lluvia o sufrir deposición

por acción de la turbulencia del viento.

Las partículas más grandes, pesadas, caen a la tierra con más ve-

locidad: hay mayor deposición cerca de la fuente emisora sobre la super-

ficie de las plantas. Las más pequeñas, por su parte, permanecen largo

tiempo en la atmósfera, creando una contaminación de base que llega a

permear, incluso, los ambientes interiores (Beckett et al. 1998)

El impacto ocurre al chocar una corriente de aire contra un obstá-

culo. El aire se divide pero las partículas tienden a seguir su camino recto

y chocan contra el obstáculo. La eficiencia de la recolección por impacto

aumenta a medida que disminuye el diámetro del obstáculo golpeado y

aumenta el tamaño de partícula.

Según Chamberlain (citado en Smith & Doschinger 1976) el im-

pacto es el proceso con mayor captación de partículas cuando (1) el ta-

37

maño de partículas es de 10 µm o más, (2) el tamaño del obstáculo es

del orden de centímetros o menor, (3) la velocidad de acercamiento es

del orden de metros/segundo o más y (4) la superficie impactada es

húmeda, pegajosa, pilosa o retentiva de alguna otra manera. El impacto

no es eficiente para partículas de 1 a 5 µm de diámetro.

Morfológicamente, los pelos finos que cubren las partes del vegetal

son el mecanismo de retención más eficiente para las partículas. El por-

centaje de lavado por la lluvia es muy alto en el caso de partículas de 20

a 30 µm mientras que la eficiencia de captura (deposición) por gotas de

lluvia cae notablemente con partículas menores a los 5 µm. Además, se

ha reportado que casi un 50% de las partículas retenidas por un árbol

urbano son resuspendidas en el aire en condiciones meteorológicas nor-

males (McPherson, citado en Beckett et al 1998)

Los árboles pueden ser sumideros de partículas debido a su gran

tamaño, una alta relación superficie/volumen del follaje y presencia de

pilosidad o rugosidad en el follaje y de rugosidad en corteza de ramas y

tronco. Inclusive, se ha sugerido (Ingold 1977, citado en Smith & Dos-

chinger 1976) que los pecíolos pueden ser aún más eficientes que las

láminas foliares en la retención de partículas.

Del mismo modo, Gallaher et al. (citados en Bealey et al. 2006)

encuentran que los árboles –que generalmente tienen grandes áreas fo-

liares- promueven el transporte vertical gracias a su rugosidad aero-

dinámica. Como consecuencia, son eficientes sumideros, dando tasas de

deposición seca en relación de 3:20 con respecto a las superficies verdes

cespitosas. Esto supone que reemplazar superficie verde –u otras super-

ficies no plantadas- por árboles podría ser una técnica adecuada para

aumentar la remoción de partículas de la atmósfera.

Muchos investigadores afirman que los árboles pueden absorber

38

nutrientes a partir de las partículas en el aire. En este sentido, la pilosi-

dad de las hojas es inversamente proporcional a la toma de nutrientes

mientras que las especies con mayor cantidad de ramas, más pequeñas,

son colectoras más eficientes que las que tienen ramas grandes. Utili-

zando túneles de viento controlado, Wedding (citado en Smith y Dochin-

ger 1976) encontró que la deposición de partículas sobre las hojas pilo-

sas del girasol (Helianthus annus) era diez veces mayor a la lograda por

las hojas lisas y cerosas del álamo amarillo (Populus sp.)

En cuanto a los datos de deposición por lluvia, Helvey (citado en Smith &

Dochinger 1976) demostró que es mucho mayor en canopias de pino Spruce (Picea

sp.), mediana en canopia de pino (Pinus sp.) y menor en canopias de bosques ca-

ducos de hoja ancha3.

Se ha demostrado que las masas boscosas son los grupos vegeta-

les más eficientes en la toma de partículas, por la mayor superficie rugo-

sa presente y por el aumento localizado del viento y su turbulencia. Lo

mismo se cita para áreas urbanas (Croxford, citado en Beckett et al

1998) donde la compleja estructura superficial favorece un intricado mo-

delo de flujos de aire turbulentos.

Re ten c i ó n de me ta l e s pe sado s

En áreas especialmente contaminadas, como los bordes de auto-

pistas, avenidas de alta circulación o sitios industriales urbanos, los árbo-

les se encuentran más expuestos a sales y metales pesados. Smith (ci-

tado en Smith & Dochinger 1976) estimó que las hojas de un ejemplar

urbano de arce azucarero (Acer saccharum) de 30 cm de diámetro

(DAP)4 pueden remover 60 mg de cadmio, 140 mg de cromo, 5800 mg

de plomo y 820 mg de níquel del aire circundante durante sólo una esta-

ción de crecimiento.

3 El tamaño de hoja de los tres tipos de plantas mencionadas va de menor a mayor, resul-tando en follajes más finos a menos finos, con una superficie foliar inversamente proporcional. Estos resultados coinciden con la mayoría de las investigaciones sobre la capacidad de retención de contaminantes en relación a la morfología foliar. (NA) 4 DAP: diámetro del tronco medido a la altura del pecho. Aprox. 1.37 m

39

El cadmio fue estudiado en particular. Estableciendo los neumáti-

cos, aceite de motor y combustibles como fuentes de liberación de cad-

mio a la atmósfera, Brennan & Rhoads (1976) analizaron el follaje de

varias especies arbóreas en un ambiente urbano con tránsito variable de

pocos hasta 60.000 vehículos/día y realizaron inferencias interesantes.

Algunas especies como abedul (Betula sp), Carya sp. y roble de los pan-

tanos (Quercus palustris) resultaron mejores sumideros del cadmio en el

aire que otras diez especies testeadas. La cantidad acumulada de cadmio

aumentó a medida que aumentó la concentración vehicular en el sitio.

Como no se encontraron daños fisiológicos en las plantas, se asume que

pueden resultar valiosas como purificadores del aire.

Como consecuencia de su capacidad de retención de metales pe-

sados, los árboles y arbustos también pueden ser utilizadas como indica-

dores biológicos de la contaminación atmosférica. En el caso de los árbo-

les, tanto las coníferas como las especies de hoja caduca han demostra-

do su utilidad en este sentido. Las coníferas indican contaminación a más

largo plazo porque acumulan las sustancias en la madera, haciendo evi-

dente la contaminación en el ambiente que las rodea por medio de la

concentración de metales en los anillos de crecimiento (Mulgrew & Wi-

lliams 2000)

Las especies de hoja ancha que demostraron más sensibilidad a la

contaminación con metales son Betula pendula (abedul), Fraxinus excel-

sior (fresno), Sorbus aucuparia (serbal), Tilia cordata (tilo de hoja chica)

y Malus domestica (manzano). El álamo piramidal (Populus nigra cv. Ita-

lica) ha sido recomendado como un bioindicador muy útil para la detec-

ción de metales en Europa, por ser una especie homogénea genética-

mente, fácilmente identificable y distribuida uniformemente. En Hungría

se encontró que la acacia blanca (Robinia pseudoacacia) cumpliría idénti-

cas funciones (Kovacs, citado en Mulgrew & Williams 2000).

40

La fuente principal de mercurio en tejidos foliares parece ser la

deposición aérea y no la toma por raíces (Zhang, citado en Mulgrew &

Williams 2000); las plantas lo absorben por intercepción de precipitación

seca y húmeda y por absorción de formas gaseosas de mercurio.

La acumulación de plomo en las hojas, al igual que sucede con el

mercurio, es reflejo directo del nivel de deposición: como elemento no

esencial, la deposición y acumulación sobre la superficie foliar es la prin-

cipal vía de absorción. Más aún, la concentración en los tejidos foliares

no es afectada por el lavado de las hojas previo al análisis ni por la toma

por raíces y traslocación, tal como sucede con otros metales.

En Madrid, España, Hernández et al. (1987) encontraron una co-

rrelación positiva entre el nivel de plomo en las hojas de rosales y el ni-

vel de tránsito vehicular. Sin embargo, en Thesalonica, Grecia, Sawidis

et al. (1995) llegaron a la conclusión de que los niveles foliares de plomo

tienen más que ver con el sitio que con la densidad vehicular. Estos últi-

mos probaron una selección de especies arbóreas en doce diferentes si-

tios, para verificar su capacidad como bioindicadores de metales (plomo

y zinc) en la atmósfera. Encontraron que los árboles cerca del centro de

la ciudad tenían los mayores niveles de metales en hojas, con una mayor

capacidad de retención del plomo y el zinc en las hojas de Populus alba

(álamo blanco) y Populus niger (álamo negro). A su vez, las especies con

mayor acumulación de metales tenían superficies foliares más rugosas

(citados en Mulgrew & Williams 2000)

A través del análisis de contenido metálico de las hojas de Quercus

ilex (roble de hojas de muérdago) se estudiaron los gradientes de con-

taminación con cobre, hierro y plomo en Nápoles, Italia. Los resultados

mostraron mayor contenido foliar de metales en las plantas cercanas a

las rutas y autopistas que en las de esquinas urbanas, a su vez mucho

mayor que el que contenían las hojas de los ejemplares plantados en

parques. La correlación positiva entre la concentración de Cu, Pb y Fe en

41

el tejido y en la superficie foliar demostró la importancia de la deposición

sobre el contenido interno, apoyando la teoría de que la deposición at-

mosférica es una fuente importante de contaminación metálica en las

hojas, más significativa que el contenido de metales en el suelo (Alfani et

al., citados en Mulgrew & Williams 2000).

En Buenos Aires, Perelman et al. realizaron la determinación de metales en

la corteza de Fraxinus pennsylvanica (fresno americano), la especie de mayor pre-

sencia en la ciudad. Los resultados confirmaron la presencia de bario, alumino,

magnesio y hierro, cuyo origen se infiere geológico: componentes de las arcillas

que constituyen el suelo que son dispersados por el viento. Parte de estos elemen-

tos, agregados a la presencia de cromo, mercurio, magnesio, zinc y plomo en las

áreas urbanas indican contaminación antrópica originada en el tránsito vehicular y

diferentes actividades económicas (Perelman et al. 2006)

Contaminac ión po r mater i a l pa r t i cu lado

E f e c t o s s ob r e l a s a l ud humana

Los efectos de las partículas sobre la salud humana se hicieron no-

tables a lo largo de la historia. El smog londinense de principios de los

’50, por ejemplo, causó muchas muertes y enfermedades crónicas, deri-

vando en la Ley del Aire Limpio de 1956 (Department of Environment,

citado en Beckett et al 1998)

Las enfermedades que pueden exacerbarse por influencia de este

tipo de contaminación son las que afectan al sistema cardiovascular y

respiratorio. La investigación sigue demostrando una correlación positiva

entre los niveles de contaminación por partículas y los efectos sanitarios

y concluye, por lo general, que hay una relación causa efecto directa

aunque aún no están claros los mecanismos implicados. En general, se

considera que son las partículas más finas las más nocivas, ya que pue-

42

den inspirarse profundamente y llegar a causar inflamación alveolar. De

ahí que algunos sistemas nacionales como el de los Estados Unidos

hayan decidido utilizar la medida de PM2.5 para diseñar medidas de con-

trol (Beckett et al. 1998)

En otros países, donde los sistemas de medición no son tan exac-

tos, se toma el total del material particulado menor a 10 µ (PM10). En

2005, el Ministerio de Salud de Costa Rica publicó una evaluación del

impacto de la contaminación del aire sobre la salud humana, mediante

las medidas de PM10 obtenidas por estaciones de monitoreo oficiales y

privadas que formaron un mapa de la contaminación en la ciudad de San

José de Costa Rica. Con la combinación de la relación dosis-respuesta y

la exposición a PM10 en el área estudiada, se cuantificó el impacto de los

daños en salud y sus costos, referidos al número y tipo de casos adicio-

nales de morbilidad y mortalidad prematura atribuibles a la contamina-

ción del aire (Allen Flores et al. 2005) Algunos de sus resultados se han

compendiado en las Tablas II c, d y e.

Tabla II c. Promedios ponderados de exposición a PM10 en centros ur-banos (concentración de PM10 en µg/m3 - Promedio anual)

Austria Francia Suiza Costa Rica

PM10 Total 26.0 23.5 21.4 59.0

PM10 atribuible al transporte automotor

8.0 8.0 7.4 44.3

Fuente: Allen Flores et al. 2005

Una vez estimados los efectos en salud, estos son traducidos a

términos monetarios. Y aunque parte de la comunidad científica suele

criticar la valoración económica del efecto en la salud o de la muerte, el

estudio aclara que el objetivo es medir el beneficio de la reducción

del riesgo ocasionado por una disminución de los niveles de contamina-

ción del aire que, necesariamente, lleva a la disminución de las frecuen-

cias en los diferentes resultados en salud. Hemos considerado importan-

43

te en nuestro trabajo la valoración económica del efecto en la salud por

ser imprescindible para el análisis del balance costo-beneficio del arbola-

do en las áreas urbanas.

Tabla II d. Daños a la salud (Costa Rica 2001) Frecuencias basales y casos atribuibles a la contaminación del aire por PM10 total anual (la frecuencia basal estima incrementos de 10 µg/m3 PM10, por cada millón de habitantes)

Frecuencia basal (casos por millón)

Casos por millón

Total PM10

%

Mortalidad total (> 30 años) 2141 475 22.2

Ingresos hospitalarios por causas respiratorias

8146 550 6.8

Ingresos hospitalarios por causas cardiovasculares

4121 266 6.5

Bronquitis crónica (> 25 años) 25011 12638 50.5

Bronquitis (niños < 15 años) 19641 30987 157.8

Días de incapacidad (adultos > 20 años)

233303 71565 30.7

Episodios de asma (niños < 15 años) 42319 9601 22.7

Episodios de asma (adultos > 15 años)

46996 9450 20.1

Fuente: Allen Flores et al. 2005

Tabla II e. Costos totales por morbilidad atribuible al total de PM10 y al PM10

producido por el transporte vehicular

Costos de la enfermedad

(en millones)

Austria

(euros)

Francia

(euros)

Suiza

(euros)

Costa Rica

(dólares)

Contaminación total 105 297 55 4.7

Transporte vehicular 45 165 29 3.3

TOTAL 150 462 84 8.0

Fuente: Allen Flores et al. 2005

E f e c t o s s ob r e l o s á r bo l e s

Muchas de las sustancias clasificadas como material particulado en

la atmósfera pueden causar diferentes niveles de daño en los árboles.

44

Los metales pesados y otras partículas han demostrado su poder de

acumulación, causando daño y hasta la muerte en algunas especies.

Aunque, en la mayoría de los casos, el daño se da por fitotoxicidad, tam-

bién se ha mencionado el poder abrasivo que tienen las partículas sobre

los tejidos vegetales (Kulshreshtha, citado en Beckett et al 1998), que se

demuestra por la mayor cantidad de tejido calloso en las hojas.

En los casos de alta carga de particulado en el aire, por ejemplo

cerca de caminos sin pavimentar o canteras abiertas, se produce,

además, la oclusión de los estomas, originando una menor capacidad del

árbol para el intercambio gaseoso. También se afectan otros procesos

por la acumulación de partículas sobre los tejidos foliares. Por ejemplo,

la formación de yemas, la polinización y la absorción/reflectancia de la

luz.

Dentro de la literatura revisada por Beckett et al. (1998), desta-

camos aquí aquellos resultados obtenidos en área urbanas y con espe-

cies similares a las utilizadas en el ambiente de la ciudad de Buenos Ai-

res:

• En revisión bibliográfica, Farmer (1993) compendió el hallazgo

de la interrupción del intercambio gaseoso por oclusión estomática

debida a una alta carga de partículas en la atmósfera de calles ur-

banas de Estados Unidos para Populus tremula, Acer campestre,

Betula pendula, Quercus sp. y Fraxinus excelsior.

• En áreas de alto tránsito en Nigeria, Fatoki (1981, 1991) en-

contró mayores niveles de plomo y zinc en especies con hojas rugo-

sas y un total mayor de metales pesados en cortezas rugosas. Los

árboles resultaron con daño y, en algunos casos, muerte por acu-

mulación de tóxicos.

• Impens & Delcarte (1979) estudiaron especies urbanas en Bru-

45

selas, Bélgica y demostraron su decadencia progresiva a lo largo de

diez años de exposición a la contaminación metálica. Las pruebas se

hicieron con álamo (Populus euroamericana), plátano (Platanus ace-

rifolia), acacia blanca (Robinia pseudoacacia) y olmo (Ulmus gla-

bra), entre otros.

Los gases

Como ha sido descripto en la parte introductoria de este capítulo,

entre los contaminantes gaseosos de la atmósfera, los más perjudiciales

–por los daños que causan a la salud humana y vegetal y el deterioro

que causan a los materiales- son los óxidos de nitrógeno (NOx), de azu-

fre (SOx) y carbono, los hidrocarburos y el ozono.

Me can i smos de r emoc i ó n

Los vegetales remueven los gases de la atmósfera principalmente

a través de los estomas, con otros mecanismos de menor magnitud que

incluyen la toma a través de poros de la corteza y adsorción sobre la su-

perficie.

Los procesos de transpiración y fotosíntesis requieren del inter-

cambio de gases entre la planta y el aire circundante a través de hojas,

ramas y tronco, mientras los estomas y lenticelas están abiertos. Una

vez dentro de la hoja, los gases podrían disolverse en agua ya que las

tasas de absorción varían según la solubilidad de los contaminantes (Hill

1971, citado en Smith and Dochinger 1976). Comparativamente, los

fluoruros demostraron la mayor solubilidad y la mayor tasa de absorción,

confirmando que la absorción disminuye a medida que disminuye la so-

lubilidad.

Cualquier factor que afecte a los estomas afecta también la absor-

ción de contaminantes: la luz, la humedad ambiente, la temperatura, el

46

viento y la disponibilidad de agua en el suelo regulan la apertura y cierre

de los estomas y, por tanto, influyen sobre la absorción de sustancias

gaseosas.

A su vez, los mismos contaminantes pueden afectar la actividad

estomática: tal el caso del SO2 que causa una apertura más rápida en la

luz y un cierre más lento en la oscuridad (Majernik, Mansfield, Unsworth,

citados en Smith & Dochinger 1976)

Las hojas de Ligustrum lucidum creciendo en ambientes contami-

nados del centro de la ciudad de Córdoba (Argentina) presentaron mayor

cantidad de estomas y mayor actividad estomática que los que crecían

en ambientes limpios, en áreas suburbanas. La investigación concluyó,

sobre la base de estos resultados, que la especie es un buen bioindicador

de contaminación atmosférica (Bruno et al. 2007)

Ab so r c i ó n de SOx

Resultados opuestos acerca de la influencia del nivel de azufre en

la atmósfera fueron encontrados al medir la absorción del contaminante

en relación con el tiempo de exposición. Algunos trabajos concluyen que

la absorción aumenta al decrecer la concentración en la atmósfera y al

aumentar el tiempo de exposición mientras que otros afirman que, en

períodos de cuatro horas de exposición a una elevada concentración, la

toma de azufre es igual a la que se da con menor concentración y mayor

tiempo, pero con evidencia de daño a las plantas.

En cuanto a las condiciones climáticas, la mayor toma estomática

de azufre se da con elevada luminosidad y clima cálido mientras que con

lluvia o nubosidad se da una mayor tasa de adsorción superficial (Smith

& Dochinger 1976)

En lo que respecta a la metabolización del azufre, Thomas ha su-

47

gerido que es absorbido dentro de las células como ácido sulfuroso, lue-

go transformado a sulfatos y así traslocado y aprovechado por la planta.

En trabajos realizados sobre árboles por Materna se midió la transferen-

cia de sulfuros y se encontró que el movimiento no sólo ocurría entre las

partes de una rama sino en el árbol entero (citados en Smith & Dochin-

ger 1976)

Ab so r c i ó n de o z ono

Uno de los problemas principales originados por la contaminación

atmosférica en áreas urbanas es la contaminación causada por los oxi-

dantes fotoquímicos. Entre ellos, el ozono y el dióxido de nitrógeno son

capaces de causar efectos adversos en la salud y en el ambiente. A

través del control de los precursores –óxidos de nitrógeno y compuestos

volátiles orgánicos- puede lograrse una disminución de los oxidantes fo-

toquímicos en la atmósfera.

Sin embargo, la eficiencia del control de emisiones depende de la

relación entre contaminantes primarios y secundarios. Se ha encontrado

que la producción fotoquímica de ozono en áreas urbanas aumenta con

la emisión de NOx y es menos sensible a la emisión de ácidos volátiles

orgánicos (VOCs) (Sillman & Samson, citados en Mazzeo et al. 2005)

Por otra parte, en áreas de contaminación moderada, la sensibilidad del

ozono a la emisión de óxidos de nitrógeno depende de la estación del

año y de las tasas de emisión (Mazzeo et al. 2005)

En cuanto a los árboles, aunque la apertura y cierre de los esto-

mas depende naturalmente de las condiciones climáticas y de la especie,

el ozono se reporta como causante frecuente del cierre estomático (Tur-

ner) Los datos aportados por Rich en su investigación sobre legumino-

sas, sugieren que –en teoría- un plantel boscoso podría remover un oc-

tavo del contenido atmosférico de ozono en una hora reduciéndolo de 14

ppcm5 en la cima de las copas a 7 ppcm en la base, con evidente in-

5 ppcm: partes por cien millones

48

fluencia del aumento de la respiración sobre la toma de O3 (citados en

Smith & Dochinger 1976)

David Nowak dirigió un grupo de investigación que en el año 2000

evaluó la formación de ozono y su efecto acumulativo en 200 ciudades

del noreste de USA. Encontraron evidencia de que los árboles tienen un

efecto local positivo en reducir el ozono en las áreas urbanas pero tien-

den a elevar las concentraciones totales de la región (Nowak et al 2000

a)

Los datos más relevantes de esta investigación se resumen a con-

tinuación:

• Durante el día, la reducción del ozono local por aumento de la

cobertura arbórea (1 ppb) es mayor al incremento producido regio-

nalmente (0.26 ppb).

• El efecto físico de los cambios de vegetación son más importan-

tes que las interacciones químicas atmosféricas con VOCs emitidos

por los árboles urbanos.

• La deposición de contaminantes tiene importancia en la reduc-

ción del ozono pero este efecto disminuye a medida que aumenta la

profundidad de la capa límite.

• La deposición de NOx tiende a incrementar la concentración de

ozono nocturna.

• El efecto de reducción de la velocidad del viento horizontal que

ejercen los árboles tiende a incrementar la concentración de ozono

tanto local como regionalmente debido a la disminución de la dis-

persión de contaminantes en la atmósfera.

49

• El uso de especies de baja emisión podría ayudar a disminuir los

niveles de ozono en algunas áreas urbanas.

Ab so r c i ó n de NOx

Ha sido demostrada a través de estudios epidemiológicos la inci-

dencia adversa para la salud que tiene el contenido de dióxido de nitró-

geno en la atmósfera. Las plantas también son afectadas por la exposi-

ción a NOx, que causa disminución en la fotosíntesis neta, en la respira-

ción, en la actividad estomática, en las actividades enzimáticas y en el

crecimiento (Wellburn, citado en Takahashi et al. 2005)

Sin embargo, las plantas pueden aprovechar parte del nitrógeno

atmosférico y asimilarlo en compuestos nitrogenados a través del meca-

nismo primario de asimilación de nitrógeno, o a través de algún meca-

nismo diferente –aún no estudiado suficientemente- ya que se ha de-

mostrado que pueden resultar sustancias nitrogenadas alternativas (Mo-

rikawa, citado en Takahashi et al. 2005)

Algunos trabajos realizados con plantas cultivadas ya habían de-

mostrado esta teoría. En mediciones realizadas sobre alfalfa y avena, se

reportan diferencias en la toma de óxidos de nitrógeno según la concen-

tración de contaminantes en la atmósfera. La toma de contaminante

aparece como directamente proporcional a la concentración de óxidos de

nitrógeno en el rango de 0 a 24 ppcm. Sin embargo, a mayor tiempo de

exposición, la curva se mantiene lineal de 0 a 8 ppcm mientras que es no

lineal de 8 a 24 ppcm. La explicación podría ser que la tasa de absorción

del contaminante está limitada por la velocidad a la que el contaminante

es metabolizado, traslocado o removido de alguna otra forma del sitio de

absorción (Tingey, citado en Smith & Dochinger 1976)

También Porter demostró que el nitrógeno puede ser absorbido de

la atmósfera y utilizado por los vegetales: determinó que del N absorbido

50

por las plantas, 7 a 16% es traslocado a las raíces. Estos resultados su-

gieren que en elevadas concentraciones de N en el aire, y dependiendo

del balance de N en los tejidos, la presencia de este contaminante puede

resultar estimulante del crecimiento (citado en Smith & Dochinger 1976)

Los á rbo les como fuente

de emis ión de con taminantes

Á c idos vo lá t i l es o rgán i cos

Los compuestos orgánicos volátiles (VOCs) emitidos naturalmente

pueden condensar y aglomerarse con otras partículas atmosféricas y

producir neblinas sobre la copa de los árboles, especialmente en verano.

Tanto los de origen natural como antrópico son, además, precur-

sores de la formación de ozono, lo que ha llevado a varios autores a

sostener que los árboles pueden llegar a aumentar el nivel de

contaminación del aire (Nowak, citado en Beckett et al 1998).

Tabla II f. Emisión global de ácidos volátiles orgánicos (VOCs) no metánicos

Fuentes antropogénicas: 100 TgC/año

Energía (uso y tranferencia) 43

Quema de biomasa 45

Solventes orgánicos 15

Fuentes naturales: 1170 TgC/año

Emisiones de vegetación

Isoprene 500

Monoterpenos 125

Otros VOCs 520

Emisiones oceánicas 6-36

Fuente: Brasseur et al. 1998

51

Entre los autores que evaluaron el efecto contaminante de los

árboles se encuentran Chameides et al. (1988), que recomendaron con-

siderar los efectos de las sustancias hidrocarbonadas naturales en cual-

quier plan tendiente a reducir el ozono en la atmósfera urbana. En su

investigación, realizada en la ciudad de Atlanta (Estados Unidos), demos-

traron que los árboles pueden emitir cantidades significativas de este

tipo de sustancias, que afectan los niveles de ozono urbano. No tenerlas

en cuenta, aseguran, puede malograr las estrategias basadas solamente

en la disminución de fuentes antrópicas.

Sin embargo, investigaciones posteriores llegaron a la conclusión

de que estas emisiones naturales pueden ser compensadas a través de

la selección adecuada de especies.

Citando el mismo trabajo de Chameides, Nowak describe que la

emisión de contaminantes varía cuando se afecta el microclima urbano.

La desaparición simulada a través de un modelo del 20% de los árboles

en Atlanta llevó a un aumento del 14% en la formación de ozono (menos

cantidad de árboles resultó, finalmente, en un aumento de la tasa de

emisión de VOCs del stock remanente y de las fuentes antropogénicas

por efecto de la isla de calor) (Nowak 2000 a)

En trabajos similares realizados en California, los resultados fueron

aleatorios. Sin embargo, el modelo mostró que mejoraba la situación si

se plantaban más árboles de baja emisión de VOCs.

En resumen, si se compendian los resultados obtenidos sobre este

tema, puede concluirse que:

���� Las emisiones de VOCs son dependientes de la temperatura. Al

incrementar la cobertura arbórea la temperatura del aire des-

ciende y esto puede ayudar a disminuir la emisión natural.

52

���� Las emisiones de VOCs varían de especie a especie. Hay géne-

ros de mayor emisión: Liquidambar, Casuarina, Populus, Salix,

Platanus, Eucalyptus y Robinia

���� Los árboles plantados en áreas de estacionamiento reducen las

emisiones de VOCs de vehículos livianos hasta 2% y alrededor

de 1% de las emisiones de NOx en el arranque. (Scott et al,

1999 citado en Nowak 2000 a )

���� Las emisiones antrópicas de VOCs y el gasto de energía reali-

zado por los equipos de mantenimiento del arbolado deben ser

incluidos en todo balance costo-beneficio para poder llegar a

conclusiones ciertas.

���� El resultado debe analizarse como una interacción de beneficios

del árbol: temperatura del aire, viento y mezcla de las capas de

la atmósfera afectan las concentraciones de ozono.

L i b e r a c i ó n de pó l e ne s

La producción de polen es otra fuente de partículas que puede ge-

nerar problemas de salud, especialmente a las personas alérgicas (aun-

que un conteo de polen inusualmente alto de 1000 granos/m3 constitui-

ría una masa de particulado de 14 µg/m3, lejos del límite sanitario pro-

medio diario de 50 µg/m3).

Durante el período de polinización de cada especie, las concentra-

ciones de polen aumentan con el incremento de la temperatura, en días

secos y soleados, y disminuyen con la lluvia o con el frío, con una mayor

concentración en las horas del mediodía en las que las temperaturas y la

turbulencia del aire suelen ser mayores que en la noche.

53

Tabla II g. Interpretación del conteo de granos de polen por metro cúbico de

aire y descripción de la sensibilidad en las personas

Conteo

(granos/m3)

Nivel de peligro Susceptibilidad

0-14 Bajo solamente individuos extremada-mente sensibles podrán experi-mentar síntomas

15-89 Moderado muchas personas sensibles podrán experimentar síntomas

90-1499 Alto casi todos los individuos con diver-so tipo de sensibilidad podrán ex-perimentar síntomas

>1500 Muy alto todos los individuos con cualquier tipo de sensibilidad experimen-tarán síntomas y los que son ex-tremadamente sensibles tendrán síntomas de gran severidad

Fuente: Estación Aerobiológica Buenos Aires

Figura II a. Presencia de polen en el aire urbano de la ciudad de Bue-nos Aires (expresado en granos por metro cúbico)

Invierno

54

Primavera

En las áreas urbanas, la concentración de polen es mayor que en

las áreas rurales. La ciudad de Buenos Aires presenta diferentes concen-

traciones según la estación del año, con predominio de polen provenien-

te de árboles desde fines del invierno a mediados de la primavera. Las

especies de mayor presencia son ciprés (Cupressus sp.), fresno (Fraxi-

nus sp.), plátano (Platanus sp.), arce (Acer sp.) y morera (Morus sp.)

capaces de ocasionar molestias a las personas predispuestas (Estación

Aerobiológica Buenos Aires).

Verano

Fuente: Estación Aerobiológica Buenos Aires

55

S ign i f i cac ión de l o s con taminantes

r e ten idos po r l o s á rbo les en t é rm inos

de can t idades y económicos

Aunque mucha investigacion debería aún ser realizada, es ilustra-

tivo analizar a continuación los datos de la Tabla II h. en la que hemos

compendiado, sobre el trabajo de David Nowak, los resultados obtenidos

en 16 ciudades de diferentes sitios geográficos y con diferentes condicio-

nes climáticas sobre el total de contaminantes removidos por el arbolado

urbano y, como dato adicional, los montos en dólares que representa

este servicio ambiental.

Los valores monetarios de los contaminantes removidos por los

árboles se calcularon sobre la base de los valores de externalidad válidos

para los Estados Unidos, tal como se explica en la nota al pie de la Tabla

II h. Es claro para este trabajo que tales valores de externalidad difieren

según las características sociales y económicas de cada país y, más aún,

de cada ciudad. Sin embargo, se ha considerado útil tomar estas consi-

deraciones económicas a nivel ilustrativo y como orientación para inves-

tigaciones posteriores.

Tabla II h. Remoción total estimada (en toneladas) de contaminantes por el arbolado durante períodos secos y valor monetario estimado (en dólares) para varias ciudades

Remoción de contaminantes ///// valor monetario

Ciudad CO NO2 O3 PM10 SO2 Total gr/m2

de cobertura 1

U$S U$S/ha2

Nueva York 67 364 536 354 199 1521 9.1 8.071.000 482

Atlanta 39 181 672 528 89 1508 12.0 8.321.000 663

Beijing, China na 132 256 772 101 1261 27.5 6.264.000 1223

Toronto, Canadá 33 199 405 284 77 997 7.7 5.512.000 425

Baltimore 9 94 223 142 55 522 9.9 2.876.000 545

Filadelfia 10 93 185 194 41 522 9.7 2.826.000 527

Washington 18 50 152 107 51 379 8.3 1.956.000 429

Boston 6 48 108 73 23 257 8.1 1.426.000 447

Woodbridge 6 42 66 62 15 191 10.8 1.037.000 586

San Francisco 7 25 47 42 7 128 9.0 693.000 486

Moorestown 2 14 43 38 9 107 10.1 576.000 541

Siracusa 2 12 55 23 7 99 6.6 568.000 378

Morgantown 1 5 26 18 9 60 7.5 311.000 387

Jersey City 2 9 13 9 5 37 8.4 196.000 445

Freehold 1 3 9 6 1 20 11.4 110.000 632

Fuenlabrada, España 0 2 3 3 0 8 10.6 48.000 640

Nota: Los valores monetarios de los contaminantes removidos por los árboles se calcularon en base a los valores de externalidad válidos para los Estados Unidos (NO2: 6750/ton; PM10: 4500/ton; SO2: 1650/ton; CO: 950/ton según Murray, citado en Nowak 2006 // 1. Gramos de contaminante removidos promedio por año y por m2 de cobertura arbórea //2. Valor promedio en dólares de la remoción de contaminantes por año y por hectárea de cobertura arbórea // Fuente: Nowak 2006b

48

24

Conc lus iones

Las formas principales en las que se encuentran presentes los

contaminantes primarios y secundarios en la atmósfera urbana son el

material particulado y los gases.

Los árboles tienen estructuras morfológicas capaces de absorber y

retener parte de estos contaminantes, mejorando así la calidad del aire

y generando ingresos económicos (por disminución de costos) para los

organismos responsables de su plantación y mantenimiento.

Los árboles remueven la contaminación gaseosa del aire, prima-

riamente a través de los estomas de las hojas, aunque algunos gases

son removidos por la superficie de la planta . Una vez dentro de las

hojas, los gases se difunden dentro los espacios intercelulares y pueden

ser absorbidos por películas de agua para formar ácidos o reaccionar en

las superficies internas de las hojas.

Los árboles también eliminan contaminación interceptando partí-

culas transportadas por el aire. Algunas partículas pueden ser absorbidas

dentro del árbol, aunque la mayoría de las partículas interceptadas son

retenidas en la superficie de la planta.

Las partículas interceptadas, subsecuentemente pueden volver a

estar suspendidas en la atmósfera, lavadas por la lluvia, o caer al suelo

con las hojas, pecíolos y ramas finas. Consecuentemente, la vegetación

es a menudo solamente un sitio de retención temporal para las partículas

atmosféricas.

Una de las mayores preocupaciones al considerar a los árboles

como sumideros de contaminantes se relaciona con el destino y el

impacto de tales sustancias una vez transferidas de la atmósfera al

árbol. Este impacto varía y depende de la naturaleza del contaminante:

con sustancias como el ozono y algunos óxidos de nitrógeno en bajas

concentraciones, la conversión a sustancias no tóxicas sería 49

25

centraciones, la conversión a sustancias no tóxicas sería relativamente

rápida, sin daños significativos a las plantas.

En relación a materiales de efecto acumulativo, como los fluoruros

y metales pesados, su destino se vuelve particularmente crítico. Las llu-

vias actúan lavando y lixiviando las sustancias otra vez hacia el suelo.

Smith & Dochinger (1976) remarcan el hecho de que en ciudades donde

hay procedimientos de recolección de hojas secas en el otoño, el destino

de los contaminantes persistentes –en especial, los metales pesados-

debe ser considerado en la disposición final. Y, atinadamente, se pregun-

tan: Si se queman, ¿no vuelven a la atmósfera? Y si se entierran, ¿no

hay riesgo de que lleguen a las napas?

Este cuestionamiento, que lleva varias décadas, no ha encontrado

respuesta. La disposición final de los residuos urbanos sin clasificar in-

cluye, en la Ciudad de Buenos Aires por ejemplo, el barrido de hojas se-

cas que se mezcla con el barrido en general y se destina a relleno sanita-

rio. Sólo de la eficiencia de esta disposición depende que los metales pe-

sados retenidos en las hojas no vuelvan a las napas como parte de los

líquidos lixiviados.

50

26

Cap í t u l o I I I

E l a r b o l a d o y s u i n f l u e n c i a

e n e l b a l a n c e d e d i ó x i d o

d e c a r b o n o

27

In t roducc ión

Los gases que conforman la atmósfera “atrapan” el calor del sol

creando un efecto invernadero que hace posible la vida sobre la tierra

pero, debido a la actividad humana, se ha producido una acumulación de

estos gases con la consecuencia del aumento gradual de la temperatura

terrestre.

Las estimaciones más optimistas para el aumento de la tempera-

tura global promedio entre 1900 y 2100 es de 1 a 3.5ºC, la mayor tasa

registrada en los últimos diez mil años. Este calentamiento podría elevar

el nivel del mar en 15 a 95 cm, con gran efecto sobre las poblaciones

costeras que en la actualidad representan entre el 50 y el 70% de la po-

blación total. Es probable, además, que se incrementen la frecuencia y la

duración de eventos extremos como sequías e inundaciones, con mayor

humedad en el suelo durante el invierno en climas templados y mayor

escurrimiento superficial en la primavera (McPherson & Simpson 2000)

En el verano, el peligro de sequías extremas aumenta junto al

riesgo de dispersión de enfermedades que normalmente se circunscriben

a climas tropicales. Se proyecta, además, una mayor duración de las olas

de calor –con la consecuencia de más muertes por golpe de calor- y una

mayor formación de ozono troposférico a consecuencia de mayor activi-

dad fotoquímica alentada por la mayor temperatura.

Sin los humanos, la tierra mantendría un delicado equilibrio de los

gases de efecto invernadero, liberados y removidos de la atmósfera por

diferentes fuentes naturales. Por ejemplo, la descomposición natural de la

materia orgánica en bosques y pastizales libera cerca de 196.000 millones

de toneladas de dióxido de carbono (CO2) a la atmósfera pero esta libera-

ción está balanceada con la remoción natural que se realiza a través de di-

ferentes procesos físicos y biológicos y que retiene al carbono (C) en sus

sumideros naturales: el agua de mar y el crecimiento de los vegetales.

28

De manera que casi el 97% de las emisiones totales anuales de

dióxido de carbono ocurrirían aunque los humanos no estuviesen sobre

la superficie de la tierra. Pero el 3% de origen antrópico desbalancea el

efecto de los sumideros naturales. Las emisiones de dióxido de carbono

en los Estados Unidos aumentaron de 5000 a 5500 millones de toneladas

entre 1990 y 1996. La temperatura promedio del aire en la tierra ha au-

mentado de 0.3 a 0.6 ºC desde 1900 y sus consecuencias probables has-

ta el momento incluyen a los ya observados fenómenos de aumento del

nivel del mar, el derretimiento de glaciares y mayores temperaturas del

subsuelo (McPherson & Simpson 2000)

En ambientes urbanos, los gases producidos por la actividad

humana que más inciden sobre el efecto invernadero son el dióxido de

carbono y el metano: el primero, producido por la quema de combusti-

bles fósiles para la producción de energía y el funcionamiento de vehícu-

los; el metano, como residuo de la descomposición de la basura y efluen-

tes cloacales.

L o s á r b o l e s c omo b i o t e c n o l o g í a p a r a l a m i t i g a c i ó n d e l c amb i o c l im á t i c o E l d i ó x i do de c a r bono y s u ba l an ce b i o l ó g i c o

El arbolado puede disminuir el CO2 atmosférico de dos maneras.

En primer lugar, a medida que crecen los árboles tienen una tasa de ab-

sorción de CO2 mayor a través de la fotosíntesis que la liberación que

realizan a través de la respiración, con lo que el resultado neto es de re-

ducción del CO2 en la atmósfera. Por otra parte, los árboles plantados

cerca de los edificios disminuyen la demanda de calefacción y de refrige-

ración, reduciendo así las emisiones provenientes de las plantas genera-

doras de energía.

29

Por el lado negativo del balance, los vehículos y herramientas usa-

dos para los trabajos de mantenimiento del arbolado emiten CO2, mien-

tras que, eventualmente, todos los árboles mueren y todo el CO2 acumu-

lado a lo largo de su ciclo vital vuelve a la atmósfera a través de la des-

composición (aeróbica) de la materia orgánica.

Sin embargo, el arbolado es un importante sitio de almacenamien-

to del C cuando su plantación y su manejo se orientan al aumento de la

cobertura arbórea con estrategias que ayuden a la disminución del efecto

isla de calor y al ahorro de energía.

En Sacramento (California) se llevó a cabo un estudio que ayuda a

comprender estos efectos “opuestos” del arbolado urbano sobre las emi-

siones de CO2. Sus seis millones de árboles contribuyen a una reducción

anual de 335.000 toneladas de CO2, de las cuales 262.300 toneladas

permanecen almacenadas en los árboles. Es interesante destacar que del

total de la reducción anual, casi un 25% (83.300 toneladas) se atribuye

a la sombra de los árboles y a su efecto sobre edificaciones en la menor

utilización energética. El CO2 emitido por los trabajos de plantación,

mantenimiento y otras actividades relacionadas al arbolado es solamente

de 2 a 8% de la reducción anual mientras que la emisión por descompo-

sición de la madera alcanza a 1%. De manera que la emisión total de

CO2 en el Condado de Sacramento –atribuible al arbolado- es menor a

10.600 toneladas anuales (McPherson 1998)

Secuestro y almacenamiento de dióxido de carbono

El secuestro de dióxido de carbono refiere a la tasa de absorción

de C durante una estación de crecimiento, en la biomasa aérea y sub-

terránea. Durante la fotosíntesis, el CO2 atmosférico entra a las hojas a

través de los poros superficiales, se combina con agua y se convierte en

celulosa, azúcares y otros materiales en reacciones químicas catalizadas

por la luz solar. La mayor parte de estas sustancias se transforma en

madera pero una parte vuelve a la atmósfera en la respiración o como

descomposición de las hojas que caen.

30

El secuestro depende del crecimiento y la mortalidad del árbol, por

lo que su balance final estará influido por la composición específica del

arbolado, la estructura etaria y el estado fitosanitario. Los árboles recién

plantados acumulan CO2 rápidamente por varias decenas de años; luego,

esta velocidad declina. Los arbolados viejos pueden emitir tanto CO2 a la

atmósfera como el que secuestran por nuevo crecimiento. Por otra parte,

en situaciones de estrés como la sequía en climas cálidos, los árboles

pierden parte de su capacidad de absorción de CO2, al cerrarse los esto-

mas como mecanismo de defensa contra la pérdida de agua. Los árboles

vigorosos, por tanto, absorben mucho más CO2 que los enfermos o estre-

sados.

Para los trabajos realizados en Chicago por Nowak, los árboles

grandes y sanos secuestran alrededor de 93 kg de C por año mientras

que los árboles pequeños, con menos de 6 cm de DAP, sólo retienen 1 kg

en el mismo lapso. El secuestro neto anual de los árboles en el área de

Chicago es de 140.600 toneladas de C e iguala a la cantidad de carbono

emitida por el transporte en una semana (Nowak 2006b)

El almacenamiento es la cantidad de C retenida en los árboles a lo

largo de su vida útil. Todos los árboles urbanos de los Estados Unidos

almacenan actualmente 700 millones de toneladas de carbono, con una

tasa bruta de secuestro de 22.8 millones de toneladas de C por año. El

total estimado de almacenamiento de carbono por los árboles urbanos de

Estados Unidos equivale a las emisiones de su población en cinco meses

y medio mientras que el secuestro anual de carbono por sus árboles es

equivalente a las emisiones de cinco días del total de su población (No-

wak & Crane, citado en Nowak 2006b)

El promedio nacional de la densidad de almacenamiento de carbo-

no en los árboles urbanos para Estados Unidos es de 25.1 toneladas/ha

de cobertura arbórea mientras que en los bosques tal promedio llega a

53.5 toneladas/ha. Dada la mayor densidad de plantación, el bosque ru-

ral secuestra mayor cantidad de carbono por unidad de superficie; sin

31

embargo, el árbol urbano, por su mayor tasa de crecimiento, tiene ma-

yor capacidad de secuestro si se estima la cantidad por individuo (Jo &

McPherson, citado en McPherson & Simpson 2000)

Analizados los anillos de crecimiento como forma de evaluar la ve-

locidad de crecimiento, se encontró que los árboles chicos, de 8 a 16 cm

de DAP6 pueden secuestrar 16 kg CO2 /año mientras que los más gran-

des, en su máxima velocidad de desarrollo, pueden alcanzar los 360 kg

CO2/año (Nowak 1994, citado en McPherson & Simpson 2000)

Tanto la absorción como el secuestro de carbono resultaron mayo-

res en ciudades con mayor cobertura arbórea y en forestaciones con ma-

yor proporción de árboles grandes (de primera magnitud) y/o sanos. Los

árboles grandes y sanos con diámetros de tronco mayores a 77 cm se-

cuestraron casi 90 veces más carbono que los árboles pequeños y sanos,

con diámetros de hasta 8 cm.

Tabla III a. Carbono almacenado y carbono secuestrado anualmente por árbol según el DAP en la ciudad de Brooklyn (Estados Uni-dos) -Cantidad total de árboles: 610.000 ejemplares

Diámetro

(cm)

% de la

población cantidad de ejemplares

C almace-nado por árbol

(kg)

C secues-trado por árbol

(kg/año)

0-15.25 44,4 270840 29 3,8

15.25-30.5 28,2 172020 241,3 13

30.5-45.7 11,9 72590 702,3 23,8

45.7-61 9 54900 1579,7 42,9

61- 76 2,5 15250 1528,6 28,5

>76 4 24400 4539,4 87,9 Fuente: Nowak et al. 2000 b

Por otra parte, los árboles más grandes absorbieron 1000 veces más

carbono que los árboles más jóvenes y aquellos con mayor ciclo de vida

(más longevos) tuvieron el mayor efecto positivo sobre el balance emisión-

6 DAP: diámetro medido a la altura del pecho (1.37 m)

32

secuestro de carbono, por requerir de menor frecuencia proporcional de

trabajos de remoción y mantenimiento (Nowak & Crane 2002)

Aunque los árboles con alta tasa de crecimiento acumulan mayor

cantidad de CO2 que los de crecimiento lento, esta ventaja puede perderse

si el árbol muere rápidamente. Los árboles más longevos tienen una tasa

de secuestro inicial menor pero mayores niveles totales de almacenamiento

de C. Por ejemplo, un álamo blanco (Populus alba) de crecimiento rápido,

acumula en 30 años de vida 2460 kg CO2 mientras que un arce azucarero

(Acer saccharinum) de crecimiento más lento, acumula 3225 kg en sus 60

años de vida. De manera que la supervivencia del árbol es una característi-

ca que influye en gran medida sobre el almacenamiento de C.

Los árboles recién plantados pueden tener tasas de muerte del 10 al

30% en los primeros cinco años7 y de 0.5 a 3% por año en los años subsi-

guientes. De ahí que una de las claves para maximizar el almacenamiento

de C sea la selección de especies longevas, bien adaptadas al sitio de plan-

tación (una especie no conveniente muestra crecimiento lento, síntomas de

estrés o muere a edad temprana)

En un árbol típico, la distribución del CO2 almacenado es de 51% en

el tronco, 30% en las ramas y 3% en el follaje (Birdsey, citado en McPher-

son & Simpson 2000) Entre el 18 y el 24% del CO2 almacenado en un árbol

adulto se encuentra en las raíces, con un 15 a 20% del C en las raíces

gruesas (> a 2mm de diámetro) y un 2 a 5% en las raíces más finas.

La cantidad de CO2 almacenado en cualquier momento por los ejem-

plares del arbolado urbano es proporcional a la biomasa y es influenciada

por la cobertura arbórea existente, la densidad de plantación y la distribu-

ción de diámetros de tronco de los árboles que lo conforman (McPherson,

citado en McPherson & Simpson 2000) Por ejemplo, en una ciudad densa-

mente arbolada como Sacramento, California, el almacenamiento anual de

7 La tasa del 30% de mortalidad es la más cercana a la realidad de la Ciudad de Buenos Aires. (NA)

33

CO2 es de 172 ton/ha mientras que en una con menos árboles, como Oa-

kland, California, es de 40 ton/ha.

Disminución de emisiones de dióxido de carbono por ahorro de energía

La sombra de los árboles reduce la necesidad de refrigeración pero

puede aumentar la demanda de calefacción si los árboles interceptan el sol

durante el invierno. Si se plantan especies equivocadas en sitios equivoca-

dos puede incrementarse el requerimiento energético, ya que la sombra

incide en los gastos más que la evapotranspiración y la disminución de la

temperatura del aire, factores menos ciertos en las mediciones.

Se ha medido, tanto a campo como con modelos de simulación, el

posible ahorro de energía a partir de la correcta plantación de árboles. En

una simulación realizada en tres ciudades de Estados Unidos (Sacramento,

Phoenix y Lake Charles), se encontró que tres árboles bien situados alrede-

dor de una residencia energético-eficiente, llegaron a cortar los gastos por

refrigeración en 25 a 43% anual, con 12 a 23% de reducción en los picos

de demanda (Huang et al, citado en McPherson & Simpson 2000)

Sobre la base de un solo árbol, se realizaron simulaciones en doce

ciudades estadounidenses y se concluyó que un ejemplar adulto bien ubica-

do, de 8 m de altura, podría disminuir el gasto de energía de refrigeración

en 100 a 400 Kw anuales (10 a 15%) con disminuciones en el pico de de-

manda de 0.3 a 0.6 Kw (8 a 10%) (McPherson & Rowntree, citado en

McPherson & Simpson 2000)

James Kielbaso, en sus estudios tendientes al diseño de políticas

públicas, cree firmemente en la función del arbolado como biosumidero

(Kielbaso 2002) Sostiene que una de las funciones ambientales principales

de árboles bien plantados, es la de reducir el gasto de energía necesaria

para calefaccionar y/o refrigerar las construcciones hasta en un 50%, con lo

que se podrían pagar los costos de plantación en 1 a 3 años y se reduciría

la emisión de CO2 por la menor generación energética. Según el autor, un

34

solo árbol urbano equivale a quince árboles rurales en cuanto a la reducción

de CO2 liberado a la atmósfera.

Al considerar ahorros de energía deben relacionarse con el tipo de

edificio, ya que aquellos con diseño constructivo de mayor aislamiento

térmico resultarán en menores ahorros que otros en los que la transferen-

cia del calor se de principalmente por infiltración y conducción.

Finalmente, el tipo de combustible utilizado para la producción de

energía y el clima de la región de que se trate, influirán sobre la liberación

de CO2 a la atmósfera y, por tanto, sobre el ahorro posible.

Por lo tanto, los grandes ahorros de gas natural para calefacción ob-

tenidos a partir de la plantación en el lado más frío de los edificios suelen

traducirse en ahorros pequeños en las emisiones de CO2 con respecto al

ahorro posible de emisiones por no uso de electricidad en los sistemas de

refrigeración. A manera de conclusión, los mayores ahorros de energía me-

diante la acción del arbolado urbano –y, como consecuencia, la mayor re-

ducción de emisiones de CO2- se darían en climas con estación cálida pro-

longada y en ciudades que cuenten con gran cantidad de edificios refrigera-

dos artificialmente mediante aparatos eléctricos.

Re lac ión en t re e l a rbo lado y l a l i be rac ión de d ióx ido de ca rbono

Los árboles que mueren y caen en un bosque pueden demorar de

30 a 60 años en desaparecer completamente, mientras el carbono es

liberado para formar parte del humus del suelo, de organismos descom-

ponedores y de la atmósfera. Las raíces finas se descomponen más rápi-

do que las gruesas pero se estima que sólo un 20% del C almacenado en

las raíces (del 18 al 24% del total contenido) es liberado a la atmósfera

mientras que el resto pasa a formar parte de otras sustancias carbona-

das que quedan fijadas al suelo (Powers, citado en McPherson & Simpson

2000)

35

Los árboles urbanos se retiran inmediatamente de su sitio cuando

mueren8. Troncos y ramas pueden reciclarse en chips para mulching o

compostaje, se pueden vender como leña o utilizar para manufacturas de

madera, muebles, herramientas, etc. Los restos más chicos suelen en-

viarse a rellenos sanitarios o quemarse. De esta manera, la liberación del

CO2 a la atmósfera es modificada por la intervención del hombre y ad-

quiere una tasa que varía con las características de la propia madera, su

destino (picado, entera o quemada) y las condiciones locales de suelo y

clima.

La quema de los restos devuelve el CO2 almacenado a la atmósfe-

ra casi completamente. La descomposición en rellenos sanitarios puede

llevar décadas mientras que, si se utiliza la madera en otros enseres,

puede sobrevivir sin descomposición otros 50 años en promedio. La ma-

dera chipeada o compostada se descompone con relativa rapidez al ser

utilizada, especialmente con riego y fertilización.

La cantidad de CO2 liberada por descomposición de restos de poda

depende de la frecuencia con que se realizan tales trabajos. Cuando las es-

pecies están bien seleccionadas para el sitio, la necesidad de poda es me-

nor y disminuye, por tanto, la tasa de liberación.

La combustión de los vehículos y herramientas utilizados en los

trabajos de mantenimiento (camiones, grúas, chipeadoras, tráileres, mo-

tosierras, sopladoras, etc.) es otra fuente de liberación de CO2 a la

atmósfera no suficientemente estudiada. Mediciones realizadas en 1996

(McPherson, citado en McPherson & Simpson 2000) determinaron que el

equipo de trabajo de mantenimiento de los árboles de la ciudad de Sa-

cramento, California, liberó 1720 toneladas de CO2 mientras que para 8 En la Ciudad de Buenos Aires, estas tareas no suelen ser tan eficientes: algunos árboles muertos permanecen por largo tiempo en su sitio. La madera utilizable suele ser destina-da a leña y, en ocasiones, es vendida fuera del circuito “legal”. Los restos de poda deben ser destinados al picado y compostaje, según las regulaciones existentes. Sin embargo, se han detectado cargas de restos de poda destinadas a relleno sanitario. Como no existe un control ajustado de tales actividades, es difícil establecer los porcentajes de carbono que volverán a la atmósfera como CO2 (como resultado de su descomposición aeróbica) o como sustancias orgánica que contienen carbono, como el metano (CH4) originado en la descomposición anaeróbica propia del proceso de relleno sanitario (NA)

36

mantener el arbolado de todo el condado (6 millones de árboles) se libe-

raron a la atmósfera 9422 toneladas de CO2. Esto representó aproxima-

damente un 3% del total del CO2 secuestrado y/o ahorrado anualmente

por el arbolado urbano de la región. En diferentes trabajos de investiga-

ción se ha tomado como una cifra aceptable de liberación de CO2 durante

los trabajos de plantación y mantenimiento –y otras actividades relacio-

nadas- del 1 al 5% de las reducciones anuales obtenidas a través del

secuestro y el ahorro de energía.

R educ c i ó n ne t a de l d i ó x i do de c a r bono en l a a tmós f e r a u r bana

La ecuación para obtener la reducción neta de CO2 atmosférico a

través del arbolado urbano es:

Beneficio neto en CO2= (CO2 secuestrado + CO2 evitado) –

CO2 liberado

Los términos de la ecuación podrían ser definidos como sigue:

���� CO2 secuestrado: CO2 absorbido anualmente por los árboles

para su transformación y utlización

���� CO2 evitado: CO2 que no es emitido a la atmósfera por aho-

rro energético, por eficiencia en la disposición final de los ejem-

plares muertos o por mayor eficiencia en las herramientas utiliza-

das en los trabajos referentes al arbolado.

���� CO2 liberado: CO2 emitido a la atmósfera por trabajos de

mantenimiento y disposición final y por la descomposición del

material vegetal.

La reducción neta anual de CO2 para las regiones de Sacramento

(California) y Chicago (Illinois) obtenida gracias al arbolado urbano es de

304000 ton/año (1.2 ton/ha) y 516000 ton/año (1.5 ton/ha) respectiva-

mente. El CO2 emitido como subproducto del consumo de los habitantes

del Condado de Sacramento es de 17 millones de toneladas anuales, con

37

lo que el reducido por los árboles urbanos equivale a 1.8% (Nowak et al.

2002)

En Sacramento, los árboles urbanos almacenan 8 toneladas métri-

cas de CO2 (equivalentes al 50% de las emisiones regionales anuales)

mientras que el arbolado urbano de Chicago almacena 20 toneladas

métricas, equivalentes a la cantidad emitida por sus residentes en sólo

cinco meses, incluyendo al transporte (Nowak, citado en McPherson &

Simpson 2000) La diferencia refleja la variación regional de modelos de

sociedades, de tipos de consumo, de clima y de utilización de la energía,

al mismo tiempo que una diferente composición y estructura del arbola-

do urbano.

Dentro de la Ciudad de Buenos Aires, Seoane & Faggi realizaron

un cálculo del CO2 no emitido por el arbolado de un área correspondiente

al barrio de Flores. Utilizando el modelo de McPherson & Simpson

(1998), categorizaron 15856 árboles por tamaño y persistencia del folla-

je y calcularon la cantidad de CO2 no emitido, considerando el total se-

cuestrado, el liberado y los ahorros energéticos logrados en refrigeración

y calefacción. En un lapso de 40 años, concluyen, el arbolado secues-

trará 14792,12 ton. de C (Seoane & Faggi 2005)

Tabla III b. Secuestro y almacenamiento de carbono total anual en el arbolado y secuestro y almacenamiento por ejemplar en diferentes ciudades estadounidenses y comparación teórica con Buenos Aires.

Ciudad

Superficie (Km2)

Población

cantidad total de

árboles

Árboles por hectá-

rea

Canopia por hectá-

rea (m

2)

Cobertura por

árbol (m2)

Alm

acenam

iento

de C total anual en

toneladas

Secuestro bruto

anual de C

Secuestro neto

anual de C

Alm

acenam

iento

anual de C por

árbol (kg)

Secuestro bruto

anual de C por

árbol (kg)

Secuestro neto

anual de C por

árbol (kg)

New York 1214 24112176 5212000 65 2100 32 1225200 38400 20800 235 7,4 4

Atlanta 343 4708297 9415000 276 3684 13 1220200 42100 32200 129 4,5 3,4

Sacramento 257 2103956 1733000 73 1303 18 1107300 20200 na 642 11,6 na

Chicago 606 11318384 4128000 68 1100 16 854800 40100 na 208 9,8 na

Baltimore 238,5 2178000 2835000 136 2528 19 528700 14800 10800 186 5,2 3,8

Philadelphia 349 5951797 2113000 62 1565 25 481000 14600 10700 227 6,9 5

Boston 232 5809111 1183000 83 2230 27 290000 9500 6900 245 8,1 5,9

Syracuse 25 162835 891000 137 2430 18 148000 4700 3500 167 5,3 3,9

Toronto, Canadá 630 8503281 7542000 119 na na 900600 36600 28300 119 4.8 3.7

San Francisco 121 6253311 668000 55 na na 176000 4600 4200 263 6.9 6.3

63

Ciudad

Superficie (Km2)

Población

cantidad total de

árboles

Árboles por hectá-

rea

Canopia por hectá-

rea (m

2)

Cobertura por

árbol (m2)

Alm

acenam

iento

de C total anual en

toneladas

Secuestro bruto

anual de C

Secuestro neto

anual de C

Alm

acenam

iento

anual de C por

árbol (kg)

Secuestro bruto

anual de C por

árbol (kg)

Secuestro neto

anual de C por

árbol (kg)

Beijing, China 16801 17430000 2383000 1.5 na na 224200 11400 na 94 4.8 na

Oakland 202,4 411755 1588000 120 2117 18 146000 na na 92 na na

Jersey City 54,7 239614 136000 36 1140 32 19300 800 600 139 5,8 4,2

BUENOS AIRES

Fuente: elaboración

propia

203 3027000 500000 24 432 18 130000 4000 2500 260 8 5

Nota: sólo se considera para Buenos Aires el arbolado de alineación y el de plazas y parques públicos (estimado, ya que no se cuenta con censos totales) Las cifras obtenidas son especulativas, relacionándolas con arbolados de similar estado y categoría etaria.

Fuente: Elaboración propia sobre Nowak 2002 y Nowak 2006 b.

64

40

Cr i t e r io s pa ra l a se lecc ión de espec ies sobre l a base de su hab i l i dad de abso rc ión y secues t ro de ca rbono

Para decidir si es viable reducir las emisiones de dióxido de carbo-

no a través del incremento de biomasa vegetal, deben considerarse al-

gunas características de las plantas: sería lógico utilizar aquellas espe-

cies que fijen la mayor cantidad de carbono o que tengan el mayor po-

tencial de fotosíntesis. La tasa de secuestro de C depende de la especie y

del sitio de plantación, tipo de suelo y clima.

La primera característica considerada al elegir una especie debe

ser la adaptabilidad al sitio. Luego debe tenerse en cuenta que la eficien-

cia dependerá del balance costo-beneficio de la plantación ya que los

árboles son sumideros o emisores de C dependiendo de los cambios ne-

tos de biomasa que son capaces de producir. Más carbono es absorbido

que emitido mientras el factor incremental de crecimiento exceda al de

decadencia sumado a la emisión de CO2 por las herramientas y vehículos

utilizados en los trabajos de plantación y mantenimiento del arbolado

(Nowak et al 2002)

E l concep to de “ú l t imo punto pos i t i vo”

La inversión en forestación como forma de secuestrar C de la

atmósfera y mitigar el calentamiento global resultará una solución tem-

poral y limitada, salvo que se proceda a elegir las especies sobre la base

de su comportamiento como elementos de un sistema completo de servi-

cio ambiental. Sin embargo, deben tenerse en cuenta los beneficios adi-cionales de la plantación de árboles ya que es en el balance final donde

puede darse una opinión concluyente.

41

Los factores críticos de manejo del arbolado urbano, a fin de lo-grar que se comporte eficientemente como biosumidero, son: la compo-

sición específica del arbolado, el ciclo de vida de los ejemplares, el tipo

de trabajos de mantenimiento realizados, la descomposición del material

muerto y la conservación de la energía.

Para igual especie, el balance de C dependerá del nivel de mante-

nimiento y del tipo de maquinaria utilizada para realizarlo. Con maquina-

rias que utilicen combustibles fósiles podría darse que, eventualmente,

fuera liberado a la atmósfera más C que el que es capaz de secuestrar el

árbol. El punto en el que las emisiones de C totales se vuelven mayores

que el C total secuestrado se denomina último punto positivo (UPP)

(Nowak et al. 2002) y varía de acuerdo a la especie, las actividades de

mantenimiento y la disposición o reutilización de la madera una vez

muerto el árbol.

Cuanto mayor es el UPP, más benéficas son las especies o las

actividades de mantenimiento realizadas sobre ellas para la reducción del

C atmosférico. El objetivo de los programas de mantenimiento del

arbolado debe ser alejar lo más posible en el tiempo –o, mejor aún, no

alcanzar nunca- el último punto positivo del carbono.

I n f luenc ia de l o s t r aba jos de manten i -m ien to

La única forma de hacer sumar positivamente los trabajos de

mantenimiento del arbolado al balance del C es cuando son realizados

para prolongar el ciclo de vida del árbol (Tabla III c.) La programación de

los trabajos a realizar sobre el arbolado que se basa sobre la prolonga-

ción de la vida útil de los ejemplares se convierte así en una herramienta

imprescindible para quienes diseñan las políticas de manejo.

42

Tabla III c. Efecto del mantenimiento y el ciclo de vida so-bre el UPP

Estimaciones realizadas para Acer rubra (arce rojo) en dos escenarios posibles: arce rojo con ciclo de vi-da de 40 años en el que no influye el mantenimiento y arce rojo con ciclo de vida prolongado gracias al mantenimiento.

UPP

Mantenimiento Sin efecto en el ciclo Ciclo prolongado (*)

Mínimo 680 años

(17 generaciones)

100 años

(5 generaciones)

Moderado 360 años

(9 generaciones)

360 años

(9 generaciones)

Intenso 240 años

(6 generaciones)

540 años

(9 generaciones)

Fuente: Nowak et al. 2002

(*) mantenimiento mínimo: 20 años de ciclo de vida; mantenimiento moderado: 40 años de ciclo de vida; mantenimiento intensivo: 60 años de ciclo de vida

Los trabajos de mantenimiento –por ejemplo, el riego- realizado

en etapas tempranas pueden ayudar a un balance positivo de carbono al

prolongar la vida del árbol, dado que los porcentajes de mortalidad en

árboles recién plantados son bastante altos. La poda de árboles ya esta-

blecidos –aunque pueda ser requerida por cuestiones de seguridad u

otras razones- conduce a un balance de carbono menos positivo. La poda

de ejemplares jóvenes, sin embargo, podría reducir la necesidad de poda

a medida que el árbol llega a adulto, aunque es difícil determinar en qué

medida la poda puede –si lo hace- alargar la vida del árbol.

Aspec tos económicos

de l ba lance de ca rbono

Como consecuencia de todos los conceptos ya vertidos, el balance

del carbono tiene un aspecto económico de gran importancia que debe ser

analizado en términos de una relación costo-beneficio.

43

Tal relación está descripta por Melissa McHale en su investigación so-

bre la posibilidad de obtener bonos de carbono por el arbolado urbano

(McHale et al 2007) A manera de resumen, podrían diagramarse las varia-

bles que influyen sobre la absorción y secuestro de carbono por parte del

arbolado urbano con el fin de determinar su conveniencia económica, de la

manera descripta en la figura III a.

La tasa de acumulación de C, una variable controlada por el sitio de

plantación y el clima del lugar, es la que tiene mayor influencia sobre el

balance costo-beneficio. Esencialmente, las áreas con estación de creci-

miento larga (superior a los 240 días) demostraron una mayor chance de

resultar eficientes en costos.

Figura III a. Variables que inciden en el balance costo-beneficio de la plantación de árboles en relación con el almacenamiento de carbono atmosférico.

Principales medi-das de la relación costo/beneficio

Costo total

Carbono total alma-cenado

Reducción en las emisiones

de CO2 relacionadas a gasto energé-

tico

Variables in-fluenciadas por las decisiones de manejo

Costo por tonelada de CO2 atmosférico

reducida

���� Costos de plan-tación

���� Costos de man-tenimiento

���� Tamaño adulto ���� Tasa de super-

vivencia ���� Población cadu-

ca o perenne

���� Distancia a las cons-trucciones

���� Cantidad de ejempla-res caducos

���� Cantidad de ejempla-res perennes

���� Sombreado sobre edi-ficaciones

Variables asociadas a la zona y al crecimiento

���� Tasa de se-cuestro / asimilación

���� Tasa de des-composición

���� Nivel de manteni-

Variables locales

���� Factores de emisión de aparatos de calefacción y aire acondi-cionado

Fuente: McHale et al. 2007

44

La segunda variable en importancia en este análisis resulta la co-

bertura arbórea existente en el área analizada, ya que el agregado de

árboles baja en eficiencia a medida que es mayor la cobertura ya esta-

blecida.

La edad madura de los árboles fue la tercera variable en importan-

cia: los árboles más grandes fueron capaces de acumular más C y tuvie-

ron un mayor efecto sobre el microclima que los árboles más chicos, re-

sultados que coinciden con todos los trabajos que han analizado la selec-

ción de especies para lograr mejor manejo del agua de escurrimiento y

mayor retención de contaminantes atmosféricos (McHale et al. 2000) Por

lo tanto, seleccionar especies de mayor tamaño es una medida favorable

al balance económico del carbono, asumiendo que no existen limitacio-

nes de espacio de crecimiento.

Dado que los árboles son una inversión a largo plazo, las decisio-

nes deberían tomarse sobre la base de un enfoque sistemático y consis-

tente que analice el flujo de reducción y emisión de CO2 y los costos

consecuentes, a lo largo de toda la duración del plan.

Típicamente, los costos son mayores en las primeras etapas,

cuando los árboles son comprados, plantados y establecidos y los benefi-

cios en reducción de CO2 son mayores tiempo más tarde, cuando los

árboles están en crecimiento pleno y lo suficientemente grandes como

para proveer sombra, enfriamiento por evapotranspiración y disminución

de la velocidad del viento (McPherson & Simpson 2000)

En los trabajos realizados en Estados Unidos por Akbari, en los

que tras censar varias ciudades se modeló el total del país y su arbolado

urbano, se concluyó que la plantación de cien millones de árboles en si-

tios orientados de manera de sombrear las construcciones en verano y

reducir el frío del invierno, ahorraría 22.000.000.000 Kw/año (equivalen-

45

tes a u$s 2.300.000.000) y dejarían de emitirse 9.000.000 tn/año de

CO2 a la atmósfera (Akbari 1988)

Conc lus iones

Todos los trabajos revisados concluyen que los árboles urbanos

pueden mitigar los efectos de las emisiones antrópicas de dióxido de

carbono (CO2) a la atmósfera, en proporción aún mayor a la de los árbo-

les rurales, dada su mayor velocidad de crecimiento, la mayor proporción

de árboles de gran tamaño y sus posibles efectos secundarios en la re-

ducción del gasto de energía, aún teniendo en cuenta que los trabajos de

mantenimiento necesarios para el arbolado en las ciudades pueden redu-

cir este efecto mitigante.

El secuestro anual de carbono aumenta con árboles en activo cre-

cimiento, mientras que el almacenamiento depende del tamaño adulto y

del largo del ciclo de vida: a árboles más grandes y más longevos, mayor

almacenamiento de carbono.

Los trabajos de mantenimiento que ayuden a los árboles a aumen-

tar su longevidad resultan positivos para el balance de carbono mientras

que los destinados a la remoción de los árboles o a la poda de rejuvene-

cimiento resultan negativos para tal balance. Dado que las especies más

longevas, de mayor adaptabilidad al sitio urbano de crecimiento y más

resistentes al estrés ambiental por calor y sequía y al ataque de plagas y

enfermedades requieren de menor mantenimiento, serán las que deben

elegirse en función de obtener un balance de carbono positivo para la

calidad del aire.

46

Cap í t u l o I V

E l a r b o l a d o p ú b l i c o y l a c o n t am i n a c i ó n

e n l a c i u d a d d e B u e n o s A i r e s

47

In t roducc ión

El desarrollo y el crecimiento urbano traen, especialmente en las ciu-

dades latinoamericanas, una disminución en la disponibilidad de elementos

vitales como la vegetación en espacios verdes, el aire limpio y el agua. Para

poder llegar a un equilibrio, aunque sea frágil, del ecosistema urbano, estos

elementos deben ser recuperados y sostenida su provisión en el tiempo

(Barreiro 2007)

La proporción de áreas verdes en las ciudades del mundo es muy va-

riable. Bratislava, la capital de Eslovaquia, tiene un 60% mientras Madrid,

capital de España, sólo cuenta con un 5% de áreas verdes públicas. Copen-

hague, Dinamarca, sostiene por administración gubernamental un 23 % de

espacios verdes que significan 43 m2 por habitante, un parque infantil

público por cada 459 niños y 48 árboles de alineación por cada mil metros

de calles municipales (Nilsson et al. 1997)

En América Latina, la variabilidad también es grande: 2,2% en la

ciudad de México DF (que significan 1,94 m2 por habitante), más de 1000

has. (3.1%) que representan 7,5 m2 por habitante en Quito, Ecuador o, la

ciudad de Buenos Aires, con 5,2 % representadas por 1200 has. resultando

en casi 4 m2 por habitante (incluyendo en la estadística a las zonas de re-

serva natural). Si no se incluye a las reservas naturales, el promedio por

habitante de la ciudad de Buenos Aires baja a 1,17 m2 y, si se abarca el

área metropolitana, con más de 12 millones de habitantes, la superficie

verde por habitante es de 0,8 m2.

Culturalmente se aceptan niveles de contaminación más altos a los

deseables, tanto acústica como atmosférica y suele haber una carencia de

medidas preventivas: la mayoría de las políticas públicas en esta área se

diseñan como respuesta a situaciones extremas o de riesgo, cuando los

parámetros de análisis se ven empañados por la urgencia (Barreiro 2007)

48

En este contexto, el arbolado es uno de los elementos urbanos de al-

ta inestabilidad, por su condición de sistema biológico sometido a una ex-

posición crónica a condiciones rigurosas por prácticas culturales y aconte-

cimientos ambientales en situación de indefensión (Barreiro 2007)

La ciudad de Buenos Aires no es una excepción. Se conoce bien el

valor del arbolado urbano desde las perspectivas estética y social. Sin em-

bargo, menos se ha considerado su papel como regulador ambiental de las

condiciones adversas para la vida que se dan en las ciudades.

En el compendio realizado por Ruiz Pérez et al. sobre el servicio am-

biental brindado por un bosque, encontramos algunos conceptos de índole

económica aplicables al arbolado urbano, que nos han parecido útiles en la

valoración general del recurso. En dicho contexto, Pearce y Turner (citados

en Ruiz Pérez 2007) establecen un marco de valoración total basado en la

distinción entre valor de uso (actual y de opción futura) y valor de no

uso (existencia), un aspecto que había sido ignorado en los análisis

económicos clásicos.

Figura IV a. Valor económico total del arbolado urbano

VALOR ECONÓMICO TOTAL

VALOR DE USO VALOR DE NO USO

Directo Indirecto Opción Legado Existencia

Madera No madera-

bles Educación

Ocio Hábitat humano

Biodiversidad

Hábitat

Posibles usos futuros directos e indirectos

Hábitat

Protección con-tra cambios irreversibles

Valores cultu-rales, estéticos y emocionales

Funciones ecológicas

Protección de cuencas

Efectos

climáticos

Fuente: Ruiz Pérez et al. 2007

49

La sociedad que habita la ciudad de Buenos Aires reconoce pocos

de estos valores del arbolado. Del mismo modo se han comportado

históricamente sus gobiernos. En el discurso de los especialistas y, aún

de los planificadores urbanos, se mencionan con frecuencia aquellos va-

lores de no uso relacionados con su mérito cultural y estético y, de

manera novedosa, se mencionan parcialmente sus valores de uso rela-

cionados a la función ecológica. En ningún proyecto relacionado al arbo-

lado público se ha mencionado, hasta el momento, el servicio ambiental

que ocupa a este trabajo: la disminución de la contaminación atmosféri-

ca a través de la plantación de árboles.

Es parte de la obligación del gobierno de una ciudad la educación

de los ciudadanos con respecto a los valores de su patrimonio público,

función que debería formar parte de todo programa de arbolado racional

que se diseñe como política pública.

E l a rbo lado de l a C iudad de Buenos A i res

El arbolado de Buenos Aires, con una cuantía aproximada a 370.000

ejemplares en alineación, no ha contado en el último siglo con planes de

arbolado consistentes, especialmente en cuanto a la selección de espe-

cies y a su posterior formación y mantenimiento. Aún así, cuenta con

calles magníficamente arboladas (la mayoría con ejemplares que superan

los 100 años de edad) que la caracterizan y le dan un alto valor estético.

El último censo sobre el arbolado de alineación de la ciudad fue realizado

en el año 2001. Los datos que figuran a continuación podrían haber

cambiado levemente en la tendencia de composición específica pero sir-

ven a los objetivos de este trabajo.

50

Tabla IV a. Composición del arbolado de alineación de la Ciudad de Buenos Aires / Total de árboles censados: 356.794

ESPECIE NOMBRE VULGAR PORCENTAJE DE

LA POBLACIÓN

Fraxinus sp. fresno 44.8%

Platanus x acerifolia plátano 9.6%

Melia azedarach paraíso 8.5%

Ligustrum lucidum y Ligustrum lucidum ‘Aurea’

ligustro y ligustro discipli-nado

6.5%

Tilia americana y Tilia cordata tilo 4.0%

Ficus benjamina ficus 3.3%

Acer negundo arce 2.9%

Lagerstroemia indica crespón 2.6%

Acacia dealbata aromo 2.5%

Robinia pseudoacacia y Robinia pseudoacacia

‘Umbraculifera’

acacia blanca y acacia bola 2.5%

Tipuana tipu tipa blanca 2.4%

Jacaranda mimosifolia jacarandá 2.3%

Styphnolobium japonicum sófora 1.2%

Populus sp. álamo 1.2%

Salix sp. sauces 0.9%

Ailanthus altissima árbol del cielo 0.6%

Liquidambar styraciflua liquidámbar 0.6%

Ficus elastica, Ficus microphilla

gomeros 0.5%

Otros 3.1%

Fuente: Barreiro 2007

51

Figura IV b. Vista aérea de la Ciudad de Buenos Aires, de oeste a este, con evidencia de las áreas verdes principales

Figura IV c. Imagen satelital de la Ciudad de Buenos Aires (el contorno

de la ciudad se encuentra enmarcado)

52

En las imágenes que preceden, resulta evidente la carencia de es-

pacios verdes libres en la ciudad. Esto aumenta la importancia del arbo-

lado de alineación que es el que aporta mayor cantidad de ejemplares al

arbolado público urbano en Buenos Aires.

La ciudad constituye un ambiente hostil para los árboles en el que

se conjugan factores aéreos –que afectan a las copas- y factores sub-

terráneos –que afectan a las raíces. Tal como se ha descripto en el Capí-

tulo II, las condiciones de stress que afectan al arbolado se dan en todas

las ciudades, especialmente en las grandes metrópolis como la que nos

ocupa.

De los factores culturales adversos a los que son sometidos los

árboles de alineación, Buenos Aires los tiene todos (Barreiro 2007):

Factores aéreos:

Cableado

Postes

Carteles

Pasacalles

Cestos de basura

Focos de luz

Podas clandestinas

Envenenamientos

Estrangulaciones

Factores subterráneos:

Cañerías de desagüe

Tendido subterráneo de servicios públicos

Asfalto

Baldosas

Elementos varios sobre el suelo

53

Sustancias tóxicas vertidas en las planteras

Pisoteo y compactación

L a c o n t am i n a c i ó n a tmo s f é r i c a : m ed i c i o n e s Las mediciones de contaminantes en el aire realizados por la autoridad

de aplicación del Gobierno de la Ciudad de Buenos Aires se han concen-

trado especialmente en la determinación de los niveles de monóxido de

carbono, óxidos de nitrógeno y material particulado, medido como partí-

culas sedimentables totales (PST). 9

Sin embargo, la investigación científica aporta algunos resultados intere-

santes que hemos incorporado a este trabajo.

Tabla IV b. Partículas sedimentables totales medidas en cuatro barrios

de la Ciudad de Buenos Aires (en mg/cm2) – Valor de refe-rencia (según Ord. 39025): 1.0 mg/cm2 en 30 días

Parque Las

Heras Chacarita Pompeya Parque Pa-

tricios 2005 0.488 0.418 0.826 0.862

Días con medición mayor al valor de referencia

2 3

Parque Las Heras

Chacarita Pompeya Villa Soldati

2006 0.656 0.430 0.698 0.747 Días con medición mayor al valor de referencia

1 1 1

Nota: Los datos disponibles al momento de realizar este trabajo son incomple-tos. Fuente: elaboración propia en base a los datos disponibles del Laboratorio de Control Ambiental de la Ciudad de Buenos Aires (octubre 2007)

9 Los datos compendiados para este trabajo pertenecen a los años 2002 a 2007. Durante el año 2008, la Agencia Ambiental de la Ciudad (actual organismo de aplicación) ha lanzado un programa de control atmosférico más amplio, con nuevas estaciones de monitoreo, que permitiría contar con mayor información.

54

Tabla IV c. Material particulado en la Ciudad de Buenos Aires Material Valores promedio

(µg/m3) Valores máximos

(µg/m3) Número de

muestras colec-tadas

Verano: PM2.5 41 67 45 PM10 52 80 45 PST 68 101 21 Otoño e Invier-no:

PM2.5 33 83 45 PM10 44 92 53 Fuente: Bogo et al. 2003

Los niveles de PM son, en general, altos en comparación a los de

ciudades de los Estados Unidos y de Europa occidental. Los niveles de

PM2.5 son cercanos y, en algunos casos, mayores a los estándares de

calidad del aire fijados por la Agencia de Protección Ambiental de los Es-

tados unidos (EPA) Por lo tanto, constituyen una preocupación asociada

con el riesgo para la salud de los habitantes. Desafortunadamente, no

hay estadísticas médicas disponibles sobre alergias y enfermedades res-

piratorias en Buenos Aires que relacionen de manera directa la contami-

nación por material particulado con la etiología (Bogo et al. 2003)

Tabla IV d. Emisiones anuales estimadas de CO y NOx de cada categoría

de fuente en la Ciudad de Buenos Aires

Categoría de fuen-

te CO

(ton/año) CO (%)

NOx (ton/año)

NOx (%)

Usinas eléctricas 105 0.04 26300 48.74 Residencial 394 0.16 1970 3.65 Comercial 79 0.03 394 0.73 Pequeña industria 71 0.03 284 0.53 Colectivos 7243 2.98 5689 10.54 Autos/camiones y taxis

234386 96.43 18905 35.03

Aviones 794 0.33 419 0.78 Total 243072 100.00 53961 100.00 Fuente: Venegas & Mazzeo 2005

55

Tabla IV e. Óxidos de nitrógeno totales medidos en Ciudad de Buenos

Aires (en mg/cm3) – Límite admisible (según Ord. 39025): 0.4 mg/cm3; Nivel guía para NO2 (OMS): 0.2 mg/m3

Palermo

2002 Promedio 0.233 Máximo registrado anual 0.762 Días con medición mayor al valor de referencia 21

2005 Promedio 0.220 Máximo registrado anual 0.783 Días con medición mayor al valor de referencia

18

2006 Promedio 0.173 Máximo registrado anual 0.431 Días con medición mayor al valor de referencia 3

2007 Promedio (parcial, enero a mayo) 0.178 Máximo registrado anual 0.407 Días con medición mayor al valor de referencia

2

Nota: Los datos disponibles al momento de realizar este trabajo son incomple-tos. Fuente: elaboración propia en base a los datos disponibles del Laboratorio de Control Ambiental de la Ciudad de Buenos Aires (octubre 2007)

Tabla IV f. Descripción de las concentraciones de metales y metaloides

medidas en la ciudad de Buenos Aires (en PM10) – Medidos en ng/m3

Elemento Mínimo Media

aritmética Máximo

Al (aluminio) 346 936 2541 Ca (calcio) 358 1243 3435 Cu (cobre) 5.6 22.2 69.7 Fe (hierro) 208 795 2304 Mn (manganeso) 4.5 19.3 57.6 Mo (molibdeno) 0.0 0.5 1.7 Ni (níquel) 0.6 3.1 13.1 Pb (plomo) 5.7 25.1 98.9 S (azufre) 1016 3204 10413 Sb (antimonio) 0.9 4.7 15.3 Sn (estaño) 0.1 2.9 9.5 Zn (cinc) 19.8 71.2 166 Zr (circonio) 0.3 4.6 11.5 Masa (µg/m3) 15.4 64.5 159 Fuente: Smichowski et al. 2003

56

Normat iva v igente r e l a c ionada a l a rbo lado púb l i co 10

La Ordenanza 44779 fue dictada en 1991 por el Honorable Conce-

jo Deliberante a instancias del Poder Ejecutivo para solucionar un conflic-

to ambiental que iba tomando proporciones notables: la pérdida de

ejemplares componentes del arbolado de alineación de la Ciudad de

Buenos Aires como consecuencia del desarrollo urbano y de la acción

antrópica, en procesos que podrían numerarse de la siguiente manera:

• edad

• enfermedades

• anclaje deficiente

• compactación subsolar

• vandalismo

La Ordenanza 44779 propuso un completo sistema de protección

del arbolado público dejando la potestad y la obligación de su cuidado en

manos del Gobierno. En su redacción, resultó verdaderamente novedosa

la declaración del arbolado como bien público y patrimonio natural de la

Ciudad con lo cual se apuntaba a su preservación, prohibiendo la inter-

vención de los frentistas sobre los ejemplares que se hallaran en sus ve-

redas.

La Ordenanza 44779 era una buena norma legislativa en su aspec-

to proteccionista del arbolado como elemento del patrimonio público.

Tuvo pequeñas falencias en su redacción, que podrían haber sido solu-

cionadas en el proceso de reglamentación. Su aplicación falló por el pro-

pio diseño del sistema de gobierno y por la falta de conocimientos técni-

cos a nivel de los organismos de aplicación, así como de una campaña

bien organizada de educación de la población.

10 Compendiado de Barreiro 2006.

57

Bajo las normas impuestas por esta Ordenanza, la Secretaría de

Medio Ambiente y Desarrollo Sustentable emitió la Resolución Nº 292

que determinaba las responsabilidades en la tala y extracción de árboles

(publicada en el B.O. Nº 1058 el 30 de octubre de 2000). Por su parte, la

Legislatura de la Ciudad sancionó la Ley 490 (publicada el 27 de sep-

tiembre de 2000) que obligaba al Ejecutivo de la Ciudad a elaborar una

cartilla informativa sobre el arbolado que sería enviada a los contribu-

yentes junto con los recibos de impuestos. La Ley nunca fue reglamenta-

da.

En el 2002, la Secretaría de Medio Ambiente y Planeamiento Urba-

no emitió la Resolución Nº 29, publicada en el BO Nº 1494 del 31 de julio

de 2002, por la que se autorizaba a los frentistas a plantar sus propios

árboles, bajo determinadas normas de manejo bien descriptas por la re-

solución –de hecho, muy detallada- pero que falló definitivamente por

falta de promoción adecuada para la norma y por desinterés social en

adquirir tal información.

Con buena repercusión en los medios, se publicó en el 2003 una

Disposición de la Dirección General de Espacios Verdes, la Nº 13 (BO Nº

1678 del 25 de abril de 2003) que anunciaba el Plan Maestro de Arbolado

Público de la Ciudad de Buenos Aires, con el apoyo de una Comisión de

especialistas. Lamentablemente, tampoco este anuncio fue concretado a

excepción de una pocas medidas de corto alcance.

Ante el quasi vacío legal existente, la Legislatura trata y aprueba

una nueva Ley de Arbolado Público en el año 2004. Es la Ley 1556 de

Arbolado Público Urbano, sancionada el 9 de diciembre de 2004 y pro-

mulgada de hecho el 12 de enero de 2005. Fue modificada en su art. 9

por la Ley Nº 1982, sancionada el 1 de julio de 2006 y promulgada el 4

de julio de 2006. La Ley 1556 derogaba las ordenanzas vigentes Nº

44779 y 49671. Sin embargo, nunca hubo una reglamentación final de la

Ley con lo que, en la actualidad la situación del arbolado urbano se en-

cuentra atada a disposiciones y resoluciones de las áreas de aplicación.

58

La Ley 1556/04 adolece de iguales carencias que la Ordenanza

que reemplaza, volviendo a establecer sistemas de control sumamente

lábiles y poco eficientes para el trabajo que debe llevar a cabo el Poder

Ejecutivo.

Uno de los últimos intentos por poner a los árboles en el escenario

fue una Resolución conjunta de los Ministerios de Espacio Público y de

Educación, la Nº 317 del 2006, que creaba el programa “Sembremos el

Futuro” y propiciaba la plantación de árboles por parte de los estableci-

mientos educativos, tarea que, hasta donde tenemos conocimiento, tam-

poco tuvo éxito.

La imprescindibilidad de la legislación en esta área no puede discu-

tirse. Pero está probado, dada la experiencia con las normas existentes,

que no es suficiente. Sólo una buena reglamentación, apoyada en crite-

rios técnicos y que facilite la comprensión por los vecinos de los irrem-

plazables valores del arbolado público, pueden hacer de la norma legisla-

tiva un instrumento real y una herramienta útil para la preservación y el

mejoramiento del arbolado de la Ciudad.

Conclus iones La situación de la ciudad de Buenos Aires, ubicada en la pampa

ondulada, con fuertes vientos, y sobre la costa de uno de los ríos con

mayor capacidad de autodepuración, hacen que tenga una situación dis-

tinta a la de las ciudades mediterráneas o con barreras físicas para el

movimiento del aire (Morán 1992)

Sus niveles de contaminación atmosférica casi siempre están de-

ntro de los límites aceptados internacionalmente, si se consideran los

promedios diarios, mensuales y anuales, aunque existen algunos picos

en horas y situaciones particulares.

59

La contaminación atmosférica es producida en un 80% por el

tránsito vehicular y el resto por fuentes fijas, con una mayor y más peli-

grosa incidencia de las usinas térmicas (Morán 1992)

En Buenos Aires, la cobertura arbórea es buena en algunos barrios

residenciales y tiene carencias evidentes en otros, generalmente con tie-

rra destinada a usos comercial, industrial o residencial de bajos recursos.

La poca disponibilidad de espacios verdes de uso público complica aún

más la situación de tales áreas.

Por otra parte, la falta de legislación apropiada para la conserva-

ción del arbolado y de políticas comprometidas con su carácter de patri-

monio público, aleja la posibilidad actual para que la ciudad y sus habi-

tantes traten a sus árboles como una de las herramientas de mayor im-

portancia con la que se cuenta para el manejo de la calidad del aire.

60

Cap í t u l o V

C r i t e r i o s p a r a l a s e l e c c i ón d e e spe c i e s

61

Introducc ión

La selección de las especies que conformen el arbolado de una ciu-

dad deben ser elegidas siguiendo criterios técnicos que incluyen: adapta-

bilidad al sitio, baja necesidad de mantenimiento, alta longevidad y

capacidad de mejorar la calidad del aire.

Es el último criterio el que ha guiado este trabajo, y bajo cuyas di-

rectrices podemos describir algunas de las características de las especies

arbóreas que colaboran al logro de ese objetivo: gran superficie foliar a

la madurez, características morfológicas del follaje compatibles con la

retención y/o la adsorción de contaminantes (follaje pegajoso o piloso),

baja emisión de VOCs y alta tasa respiratoria (relacionada con la reduc-

ción de la temperatura del aire).

Dada la sensibilidad específica variable a la contaminación at-

mosférica, también es fundamental considerar la susceptibilidad a los

daños por contaminación que pueden sufrir las plantas.

Por otra parte, en la certeza de la significación económica que la

mejora en la calidad atmosférica tiene para el presupuesto gubernamen-

tal de una ciudad, el balance costo-beneficio de las especies arbóreas

creciendo en el ambiente urbano es una herramienta de trabajo de utili-

dad para cualquier planificador.

En el presente Capítulo, se detalla la relación entre las especies

aptas para el desarrollo en la Ciudad de Buenos Aires y las limitantes

inherentes a todo sistema de arbolado que plantea la existencia dentro

del ecosistema urbano.

62

Elecc ión de espec ies sobre la base a su res istenc ia a la contaminac ión

La complejidad del ambiente urbano influye en gran medida sobre

el establecimiento y el manejo de las especies vegetales. En este ámbito,

los árboles crecen en diferentes tipos de ambiente:

1. Áreas con superficies altamente evaporantes o transpirantes,

por ejemplo, parques y calles anchas con alta temperatura en el

día y enfriamiento nocturno.

2. Áreas abiertas pero secas, como plazas y playas de estaciona-

miento, con microclima similar al anterior pero más secas.

3. Áreas sombreadas por edificaciones, por ejemplo, calles angos-

tas, con poca amplitud termal diurna.

Sobre la base de estas diferencias microclimáticas también se dan

diferencias en la concentración de contaminantes atmosféricos, por efec-

to de la inversión de temperatura que atrapa a los contaminantes, en

especial durante el invierno. De ahí la importancia que se da a la selec-

ción adecuada de especies para cada una de las diferentes áreas dentro

de una misma ciudad (Beckett et al. 1998)

Las especies de hoja ancha suelen ser consideradas más resisten-

tes a la contaminación, por el hecho de que renuevan su “aparato filtran-

te” con la pérdida de hojas anual. Sin embargo, la caída de hojas puede

implicar la contaminación del suelo circundante con metales contenidos

en las partículas. Las coníferas, por su lado, mantienen su follaje y si-

guen transpirando en el invierno: de esta manera acumulan mayor can-

tidad de tóxicos sobre el árbol. Esto causa dos efectos principales: por un

lado tienen una mayor carga de partículas sobre el follaje, lo que las

muestra como más eficientes que las especies de hoja ancha. Pero, por

63

otra parte, son más susceptibles al daño fisiológico que los contaminan-

tes podrían causarles. El valor de las coníferas para mejorar la calidad

del aire proviene de una variedad de factores, más allá de su hábito pe-

renne: la facilidad de crecimiento, una gran superficie de contacto y una

particular eficiencia en la adsorción de partículas (Beckett et al. 1998)

Caborn describió el mecanismo de defensa utilizado por las plantas

para evitar el daño, específicamente para el caso del material particula-

do. Dicho mecanismo incluye la alteración del momento de ruptura de

yemas o caída de hojas y de la habilidad de producir brotes nuevos

cuando son dañadas. Dados estos y otros mecanismos fisiológicos, al-

gunos árboles soportan mejor que otros en ambientes con humo u otras

condiciones de contaminación. Las especies con mayor actividad estomá-

tica tienen, a la vez, mayor transpiración, aumentando la eficiencia de

captura de partículas sobre la superficie foliar. Tong ha sugerido que las

partículas quedan adsorbidas en la película húmeda que produce la

transpiración, lo que sería cierto para contaminantes solubles como los

sulfatos y nitratos (ambos citados en Beckett et al 1998)

Altas tasas respiratorias –agregadas al sombreado y a los efectos

de absorción de contaminantes- también son un factor de la reducción

localizada de la concentración de PM10 por reducción de la temperatura.

Durante la utilización de un sistema GIS para evaluar el valor del ecosis-

tema urbano en los suburbios de Londres, Moll estableció que el 12% de

los problemas de contaminación en el aire urbano son consecuencia del

efecto isla de calor (por su influencia en la formación de VOCs y ozono y

en la dinámica de la dispersión de las partículas) (citado en Beckett et al

1998).

Fuentes de contaminación fitóxica y consecuencias so-bre las plantas

Según Davis & Gerhold (1976), que trabajaron sobre la resistencia

de diferentes especies a los contaminantes urbanos en el Estado de Ore-

64

gon, las fuentes de contaminación pueden clasificarse en cinco categor-

ías principales, con emisión de sustancias que pueden a su vez dividirse

en contaminantes generales (todos los que se encuentran en la atmósfe-

ra) y contaminantes fitotóxicos.

Tabla V a. Fuentes de contaminación atmosférica fitotóxica

Fuente Todos los contaminantes

Contaminantes fitotóxicos

Transporte 60% 28% Industria 18% 30% Generación de electricidad 14% 26% Calefacción 5% 6% Disposición final de residuos 3% 7% Fuente: Davis & Gerhold 1976

Por medio de una revisión de los trabajos realizados para determi-

nar los daños que produce la contaminación en los árboles, puede con-

cluirse que existen tres vías diferentes. La primera, más teórica que

comprobable, sería una acción indirecta de disminución de la fotosínte-

sis por reducción de la transparencia del aire. La segunda es la acción

directa externa que ejercen los contaminantes a través del recubri-

miento del follaje y la oclusión de los estomas. Esto se da principalmente

con el material particulado.

Tal como se ha descripto en párrafos anteriores, existe además

una disminución de la actividad estomática como respuesta a la presen-

cia de determinados contaminantes gaseosos.

Finalmente, la tercera vía se manifiesta como daños foliares bajo

la forma de clorosis o manchas. Este proceso de daño se hace notable en

el caso de especies poco resistentes al ozono.

En términos generales puede decirse que las plantas jóvenes son

más sensibles que las adultas, que las partes altas y externas de los

árboles son más afectadas y que las gimnospermas son más resistentes

que las angiospermas dentro de un ambiente con atmósfera contamina-

da.

65

En ocasiones resulta muy difícil determinar daños directos por con-

taminación pero se asocian a procesos posteriores como menor resisten-

cia a plagas y enfermedades, menor tasa de desarrollo o menor habilidad

de competencia con otras especies o con los factores de stress.

A pesar de que la respuesta de una especie a un solo contaminan-

te podría evaluarse con relativa facilidad, el aire urbano tiene una com-

binación de tóxicos que afectará de diferente manera a la misma especie

según la concentración de cada uno, el tiempo de exposición, la edad de

la planta y las condiciones meteorológicas.

De ahí que no es sencillo diagramar tablas de especies resistentes

a la contaminación en las que hacer selecciones simples. Convendrá, al

momento de elegir, evaluar la aptitud de cada especie como filtro para la

contaminación, excepto en casos en que su fragilidad ante determinado

contaminante haya sido fehacientemente comprobada.

Las clases principales de contaminantes atmosféricos fitotóxicos,

en orden descendente de daño causado, son los oxidantes (ozono, óxi-

dos de nitrógeno (NOx) y peroxiacetilnitratos (PAN)), dióxidos de azufre

(SOx) y fluoruros.

El dióxido de azufre y el ozono son los contaminantes que causan

mayor daño a los vegetales. Los fluoruros causan daños masivos pero

solamente en áreas cercanas a las fuentes (fundiciones o fábricas de fer-

tilizante). Etileno, amonio, cloruros, cloratos, polvos y metales pesados

también son capaces de dañar a las plantas leñosas en alguna medida.

Sin embargo, su influencia es limitada a áreas circunscriptas a las cer-

canías de fábricas, en contraste con los daños causados por el ozono y el

dióxido de azufre, que afectan áreas muy extensas.

El daño causado a las plantas puede ser agudo –con necrosis tisu-

lar- o crónico, con daño a los tejidos pero sin muerte. El daño crónico se

produce por la exposición a bajos niveles de contaminación por tiempo

prolongado o cuando la especie es levemente resistente a la contamina-

66

ción mientras que el daño agudo se da con exposición a elevados niveles

de contaminación o en especies muy susceptibles.

El daño por SOx en especies de hoja ancha aparece como áreas

de daño internerval, de color amarillo en casos crónicos y de color marfil

a tostado en daño agudo, como paso previo a la necrosis. Los tejidos

adyacentes a las nervaduras permanecen verdes, dando un modelo típico

de daño.

Figura V a. Daño por dióxidos de azufre en coníferas

Fuente: www.corbis.com

En el caso de las coníferas, el daño agudo por dióxido de azufre se

manifiesta con la decoloración de las puntas de las ramitas, que viran

hacia el marrón rojizo. En casos severos, la decoloración llega a la base

de las ramas. Los síntomas crónicos también pueden incluir cierta deco-

loración de los ápices aunque es más común el amarillamiento general

de las agujas seguido por una defoliación prematura de las más viejas,

lo que da un aspecto ralo y desprolijo a la copa. En el caso de plantines

pequeños de coníferas, la exposición a elevados niveles de contamina-

ción con azufre ocasiona enanismo (Davis & Gerhold 1976)

67

Por su parte, el ozono es el mayor causante de daño en algunas

áreas de los Estados Unidos. Difiere de los demás porque su concentra-

ción se eleva a niveles fitotóxicos con rapidez en las áreas urbanas du-

rante los días cálidos y soleados y puede causar daños aún a gran dis-

tancia de la fuente contaminante (Jacobs and Schnelle 2004).

La respuesta de las plantas al ozono depende de varios factores

ambientales. El estadio de crecimiento, la nutrición, la luz, la humedad

relativa, la temperatura y otros factores pueden determinar la respuesta

a un determinado nivel de ozono causando síntomas externos que inclu-

yen la detención del crecimiento.

Figura V b. Daño por ozono en follaje de Liriodendron tulipifera (tulipanero)

Causa en las especies de hoja ancha un modelo de daño sobre la

superficie foliar caracterizado por un punteado de manchas pequeñas, de

3 mm de diámetro, de tejido claro o rojizo. El daño no se ve en la cara

inferior de las hojas y puede ser confundido con otros factores nocivos

como el ataque de ácaros o algunas virosis (Jacobs and Schnelle 2004)

68

Figura V c. Idem Fig. V b

Bajos niveles de ozono durante períodos prolongados también

causan daños a las leñosas. Con la exposición inicial aparecen unos po-

cos síntomas pero con exposiciones adicionales se da un moteado cada

vez más profuso que puede dar a toda la hoja un aspecto bronceado o

amarillento para, finalmente, derivar en defoliación temprana.

El daño agudo por ozono en coníferas suele resultar en la muerte

del ápice de la aguja y, en casos severos, de toda la hoja. Cuando el da-

ño es leve, se observa un moteo clorótico con pequeños sectores amari-

llos o marrones que alternan con áreas de tejido verde. Como sucede

con la mayoría de los contaminantes, el ozono causa también defoliación

prematura de las hojas más viejas, raleando la copa.

69

Figura V d. Daño por ozono en follaje de Ailanthus altissima (árbol del cielo)

Tabla V b. Susceptibilidad al ozono de especies arbóreas

Susceptibles

Intermedios

Resistentes

Ailanthus altissima Acer negundo Acer platanoides Fraxinus americana Libocedrus decurrens Acer saccharum

Fraxinus pennsylvanica Liquidambar styraciflua Acer rubrum Gleditsia triacanthos Pinus elliottii Betula pendula Liriodendron tulipifera Pinus strobus Persea americana

Pinus radiata Quercus palustris Picea glauca Pinus taeda Picea pungens

Platanus occidentalis Quercus robur Populus tremuloides Quercus rubra

Robinia pseudoacacia Thuja occidentalis Tilia americana Tilia cordata

Fuente: Davis & Gerhold (sólo se mencionan las especies de cultivo común en Argentina) Nota: Según Jacobs & Schnelle 2004 también presentan resistencia al daño por ozono Aca-cia sp., Sophora pendula y, en disidencia con Davis & Gerhold, algunas especies de Fraxi-nus. Nota II: Las listas de susceptibilidad con resultado de observaciones múltiples y revisión bibliográfica, más la opinión de expertos. Los resultados en cámaras de pulverización fueron, en general, corroboradas por resultados a campo (Davis & Gerhold 1976)

70

Tabla V c. Susceptibilidad al dióxido de azufre de diferentes especies arbóreas

Susceptibles Intermedios Resistentes

Betula papyrifera Acer negundo Acer platanoides Betula pendula Acer rubrum Acer saccharinum

Fraxinus pennsylvanica Picea glauca Acer saccharum Populus nigra ‘Italica’ Pinus ponderosa Ginkgo biloba Populus tremuloides Populus deltoides Picea pungens

Tilia americana Platanus x acerifolia Ulmus americana Populus x canadensis Quercus palustris Thuja occidentalis Tilia cordata

Fuente: Davis & Gerhold (sólo se mencionan las especies de cultivo común en Argentina) Nota: Según Jacobs & Schnelle 2004 debe agregarse Sophora pendula a las especies resis-tentes a los SOx. Figura V e. Daño por ozono en follaje de Fraxinus pennsylvanica

(fresno)

Fuente: www.gva.es

71

Selecc ión de espec ies sobre la base de la contaminac ión existente

Aunque , como ya hemos descripto anteriormente, la ciudad de

Buenos Aires tiene niveles de contaminación limitados por su condiciones

geográficas, existen áreas de elevados niveles de contaminantes que po-

drían ser regulados en parte con la presencia de árboles. Las especies

adecuadas, son, en estos casos, fundamentales para que tal servicio am-

biental pueda ser prestado.

Influencia de la especie sobre la absorción de contami-nantes en general

Tabla V d. Ranking de especies más útiles para el mejoramiento de la

calidad del aire - Basado en los efectos combinados de remoción de contaminantes, emisión de VOCs y reducción de temperatura (sólo se consideran las aptas para Buenos Aires)

Ozono Monóxido de carbono Global 1. Ulmus procera 1. Tilia americana 1. Ulmus procera 2. Tilia europaea 2. Tilia tomentosa 2. Tilia europaea 3. Liriodendron tulipifera 3. Ulmus procera 3. Liriodendron

tulipifera 4. Tilia americana 4. Ginkgo biloba 4. Tilia americana 5. Tilia platyphyllos 5. Liriodendron tulipifera 5. Ulmus americana 6. Betula papyrifera PM10 NOx/ SOx Global 1. Ulmus procera 1. Ulmus procera 1. Chamaecyparis

lawsoniana 2. Platanus occidentalis 2. Tilia europea 2. Tilia cordata 3. Chamaecyparis lawsoniana

3. Populus deltoides 3. Betula papyrifera

4. Juglans nigra 4. Platanus occidentalis 4. Celtis laevigata 5. Eucalyptus globulus 5. Liriodendron tulipifera 5. Fraxinus excelsior 6. Tilia europea 6. Juglans nigra 6. Ulmus crassifolia 7. Coníferas 7. Betula nigra Fuente: Nowak 2000 a Nota: El ranking global se basa en los efectos de los contaminantes individuales pondera-dos por el valor promedio de la externalidad del contaminante (estimado del costo social del contaminante en la atmósfera según los valores indicados por la Agencia de Protección Am-biental de los Estados Unidos, EPA). El número de orden indica valoración de mayor a me-nor (de mejor a peor), según sus características.

72

Influencia de la especie sobre la absorción de óxidos de nitrógeno

Con respecto a los dióxidos de nitrógeno (NOx), en un excelente

trabajo realizado en la Universidad de Hiroshima, Japón, (Takahashi et

al. 2005) se midió la capacidad de absorción de NO2 a través del follaje

para 70 especies utilizadas en la forestación de calles urbanas.

Entre las conclusiones principales, se dividen a las especies en

cuatro grupos: (I) las que tienen alta absorción de NO2 y alta resisten-

cia a la contaminación por NOx, (II) las que tienen alta absorción de

NO2 pero baja resistencia a la contaminación por NOx; (III) las que tie-

nen baja absorción y alta resistencia y, por ultimo, (IV) las de menor

absorción y menor resistencia a la contaminación.

La capacidad de absorción de NO2 se expresó en mgN/gr de peso

seco de follaje y se determinó tras haber fumigado los ejemplares con

concentraciones de N15 de 0.1 µl/l durante 8 horas. Los datos fueron

comparados con experiencias anteriores, realizadas por el mismo equi-

po, con fumigaciones de 4 µl/l de NO2.

En la Tabla V e. se compendian los resultados obtenidos y la

eficiencia en la toma de NOx para las especies aptas para la Ciudad de

Buenos Aires. Aunque la experiencia se realizó con plantas pequeñas,

en cámaras de fumigación, los resultados se muestran como aplicables

a ejemplares adultos en situaciones urbanas, tal como se ha compro-

bado en otros ensayos descriptos en esta revisión.

73

Tabla V e. Reducción en el nitrógeno derivado de dióxido de nitrógeno (NO2) en especies leñosas aptas para la fo-restación urbana

Especie Nombre común Reducción de N

derivado de NO2 (en mgN/gr peso seco de hojas)

Familia Hábito Clasificación (grupos I a

IV)

0.1µµµµl/l 4 µµµµl/l Robinia pseudoacacia acacia blanca 0.037 4.73 Leguminosas Caduco - hoja ancha I Styphnolobium japonica sófora 0.035 3.26 Leguminosas Caduco - hoja ancha I Populus nigra álamo chileno 0.032 5.14 Salicáceas Caduco - hoja ancha I Cinnamomum camphora alcanfor 0.029 0.67 Lauráceas Perenne – hoja ancha II Acacia dealbata aromo francés 0.024 2.82 Leguminosas Perenne – hoja ancha I Eucalyptus viminalis eucalipto 0.019 6.57 Mirtáceas Perenne – hoja ancha I Salix babylonica sauce llorón 0.018 1.42 Salicáceas Caduco- hoja ancha I Eucalyptus cinerea eucalipto medicinal 0.013 0.55 Mirtáceas Perenne – hoja ancha I Taxodium distichum ciprés calvo 0.01 1.86 Taxodiáceas Caduco – conífera IV Acer buergerianum arce trilobulado 0.0089 1.38 Aceráceas Caduco - hoja ancha IV Ligustrum lucidum ligustro 0.0059 0.59 Oleáceas Perenne – hoja ancha III Ligustrum japonicum ligustrina 0.005 0.53 Oleáceas Perenne – hoja ancha III Ginkgo biloba ginkgo 0.0035 0.88 Ginkgoáceas Caduco - conífera III Platanus sp. plátano 0.0025 0.88 Platanáceas Caduco- hoja ancha IV Cryptomeria japonica criptomeria 0.0005 0.66 Taxodiáceas Conífera - perenne III I: Especies con alta absorción de NO2 y alta resistencia al NO2

II: Especies con alta absorción de NO2 y baja resistencia al I NO2

III: Especies con baja absorción de NO2 y alta resistencia al NO2 IV: Especies con baja absorción de NO2 y baja resistencia a NO2 Fuente: Takahashi et al 2005

74

Puede resumirse que las especies pertenecientes a las familias de

las leguminosas, salicáceas y mirtáceas son las más útiles para el mejo-

ramiento de la calidad del aire en cuanto a la presencia de dióxido de

nitrógeno, por tener elevada toma de N y elevada resistencia a la con-

taminación nitrogenada. A las leguminosas, en particular, pertenecen

muchas especies aptas para el arbolado de alineación mientras que las

salicáceas y mirtáceas no son aptas para este uso pero sí lo son para la

forestación de rutas y autopistas, donde la contaminación con NOx pro-

venientes de los automóviles puede ser de importancia.

En cuanto a las diferencias entre especies de hoja caduca y de

hoja perenne, las primeras parecen ser más efectivas en la toma de N.

Experiencias anteriores realizadas sobre la fisiología de las leñosas, de-

mostraron que las hojas de plantas caducifolias muestran mayor conte-

nido de nitrógeno, mayor fotosíntesis neta, mayor área foliar y mayor

tasa de crecimiento, características que permitirían inferir una mayor

absorción de N. Los resultados obtenidos por Takahashi demuestran que

estas inferencias podrían ser acertadas.

Influencia de la especie sobre la absorción de dióxido de carbono

Los árboles plantados en condiciones urbanas requieren vivir al

menos cinco a diez años para compensar las emisiones básicas de C pro-

ducidas en los trabajos de plantación, mantenimiento y remoción del

árbol. Si el árbol no vive lo suficiente para compensar las emisiones de C

a la atmósfera que produce su implantación, el sostenimiento de la po-

blación de árboles dará como resultado un balance negativo en las emi-

siones netas y nunca habrá beneficios por secuestro de C.

Cuanto más larga es la vida del árbol –asumiendo que no habrá

mayores costos de mantenimiento para lograrlo- mayores serán los be-

neficios por secuestro de C obtenidos. La plantación de árboles en sitios

que les proporcionen amplitud para lograr la madurez en buen estado

75

fitosanitario, facilitará un bajo costo de mantenimiento y aumentará los

beneficios por toma de C. (Nowak et al. 2002)

Figura V f. Carbono secuestrado anualmente (en kg/año) por individuo

según el diámetro (DAP) de los árboles

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 a 7 8 a 15 16 a 30 31 a 46 47 a 61 62 a 76 >77

Fuente: Nowak 2000 b

Fig. V g. Carbono almacenado (en kg) por individuo según el diámetro

del tronco (DAP)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 a 7 8 a 15 16 a 30 31 a 46 47 a 61 62 a 76 >77

Fuente: Nowak 2000 b

Carbono acumulado

(kg/año)

Clase por diámetro del tronco (DAP) en cm.

Clase por diámetro del tronco (DAP) en cm.

Carbono acumulado (kg/año)

76

Tabla V f. Especies agrupadas por ciclo de vida, tamaño a la madurez y tasa de crecimiento en altura

Tamaño del árbol

Ciclo de vida

Velocidad de cre-

cimiento

Especies

1ra. magnitud

Largo Moderado a rápi-do

Aesculus

hippocastanum, Juglans

nigra, Liquidambar

styraciflua, Platanus x oc-

cidentalis, Quercus rubra,

Taxodium

distichum

Lento Ginkgo biloba, Quercus

robur

Medio Moderado a rápi-do

Fraxinus americana,

Liriodendron tulipifera,

Pinus elliotii, Quercus pa-

lustris, Tilia

americana, Ulmus

pumila

Lento Acer macrophyllum

Corto Moderado a rápi-do

Acer saccharinum,

Betula papyrifera,

Magnolia grandiflora, Po-

pulus deltoides

2da. magnitud

Largo Moderado a rápi-do

Thuja occidentalis

Lento Juniperus virginiana

Medio Rápido Celtis occidentalis, Gledit-

sia triacanthos, Prunus

serotina

Moderado Acer rubrum , Pinus

nigra

Corto Rápido Acer negundo, Ailanthus

altissima, Catalpa

speciosa, Robinia

pseudoacacia,

Salix sp.

Moderado Acer platanoides

Fuente: elaboración propia en base a Nowak et al. 2002 Nota: Sólo se mencionan las especies aptas para la ciudad de Buenos Aires

Además de la longitud del ciclo de vida, otros factores influyen en la capaci-

dad de secuestro de C por parte de las especies, como el tamaño final

del árbol adulto y la velocidad de crecimiento. A mayor tamaño, un

ejemplar secuestrará más C total a la madurez. Por ejemplo, si dos es-

77

pecies secuestran 3 toneladas de C a lo largo de su vida útil, unos 100

años, la que tenga mayor velocidad de crecimiento podría secuestrar to-

do el C en menor tiempo. Es decir, si una de las dos especies alcanzara

su tamaño adulto en 10 años y la otra en 90 años, y ambos árboles mu-

riesen a los 50 años de edad, el de mayor velocidad de crecimiento ha-

bría almacenado mayor cantidad de C (Nowak et al. 2002)

Tabla V g. Efecto del ciclo de vida sobre el UPP

Ciclo de vida

(años)

Último punto positivo (UPP)

1 Ninguno (emisión = 9.5 kg C/año)

5 Ninguno (emisión promedio = 2.3 kg

C/año)

10 10 años

25 125 años

50 650 años

100 2400 años

Fuente: Nowak et al. 2002 Nota: Las estimaciones se han realizado para Acer rubrum (arce rojo) en un escenario de mantenimiento moderado y descomposición por picado (mulching).

Se ha realizado una comparación de especies calculando la bioma-

sa seca total del árbol, mediante la medida del diámetro a la altura del

pecho (DAP: 1.37 m) y trasladando la biomasa fresca total aérea a bio-

masa seca. La biomasa seca obtenida se dividió por dos para convertirla

en carbono.

Cada árbol fue modelado para su ciclo de vida esperado, siendo

removido y reemplazado por la misma especie –en el mismo sitio- hasta

alcanzar el UPP. Todos los árboles tendrían igual escenario de manteni-

miento y descomposición. El C total acumulado por año se calculó para

cada especie basándose sobre el crecimiento anual estimado (por ejem-

plo, diámetro AP proyectado) en relación con la biomasa específica. En el

momento de la plantación, se estimó que un ejemplar tiene 2.5 cm de

DAP y 2.4 m de altura, en base a los standards de vivero, considerando

78

tasas de engrosamiento del tronco de 0.58, 0.84 y 1.09 cm para las es-

pecies de crecimiento lento, moderado y rápido, respectivamente. El ci-

clo de vida se calculó en 20 años para las especies de vida corta, 40

años para las de vida media y 60 años para las de vida larga (Nowak et

al. 2002)

Tabla V h. UPP en base a tamaño adulto, ciclo de vida y tasa de creci-miento en altura para algunas especies analizadas.

UPP�

Especie

Años

Generaciones �� ��

Tamaño

�� ��

Ciclo de vida

�� ��

Tasa de creci-

miento

�� ��

Liquidambar styraciflua 960 16 G L M Liriodendron tulipifera 720 18 G M R Fraxinus pennsylvanica 720 12 M M R Picea pungens 420 7 M L P Acer rubrum 360 9 M M M Populus deltoides 60 3 G C R Pinus banksiana 60 3 M C R Betula nigra 60 3 M C M Fuente: elaboración propia sobre Nowak et al 2002 Referencias: � El último punto positivo (UPP) se estimó sobre la base de un mantenimiento moderado y descomposición por picado (mulching) �Número de generaciones �G: grande, M:medio, P:pequeño �L: largo, M:medio, C:corto � R: rápido, M:moderado, L:lento

El carbono neto acumulado fue calculado como: Nc= Sc-Em-Ed

donde, Nc es carbono neto, Sc es carbono total acumulado en el árbol,

Em es carbono emitido en los trabajos de mantenimiento y Ed es carbo-

no emitido durante la descomposición de la madera (comienza al remo-

ver el primer ejemplar muerto). Los datos de carbono neto acumulado

fueron contabilizados hasta que los valores positivos se convirtieron en

negativos (UPP).

79

Las especies muestran un amplio rango de efectos sobre el último

punto positivo de acumulación de carbono cuando se comparan árboles

de gran tamaño (a la madurez), saludables y de crecimiento moderado –

con un UPP de 960 años- con árboles de ciclo de vida corto, cuyo UPP se

sitúa a los 60 años (ver Tabla V h.) El ciclo de vida parece ser el factor

de mayor influencia sobre el UPP: su importancia se debe a que cuanto

más vive un árbol, más se prolonga en el tiempo la emisión de carbono

debida a la plantación y/o reemplazo.

Cr i t e r io s pa ra l a se lecc ión de espec ies según e l ba lance cos to -bene f i c i o

Siguiendo a Thompson et al. (1994) y, en general, a todos los in-

vestigadores que, posteriormente en el tiempo, han propuesto analizar al

arbolado urbano como una herramienta de manejo de la calidad del aire,

creemos que para poder entender las recomendaciones sobre selección

de especies es adecuado asociar los costos y beneficios que produce ca-

da uno de los elementos incorporados al concepto de sustentabilidad.

La cuantificación de los costos suele ser un procedimiento directo

de suma de tópicos de cada programa de forestación y mantenimiento

dentro de la ciudad. Más difícil es la cuantificación de los beneficios aso-

ciados, aunque los más sencillos de evaluar podrían ser:

. ahorro en los costos operativos

. flexibilidad y eficiencia operativas

. nuevas fuentes de retorno de la inversión

80

Tabla V i. Resumen de costos y beneficios aproximados sobre un ejem-plar hipotético de 40 años de ciclo de vida (expresados en dólares)

Costos

Plantación (ejemplar en contenedor de 20 lts.) 120 /árbol/año Poda de formación a la edad de 3, 6 y 10 años 100 /árbol (total) Riego anual (primeros 6 años: mulching, agua y laboreo) 50 /árbol/6 años

Poda estructural (2 veces en el ciclo) 150 /árbol Remoción de árbol y tocón a los 40 años 700 +/- 500/árbol

(según la especie) Costos promedio anualizados (en 40 años) 35 /árbol/año

Costo de disposición final 25 /tonelada

Beneficios potenciales

Ahorro energético 20 /árbol/año Conservación del agua y el suelo 75 /árbol/año Mejoramiento de la calidad del aire 50 /árbol/año

Aumento del valor de la propiedad Privada 85 /árbol/año Pública 25 /árbol/año

Beneficios promedio anualizados (en 40 años) 255 /árbol/año

Valor maderable para leña 75 /árbol/año Valor maderable como chips 20 /árbol/año

Fuente: Thompson et al. 1994 Nota: Los ahorros energéticos que se obtienen por reducción de la temperatura urbana y, como consecuencia, de los costos de refrigeración, llegan a un 20% aproximadamen-te; los beneficios obtenidos por mejoramiento de la calidad del aire se refieren a los me-nores costos de inspección y mantenimiento de los niveles de contaminantes atmosféri-cos; los beneficios por conservación de suelo y agua se relacionan con la disminución de escorrentías y la intercepción del material particulado en suspensión. Otros costos in-herentes al arbolado que se derivan de especies mal seleccionadas son el control de pla-gas y enfermedades (u$s 0.44/árbol/año) y la reparación de veredas por daño por raíces (u$s 150/árbol/año). Otros costos operativos incluyen: preparación del sitio, construcción de planteras, juicios y demandas legales, etc.

Es conveniente realizar análisis de costo-beneficio en todas aque-

llas situaciones donde ambas partes de la ecuación puedan medirse. Las

más difíciles de cuantificar suelen ser:

. mejora en la eficiencia de planificación

. mayor apoyo social y político

. mejora organizacional

81

. menores riesgos para los trabajadores y para la propiedad priva-

da

. beneficios ambientales como biodiversidad, hábitat para la vi-

da silvestre o valores de esparcimiento.

Dentro de los costos y beneficios de programas sustentables, nos

interesa analizar en particular el tópico de la selección y diversidad de

especies. El beneficio neto de la selección adecuada normalmente ema-

na de efectos económicos y ambientales de largo plazo:

. ahorro de energía por sombreado y descenso de la temperatura

por evapotranspiración.

. conservación del agua y el suelo

. hábitat para la fauna

. biomasa en madera y valor econímico

. calidad del aire (incluído el balance de VOCs emitidos por los

árboles)

. mitigación de los efectos sobre otros servicios públicos (cableado

aéreo, veredas, etc.)

(Thompson et al. 1994)

La anualización de los costos y beneficios –tal como se muestran

en la Tabla V i- no revela su distribución en el tiempo. Generalmente, los

costos dominan en los primeros años mientras que los beneficios son a

mayor plazo. Por lo tanto, el árbol ideal sería el que crezca rápido y viva mucho, pero no son muchas las especies que muestran tales característi-

cas.

Desafortunadamente, la tendencia en la planificación del arbolado

es hacia las especies de rápido crecimiento, de ciclo de vida corto. Tal

práctica puede resultar más barata pero no promueve la sustentabilidad:

los árboles de vida más larga cumplen con la demanda estética y permi-

ten ciclos de mantenimiento más extendidos.

82

Desde el punto de vista estrictamente financiero, los beneficios

netos potenciales que pueden obtenerse de un árbol con 40 años de ciclo

vital generan una tasa de retorno competitiva (de aproximadamente el

15%).

Figura V h. Beneficios anualizados de un ejemplar arbóreo de 40 años

de ciclo vital (expresados en dólares por árbol) (los benefi-cios varían a lo largo del ciclo)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Propiedad

privada

Conservación

de suelo y agua

Calidad del aire Propiedad

pública

Ahorro de

energía

Fuente: Thompson et al. 1994, basado en Dwyer y McPherson (1991) Nota: los costos anualizados estimados son de u$s 35 para un ejemplar de 40 años de ciclo de vida.

Diversidad de edades

El propósito de diversificar las edades del stock de árboles urbanos

es crear un flujo sostenido de beneficios máximos por árbol. Para hacer

esto, se requiere que las edades de los ejemplares estén mezcladas para

obtener un stock desigual que se ajuste al mismo tiempo a los presu-

puestos, el trabajo disponible, los servicios públicos y la estética

(Thompson et al. 1994).

Por ejemplo, el número de árboles a plantar por año debería ser

determinado dividiendo la cantidad total de árboles que conformaría un

83

stock completo para la ciudad por la edad máxima de remoción final. Es-

te cálculo debería hacerse para cada especie. Cuando los planificadores

obtienen un aumento del presupuesto –o algún aporte extra para los

árboles- tienden a ignorar esta regla y a plantar demasiado. Una vez que

las clases etarias están reguladas y estables, los beneficios netos que

provee el arbolado urbano pueden ser anualizados.

Influencia del tamaño

En más de diez estados con inviernos fríos y veranos secos, en el

territorio de los Estados Unidos, McPherson et al. han estudiado las dife-

rencias que pueden obtenerse en costos y beneficios según el tamaño

adulto de la especie seleccionada. Tanto los beneficios como los costos

se incrementan a mayor tamaño adulto de la especie. Sin embargo, la

diferencia entre beneficio y costo también se incrementa a mayor tama-

ño del árbol.

Los resultados más importantes para este trabajo se resumen a

continuación:

Tabla V j. Diferencias costo-beneficio para diferentes tamaños adultos Beneficio anual

(expresado en dólares)

Costo anual de plantación y man-tenimiento (ex-presado en dóla-res)

Incremento en el beneficio anual promedio para un ciclo de vida de 40 años (expresado en dólares)

Árbol pequeño 14 a 18 4 a 14 0 a 9 Árbol mediano y Conífera

25 a 30 5 a 14 8 a 19

Árbol grande 37 a 43 7 a 17 21 a 32 Fuente: McPherson et al. 2003

Los beneficios ambientales como reducción de agua de escurri-

miento, captura de contaminantes y ahorro de energía fueron dos a cua-

tro veces mayores a los costos de mantenimiento para árboles medianos

y grandes.

84

Entre los beneficios económicos asociados al arbolado, el de mayor

incidencia en el total fue el aumento del valor inmobiliario de las propie-

dades. Le siguieron en números la disminución del agua de escurrimiento

y la toma de contaminantes atmosféricos, mientras que el ahorro de

energía se muestra variable según la localización y el tipo de energía uti-

lizada para calefacción o refrigeración.

El rubro de mayor incidencia en los costos de mantenimiento del

arbolado público fue el de la poda ($7 a $9 por árbol y por año). Cabe

aclarar que este trabajo no incorpora los costos por remoción y disposi-

ción final de los ejemplares (McPherson et al. 2003)

85

Tabla V k. Estimación de beneficios y costos anuales para un árbol público a 20 años de su plantación (expresados en dólares)

RUBRO DEL BENEFICIO

Árbol pequeño 8 m de altura/ 8 m

de ancho Superficie foliar: 103,215 m2

Árbol mediano 12m de altura/ 9 m

de ancho Superficie foliar: 226,125 m2

Árbol grande 15m de altura/ 10 m

de ancho Superficie foliar: 283,911 m2

Conífera 9m de altura/ 7 m de ancho Superficie foliar: 152,918 m2

$ $ $ $ Ahorro en electricidad (0.78/kWh)

6 kWh 0.48 18 kWh 1.38 35 kWh 2.76 32 kWh 2.46

Gas natural (0.00725/kBTU 40 kBTU 0.29 114 kBTU

0.83 229 kBTU 1.65 327 kBTU 2.36

Dióxido de carbono (0.017/kg)

19 kg 0.32 40 kg 0.67 77 kg 1.26 55 kg 0.92

Ozono (6.76/kg) 0.11 kg 0.80 0.13 kg 0.92 0.16 kg 1.06 0.11 kg 0.76 NO2 (6.76/kg) 0.10 kg 0.61 0.16 kg 1.00 0.19 kg 1.33 0.11 kg 0.81 SO2 (15.70/kg) 0.10 kg 1.58 0.17 kg 2.62 0.21 kg 3.43 0.10 kg 1.64 PM10 (11.30/kg) 0.04 kg 0.47 0.05 kg 0.61 0.06 kg 0.74 0.05 kg 0.60 VOCs (10.70/kg) 0.00 kg 0.010 0.001 kg 0.038 0.0015 kg 0.016 0.0015 kg 0.17 VOCs emitidos (10.70/kg) -0.001 kg -0.012 -0.001

kg -0.0107 -0.005 kg -0.051 -0.14 kg -1.489

Intercepción de lluvia (0.0028/l)

1650 l 4.69 3675 l 10.44 4241 l 12.06 3823 l 10.87

SUBTOTAL AMBIENTAL 9.24 18.49 24.26 18.95

Otros beneficios 7.04 10.00 19.31 12.65 TOTAL BENEFICIOS 16.28 28.02 43.57 31.60 TOTAL COSTOS 13.90 14.18 17.43 14.41

BENEFICIO NETO 2.38 14.31 26.14 17.19

Fuente: McPherson et al. 2003

86

Aprox imac ión de l es tud io de McPherson en una masa a rbó rea en sec to r cén t r i co de l a C iudad de Buenos A i res

Sobre la base de las conclusiones de McPherson hicimos un ensayo

con parte de los árboles de la Av. 9 de Julio, que crecen sobre veredas y

canteros centrales entre la Av. San Juan y la calle México. Se censaron

312 ejemplares cuya descripción específica y medidas constan en las

planillas agregadas como Apéndice I así como las fotografías aéreas de

las zonas relevadas.

El objetivo de este estudio de caso fue analizar el beneficio am-

biental hipotético y sincrónico que esta masa arbórea presta a la ciudad,

considerando sólo la toma de contaminantes y la emisión de VOCs y sin

tener en cuenta los ahorros de energía ni la intercepción de lluvias.

Siguiendo los criterios de clasificación de los árboles por tamaño

que utiliza McPherson, los resultados de nuestro relevamiento serían los

siguientes:

Según la altura:

• 224 árboles con menos de 7 m de altura

• 82 árboles entre 7 y 12 m de altura

• 6 árboles mayores a 12 m de altura

O, según el diámetro de copa:

• 203 árboles con menos de 7 m de diámetro de copa

• 90 árboles con copa entre 7 y 10 m de diámetro

• 19 árboles con copa mayor a 10 m de diámetro

Sin embargo, nos pareció adecuado cambiar los criterios de medi-

ción de los árboles por el hábito de crecimiento de las especies estudia-

das y por el sitio, que les permite desarrollar mayor ancho de copa al

estar distanciados unos de otros y crecer sin limitantes de paredes cer-

canas.

87

De manera que, a los fines de este trabajo, hemos combinado la

altura con el diámetro a la altura del pecho (DAP) para establecer las

siguientes categorías:

���� Árbol pequeño: el que tiene una altura menor a 7 metros y un

DAP menor o igual a 25 cm

���� Árbol mediano: el que tiene una altura igual o mayor a 7 me-

tros y un DAP menor o igual a 25 cm y también al que tiene una

altura menor a 7 metros pero con un DAP mayor a 25 cm.

���� Árbol grande: el que tiene una altura mayor a 7 metros y un

DAP mayor a 25 cm.

Sobre la base de esta clasificación y considerando que, al momen-

to del relevamiento, la diversidad de edades de los árboles censados es

representativa del stock de árboles de la ciudad, los resultados obtenidos

del relevamiento muestran la existencia de:

���� 100 ejemplares pequeños

���� 106 ejemplares medianos

���� 105 ejemplares grandes

���� 2 coníferas (una de ellas fue descartada por su pequeño tamaño

y estado deficitario)

88

Tabla V l. Estimación de beneficios y costos anuales para los árboles públicos de un sector de la Av. 9 de Julio, en análisis sincrónico de la diversidad etaria (expresados en dólares)

Árbol pequeño Superficie foliar: 103,215 m2

100 ejemplares

Árbol mediano Superficie foliar: 226,125 m2

106 ejemplares

Árbol grande Superficie foliar: 283,911 m2

105 ejemplares

Conífera Superficie foliar: 152,918 m2 1 ejemplar

RUBRO DEL

BENEFICIO

Y precio por kg ex-

presado en dólares

Por árbol

U$S por árbol

Total

(kg de conta-

minantes)

Total en U$S

Por árbol

U$S por árbol

Total

(kg de conta-

minantes)

Total en U$S

Por árbol

U$S por árbol

Total

(kg de conta-

minantes)

Total en U$S

Por árbol

U$S por árbol

Total

(kg de conta-

minantes)

Total en U$S

Dióxido de carbono

(0.017/kg)

19 kg 0.32 1900 32 40 kg 0.67 4240 71,02 77 kg 1.26 8085 132,30 55 kg 0.92 55 0,92

Ozono (6.76/kg)

0.11 kg

0.80 11 80 0.13 kg

0.92 13,78 97,52 0.16 kg

1.06 16,8 112,36 0.11 kg

0.76 0,11 0,76

NO2 (6.76/kg)

0.10 kg

0.61 10 10 0.16 kg

1.00 16,96 106 0.19 kg

1.33 19,95 139,65 0.11 kg

0.81 0,11 0,81

SO2 (15.70/kg)

0.10 kg

1.58 10 10 0.17 kg

2.62 18,02 277,72 0.21 kg

3.43 22,05 360,15 0.10 kg

1.64 0,10 1,64

PM10 (11.30/kg)

0.04 kg

0.47 4 4 0.05 kg

0.61 5,3 64,66 0.06 kg

0.74 6,3 77,7 0.05 kg

0.60 0,05 0,60

VOCs (10.70/kg)

0.00 kg

0.010 0 0 0.001 kg

0.038 O,106 4,028 0.0015 kg

0.016 0,1575 1,68 0.0015 kg

0.17 0,001

5

0,17

VOCs emi-tidos

(10.70/kg)

-0.001 kg

-0.012

-1 -0,1 -0.001 kg

-0.0107

-0,106 -

1,1342 -0.005 kg

-0.051

-0,525 -5,355 -0.14 kg

-1.489

-0,14 -

1,49

1934 135,9 4294,06 619,81 8149,73 818,48 55,23 3,41

Fuente: Elaboración propia sobre datos de campo, basado en McPherson et al. 2003

89

Tabla V m. Balance costo-beneficio anualizado del servicio ambiental de descontaminación atmosférica para una masa arbórea relevada en la Ciudad de Buenos Aires (expresado en dólares)

Árbol pequeño Superficie foliar: 103,215 m2

100 ejemplares

Árbol mediano Superficie foliar: 226,125 m2

106 ejemplares

Árbol grande Superficie foliar: 283,911 m2

105 ejemplares

Conífera Superficie foliar: 152,918 m2 1ejemplar

TOTAL COSTOS REALES SEGÚN PRESUPUESTO

GUBERNAMENTAL

2/ÁRBOL

U$S 200

4/ÁRBOL

U$S 424 5/ÁRBOL

U$S 525 2/ÁRBOL

U$S 2

TOTAL BENEFICIOS TEÓRICOS POR TOMA DE CONTAMINANTES

135,90 619,81 818,48 3,41

BALANCE COSTO-BENEFICIO DEL SERVICIO AMBIENTAL

DE DES-CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA

-64,10 195,81 293,48 1,41

Fuente: Elaboración propia sobre datos de campo y CIUDAD AUTÓNOMA DE BUENOS AIRES, SECRETARÍA DE HACIENDA. Presupuestos 2004, 2005 y 2006 Nota: el costo para estos árboles de la ciudad de Buenos Aires se reduce a la plantación inicial ocurrida hace más de 40 años pues no reciben tareas de mantenimiento. De manera que, de ser posible medir los costos atribuibles a la contaminación at-mosférica, los beneficios brindados por los árboles serían, en realidad, mucho mayores.

90

Espec ies aptas para la forestac ión en la c iudad de Buenos Aires según sus condic iones de adaptabi l idad a suelo, c l ima y stress urbano Tabla V n. Información sobre diferentes especies aptas para el arbolado urbano de la Ciudad de Buenos Aires

Potencial de emisión de VOCs microgr./gr de peso seco/hora

Nombre científico

Nombre común

Tipo de folla-

je

Tam

año

Altura a la

madurez

Diámetro de

copa

tasa de cre-

cimiento

Longevidad

Tolerancia a

la som

bra

Hábito de

crecim

iento

de raíces

isoprene

monoterpe-

nos

Tolerancia a

suelo com-

pactado

Tolerancia a

sequía

Tolerancia a

drenaje pobre

Tolerancia a

contamina-

ción (ozono y

SOx)

Acacia dealbata aromo francés P M 15 12 R M B S 0.85 X X Acacia melanoxylon acacia negra P M 15 9 R M B S X X

Acer buergerianum arce buergeriano C M 11 8 M M <0.1 X Acer campestre arce campestre C M 10 10 S M <0.1 X X X Acer negundo arce C M 14 11 R M M S <0.1 Acer palmatum arce japonés C P 6 6 S M <0.1 Acer platanoides arce C G 15 11 R L M S <0.1 X X X Acer pseudoplatanus arce C G 20 15 R L M S <0.1 Acer rubrum arce rojo C G 21 9 R L M S <0.1 2.75 X X X X Acer saccharinum arce C G 21 15 R L M S <0.1 1.94 Acer saccharum arce azucarero C G 20 13 M L A P <0.1 Aesculus hippocastanum castaño europeo C M 6 9 R C A P X

Albizzia julibrissin mimosa rosada C P 6 9 R C B S 10-40 <0.2 Bahuinia sp. pata de buey C P 8 9 R M

91

Potencial de emisión de VOCs microgr./gr de peso seco/hora

Nombre científico

Nombre común

Tipo de folla-

je

Tam

año

Altura a la

madurez

Diámetro de

copa

tasa de cre-

cimiento

Longevidad

Tolerancia a

la som

bra

Hábito de

crecim

iento

de raíces

isoprene

monoterpe-

nos

Tolerancia a

suelo com-

pactado

Tolerancia a

sequía

Tolerancia a

drenaje pobre

Tolerancia a

contamina-

ción (ozono y

SOx)

Betula papyrifera abedul C M 16 8 M C M S

Betula pendula abedul péndulo C M 14 9 M C M S 0.19-5.4 Brachychiton acerifolia braquiquito P M 13 8 R L

Casuarina sp. casuarina P G 24 11 R M 70 +/- 35 <0.1

Catalpa sp. catalpa C G 17 14 R M B P <1 <0.2

Cedrus deodara cedro común P G 15 8 R L 0.26+/- 0.06

Celtis australis C G 19 14 R L M P <0.1 0.2 +/- 0.01 X X X X

Chorisia speciosa palo borracho C M 13 14 R M

Cinnamomum camphora alcanfor P M 14 18 R L 0.03 +/- 0.01

Citrus sp. cítricos P P 6 6 M M 0.3-2.5 Cryptomeria japonica criptomeria P G 15 5 L L Cupressus sempervirens ciprés P G 15 1 M M 0.1 Diospyros virginiana kaki C G 15 8 M L

Eucalyptus ficifolia eucalipto rojo P M 11 6 R L 70 +/- 35 3 +/- 1.5

Eugenia sp. eugenia P P 7 6 M M

92

Potencial de emisión de VOCs microgr./gr de peso seco/hora

Nombre científico

Nombre común

Tipo de folla-

je

Tam

año

Altura a la

madurez

Diámetro de

copa

tasa de cre-

cimiento

Longevidad

Tolerancia a

la som

bra

Hábito de

crecim

iento

de raíces

isoprene

monoterpe-

nos

Tolerancia a

suelo com-

pactado

Tolerancia a

sequía

Tolerancia a

drenaje pobre

Tolerancia a

contamina-

ción (ozono y

SOx)

Fraxinus americana fresno C G 20 15 R L M P <0.1 <0.1 X Fraxinus excelsior fresno C G 21 23 R L M P <0.1 <0.1 Fraxinus pennsylvanica fresno C G 20 14 R L M P <0.1 <0.1 X X X Ginkgo biloba ginkgo C G 19 17 L L M P <1 3 +/- 6.8 X X X X

Gleditsia triacanthos acacia de tres espinas C M 12 13 R L B S X X

Grevillea robusta roble sedoso C G 24 8 R L Jacaranda mimosifolia jacarandá C M 10 16 R M Juglans nigra nogal C G 20 18 M L B P Lagerstroemia indica crespón C P 6 6 M M X

Liquidambar styraciflua liquidámbar C G 21 13 M L B S 70 +/- 35-71

1.3-3 +/- 1.5 X

Liriodendron tulipifera tulipanero C G 27 12 M L B S 4.1 Magnolia grandiflora magnolia P G 21 11 M L <0.1 6 +/- 3

Magnolia x soulangeana magnolia rosada C P 7 8 M M B S Melia azedarach paraíso C M 11 6 R M <0.1 <0.1 Morus alba morera C M 12 11 R M A S Pawlonia tomentosa kiri C M 14 14 R M Phoenix dactylifera datilera P G 20 5 R L M P 15 +/- 1 X X Phoenix reclinata fénix P M 10 4 M L A S 0.9 X

93

Potencial de emisión de VOCs microgr./gr de peso seco/hora

Nombre científico

Nombre común

Tipo de folla-

je

Tam

año

Altura a la

madurez

Diámetro de

copa

tasa de cre-

cimiento

Longevidad

Tolerancia a

la som

bra

Hábito de

crecim

iento

de raíces

isoprene

monoterpe-

nos

Tolerancia a

suelo com-

pactado

Tolerancia a

sequía

Tolerancia a

drenaje pobre

Tolerancia a

contamina-

ción (ozono y

SOx)

Pinus pinea pino piñonero P M 14 11 M L 78 7-15 Pinus strobus pino llorón P G 20 9 R L B P Pinus taeda pino taeda P G 20 10 R L 5.1 X

Platanus occidentalis plátano P G 25 18 R L B P 24.29-27.6 X X

Platanus x acerifolia plátano de hoja de arce C G 24 18 R L B P X X

Populus alba álamo blanco C G 24 15 R M B S 19.94 1.23

Populus deltoides álamo de la carolina C G 27 15 R M B S 32.68-37 Prunus serrulata cerezo de flor C P 6 6 M C B P <0.1 <0.1 Quercus palustris roble de los pantanos C G 19 11 M L M P X X X Quercus robur roble europeo C G 17 15 M L M P 40-76 1.76 X X Quercus rubra roble rojo C G 20 17 R L M P 14.8-61 1.8 X X

Robinia pseudoacacia acacia blanca C M 17 9 R M B S 10.1-13.5 4.7

Salix babylonica sauce llorón C M 12 15 R C B S 22.8-233 +/- 46 0.16 X

Salix sp. sauce C G 18 18 R M B S 28 +/- 32

0.8 +/- 0.9

94

Potencial de emisión de VOCs microgr./gr de peso seco/hora

Nombre científico

Nombre común

Tipo de folla-

je

Tam

año

Altura a la

madurez

Diámetro de

copa

tasa de cre-

cimiento

Longevidad

Tolerancia a

la som

bra

Hábito de

crecim

iento

de raíces

isoprene

monoterpe-

nos

Tolerancia a

suelo com-

pactado

Tolerancia a

sequía

Tolerancia a

drenaje pobre

Tolerancia a

contamina-

ción (ozono y

SOx)

Styphnolobium japonica sófora C M 17 17 M L B S X X X Tabebuia sp. lapacho C M 12 10 M M

Taxodium distichum ciprés calvo C G 21 9 R L B S <0.1 2.3-3 +/-

1.5 X X X Tilia americana tilo americano C G 20 13 M L A P 1-10 Tilia cordata tilo de hoja chica C G 20 13 M L A P X Tipuana tipu tipa C G 25 20 R L Ulmus pumila olmo siberiano C G 18 13 R M M P <0.1 <0.1 X X X X

Fuente: Elaboración propia sobre: General Technical Report 1999 USDA Forest Service / Barreiro 2007 Tipo de follaje: C=caduco; P=perenne Tamaño: G=grande; M=mediano; P=pequeño Tasa de crecimiento: R=rápido; M=medio; L=lento Longevidad: L=larga; M=media; C= corta Tolerancia a la sombra: A=alta; M=media;B=baja Hábito de crecimiento de raíces: S=superficial; P=profundo

95

Conclus iones A manera de compendio de los trabajos analizados, se han listado las

características principales que deben tener las especies arbóreas que

conformen el arbolado de una ciudad.

Para que las conclusiones de este trabajo puedan ser aplicadas al ámbito

de la ciudad de Buenos Aires, se han seleccionado sólo aquellas especies

capaces de medrar en dicho ambiente.

Las especies deben elegirse:

������������ Por adaptabilidad al sitio y por estética

������������ Por resistencia a las condiciones de stress urbano

������������ Por posibilidad de reducir gastos energéticos y emisiones de dióxido

de carbono a la atmósfera

������������ Por capacidad de retención de contaminantes:

���� Mayor capacidad de adsorción de PM10 y metales pesados

���� Mayor secuestro de C

���� Mayor capacidad de absorción de gases como SOx y NOx y

menor susceptibilidad a sus daños

���� Baja emisión de VOCs y baja susceptibilidad a los daños produ-

cidos por el ozono

� Características morfológicas para mayor adsorción

� Follaje fino

� Mayor cantidad de pecíolos

� Mayor cantidad de ramas finas

� Hojas rugosas, pilosas o adherentes

96

� Características morfológicas para mayor absorción

� Mayor cantidad de estomas por unidad de superficie foliar

� Mayor actividad estomática (capacidad de apertura y cierre de

estomas frente a estímulos extra-fisiológicos)

� Géneros botánicos eficientes para la toma de SOX

� Ulmus

� Tilia

� Platanus

� Populus

� Liriodendron

� Especies susceptibles a los daños por SOx

� Betula papyrifera y pendula

� Fraxinus pennsylvanica

� Populus nigra y tremuloides

� Especies resistentes a los daños por SOx

� Acer platanoides, saccharinum y saccharum

� Ginkgo biloba

� Platanus x acerifolia

� Quercus palustris

� Tilia cordata

� Especies más eficientes para la absorción de NOx

• Familia: Especies ejemplo:

���� Leguminosas Styphnolobium japonicum

���� Salicáceas Populus y Salix sp.

���� Mirtáceas Eucalyptus sp.

���� Caducifolias > perennes

���� Hoja ancha > coníferas

97

������������ Géneros botánicos con mayor emisión de VOCs11

���� Liquidambar

���� Casuarina

���� Populus

���� Salix

���� Platanus

���� Eucalyptus

���� Robinia

������������ Especies más eficientes en relación al ozono

���� Géneros botánicos con mayor absorción de ozono:

���� Ulmus

���� Tilia

���� Liriodendron

���� Especies susceptibles al daño por ozono

���� Ailanthus altissima

���� Fraxinus americana y pennsylvanica

���� Gleditsia triacanthos

���� Liriodendron tulipifera

���� Platanus occidentalis

���� Especies resistentes al daño por ozono

���� Acer platanoides, saccharum y saccharinum

���� Betula pendula

���� Quercus robur y rubra

���� Robinia pseudoacacia

���� Tilia americana y cordata

11 A mayor cobertura arbórea, menor temperatura y, por lo tanto, menor emisión de

VOCs

98

������������ Especies más eficientes para el secuestro de dióxido de carbo-

no

���� Árboles grandes > árboles pequeños

���� Especies longevas > especies de ciclo corto

���� Especies con madera aprovechable > especies no útiles

���� Especies perennes > especies caducifolias

���� Coníferas > hoja ancha

������������ Especies más eficientes para la adsorción de PM10

���� Ulmus pumila, siberiana y europaea

���� Chamaecyparis lawsoniana

���� Cedrus deodara

���� Picea pungens

���� Platanus occidentalis y x acerifolia

������������ Géneros botánicos más eficientes para la retención de

metales pesados

���� Acer sp.

���� Carya sp.

���� Betula sp.

���� Quercus sp.

Sobre la base de estas conclusiones generales y de la Tabla V n. hemos

confeccionado un índice de valor estético-ambiental para aquellas espe-

cies que pueden crecer en el ambiente de la Ciudad de Buenos Aires, que

están disponibles en el mercado y que son de características valiosas en

alguno de los parámetro analizados.

Los resultados obtenidos se describen en las tablas que siguen (Tabla V

o. y Tabla V p.):

99

Adapta-ción al sitio

Estética

Resisten-cia a las condicio-nes de stress urbano

Reduc-ción de gasto

energéti-co

Capaci-dad de

retención de PM

Secuestro y

almacenamiento de

C

capacidad de absor-ción de SOx

Capaci-dad de

absorción de NOx

Baja sus-ceptibili-dad a los daños por SOx y NOx

Baja emi-sión de VOCs

Baja sus-ceptibili-dad a los daños por ozono

Índice

Acacia dealbata 3 3 5 2 4 3 3 5 3 4 3 38 Acacia melanoxylon 3 3 5 2 3 3 3 5 3 4 3 37 Acer buergerianum 3 4 4 3 2 3 3 0 5 5 3 35 Acer campestre 3 1 4 4 2 3 3 4 5 5 3 37 Acer negundo 3 1 4 4 2 3 3 4 5 5 3 37 Acer palmatum 4 4 2 1 2 1 3 5 5 5 3 35 Acer pseudoplatanus 4 4 4 4 3 5 3 4 3 5 3 42 Acer rubrum 4 4 4 3 3 5 3 4 3 4 3 40 Acer saccharinum 4 4 4 3 3 5 3 4 3 4 3 40 Acer saccharum 4 4 4 3 3 5 3 4 3 5 3 41 Aesculus hippocastanum 3 3 3 3 5 2 3 4 3 5 3 37 Albizzia julibrissin 4 4 4 3 4 0 3 5 3 2 3 35 Bahuinia sp. 5 4 4 4 3 1 3 5 3 5 3 40 Betula papyrifera 3 3 2 2 2 2 3 4 0 4 3 28 Betula pendula 3 3 2 2 2 2 3 4 0 4 3 28 Brachychiton acerifolia 4 3 5 3 2 4 3 3 3 5 3 38 Casuarina sp. 3 2 4 2 3 4 3 3 3 0 3 30 Catalpa bignonioides 5 4 5 5 4 4 3 4 3 5 3 45 Cedrus deodara 3 3 4 3 4 5 3 3 3 4 3 38 Chorisia speciosa 3 5 5 4 2 2 3 4 3 5 3 39 Cinnamomum camphora 3 4 5 3 2 4 3 3 3 5 3 38 Citrus sp. 1 3 2 1 2 1 3 3 3 4 3 26 Cryptomeria japonica 2 4 3 2 3 5 3 3 3 4 3 35 Cupressus sempervirens 3 3 2 2 4 4 3 3 3 4 3 34

Tabla V o. Ranking de especies aptas para el arbolado de la Ciudad de Buenos Aires según sus características de adaptación y su capacidad para mejorar la calidad del aire

100

Adapta-ción al sitio

Estética

Resisten-cia a las condicio-nes de stress urbano

Reduc-ción de gasto

energéti-co

Capaci-dad de

retención de PM

Secuestro y almace-namiento

de C

capacidad de absor-ción de SOx

Capaci-dad de

absorción de NOx

Baja sus-ceptibili-dad a los daños por SOx y NOx

Baja emi-sión de VOCs

Baja sus-ceptibili-dad a los daños por ozono

Índice

Diospyros virginiana 2 4 2 4 3 5 3 4 3 5 3 38 Eucalyptus sp. 3 3 4 2 3 4 3 5 3 0 3 33 Eugenia sp. 4 3 4 2 3 1 3 3 3 5 3 34 Fraxinus excelsior 4 3 4 4 3 5 3 4 0 5 0 35 Fraxinus pennsylvanica 4 3 4 4 3 5 3 3 0 5 0 34 Ginkgo biloba 4 4 4 4 3 5 3 3 3 4 3 40 Gleditsia triacanthos 3 3 5 3 3 4 3 5 3 5 0 37 Grevillea robusta 4 3 4 4 4 5 3 4 3 5 3 42 Jacaranda mimosifolia 5 5 4 4 4 3 3 4 3 5 3 43 Juglans nigra 4 3 3 4 3 5 3 4 3 5 3 40 Lagerstroemia indica 5 4 4 2 3 1 3 4 3 5 3 37 Liquidambar styraciflua 5 5 5 4 3 5 3 4 3 1 3 41 Liriodendron tulipifera 5 5 5 5 3 5 5 4 5 3 5 50 Magnolia grandiflora 4 5 5 3 3 5 3 3 3 4 3 41 Melia azedarach 4 3 4 4 2 3 3 4 3 5 3 38 Morus alba 5 2 5 4 2 3 3 4 3 5 3 39 Pawlonia tomentosa 5 2 4 4 3 3 3 4 3 5 3 39 Phoenix canariensis 4 3 5 1 2 4 3 3 3 3 3 34 Phoenix reclinata 3 3 4 1 1 3 3 3 3 4 3 31 Pinus pinea 3 3 4 2 3 3 3 3 3 0 3 30 Pinus strobus 3 3 4 2 3 3 3 3 3 1 3 31 Pinus taeda 3 3 4 2 3 3 3 3 3 1 3 31 Platanus occidentalis 5 4 5 5 5 5 5 0 5 1 3 43 Platanus x acerifolia 5 4 5 5 5 5 5 0 5 1 3 43 Populus alba 1 3 5 3 4 4 5 5 2 1 3 36

101

Adapta-ción al sitio

Estética

Resisten-cia a las condicio-nes de stress urbano

Reduc-ción de gasto

energéti-co

Capaci-dad de

retención de PM

Secuestro y almace-namiento

de C

capacidad de absor-ción de SOx

Capaci-dad de

absorción de NOx

Baja sus-ceptibili-dad a los daños por SOx y NOx

Baja emi-sión de VOCs

Baja sus-ceptibili-dad a los daños por ozono

Índice

Populus deltoides 1 3 5 4 3 4 3 5 2 0 3 33 Prunus sp. 3 3 2 1 2 0 3 3 3 5 3 28 Quercus palustris 4 5 4 3 3 5 3 4 5 2 3 41 Quercus robur 3 5 4 3 3 5 3 4 3 2 3 38 Quercus rubra 4 5 4 3 3 5 3 4 3 2 3 39 Robinia pseudoacacia 3 3 5 2 2 3 3 5 3 1 3 33 Salix babylonica 1 4 5 4 3 2 3 5 3 1 3 34 Salix sp. 1 3 5 4 3 2 3 5 3 1 3 33 Sophora japonica 5 4 5 4 3 4 3 5 3 5 3 44 Tabebuia sp. 5 5 5 4 3 3 3 4 3 5 3 43 Taxodium distichum 4 5 3 3 4 5 3 0 3 4 3 37 Tilia americana 5 5 5 5 4 5 5 4 5 4 3 50 Tilia cordata 5 5 5 5 4 5 5 4 5 4 3 50 Tipuana tipu 5 5 5 5 3 5 5 5 3 5 3 49 Ulmus pumila 4 3 1 5 5 4 5 4 5 5 3 44 Nota: Los valores fueron aplicados de manera subjetiva, según los resultados observados en las investigaciones analizadas a lo largo del presente trabajo. Se eligió una escala de 0 a 5 que permite clasificar a la mayoría de las especies según sus características. En los casos en que no se disponía de datos fehacientes, se asignó a la especie un valor intermedio de 3, partiendo del supuesto de que toda especie arbórea genera algún beneficio, tanto estético como ambiental. Dado que la tabla se ha realizado sobre la base de especies que pueden crecer en la Ciudad de Buenos Aires, los valores de “Adaptabilidad al sitio” y de “Resistencia a las condiciones de stress urbano” se basan sobre la resistencia a plagas y enfermedades y a sequía y sobre el hábito de crecimiento de raíces.

Referencias del valor del índice:

• 21 a 30: Especie poco útil desde el punto de vista ambiental • 31 a 40: Especie de utilidad ambiental media pero con valores de adaptabilidad o estética aceptables • 41 a 50: Especie muy útil tanto desde el punto de vista ambiental como de adaptabilidad y estética

102

Especie Índice

Liriodendron tulipifera 50 Tilia americana 50 Tilia cordata 50 Tipuana tipu 49 Catalpa bignonioides 45 Styphnolobium japonica 44 Ulmus pumila 44 Jacaranda mimosifolia 43 Platanus occidentalis 43 Platanus x acerifolia 43 Tabebuia sp. 43 Acer pseudoplatanus 42 Grevillea robusta 42 Acer saccharum 41 Liquidambar styraciflua 41 Magnolia grandiflora 41 Quercus palustris 41 Acer rubrum 40 Acer saccharinum 40 Bahuinia sp. 40 Ginkgo biloba 40 Juglans nigra 40 Chorisia speciosa 39 Morus alba 39 Pawlonia tomentosa 39 Quercus rubra 39 Acacia dealbata 38 Brachychiton acerifolia 38 Cedrus deodara 38 Cinnamomum camphora 38 Diospyros virginiana 38 Melia azedarach 38 Quercus robur 38 Acacia melanoxylon 37 Acer campestre 37 Acer negundo 37 Aesculus hippocastanum 37 Gleditsia triacanthos 37 Lagerstroemia indica 37 Taxodium distichum 37

Tabla V p. Especies ordenadas según el Índice obtenido

103

Especie

Índice

Populus alba 36 Acer buergerianum 35 Acer palmatum 35 Albizzia julibrissin 35 Cryptomeria japonica 35 Fraxinus excelsior 35 Cupressus sempervirens 34 Eugenia sp. 34 Fraxinus pennsylvanica 34 Phoenix canariensis 34 Salix babylonica 34 Eucalyptus sp. 33 Populus deltoides 33 Robinia pseudoacacia 33 Salix sp. 33 Phoenix reclinata 31 Pinus strobus 31 Pinus taeda 31 Casuarina sp. 30 Pinus pinea 30 Betula papyrifera 28 Betula pendula 28 Prunus sp. 28 Citrus sp. 26

104

C a p í t u l o V I

C o n c l u s i o n e s

105

Los árboles modifican el gasto en energía mediante la moderación

de las temperaturas extremas, a través de tres vías: por sombreado, por

transpiración y por reducción de la velocidad del viento.

Los árboles reducen el dióxido de carbono atmosférico a través de

dos vías: el secuestro y almacenamiento de CO2 de manera directa en la

biomasa foliar y leñosa y por la menor demanda de energía que requie-

ren las edificaciones rodeadas por árboles plantados con la orientación

correcta, lo que reduce las emisiones de las plantas de producción de

energía.

Por otra parte, los trabajos de mantenimiento del arbolado son

emisores de CO2, aunque los balances de dióxido de carbono que tienen

en cuenta todos los factores son siempre favorables a la existencia de los

árboles.

Los árboles mejoran la calidad del aire: absorbiendo contaminan-

tes gaseosos a través de la superficie de las hojas (ozono, dióxidos de

nitrógeno y dióxidos de azufre); interceptando material particulado (pol-

vo, cenizas, poles, humo); liberando oxígeno como resultado de la fo-

tosíntesis y reduciendo la temperatura del aire por transpiración y som-

breado, lo que reduce los niveles de ozono troposférico.

También liberan contaminantes al aire, conocidos como compues-

tos volátiles orgánicos (VOCs), que son precursores de la formación de

ozono. Sin embargo, la adecuada elección de las especies puede mitigar

este efecto en su aspecto global.

Los árboles protegen los recursos agua y suelo: las hojas y ramas

interceptan y almacenan el agua de lluvia, reduciendo los volúmenes de

escorrentía; las raíces y su descomposición incrementan la capacidad de

infiltración del suelo que los rodea y, finalmente, las copas de los árboles

reducen la erosión del suelo al interceptar las gotas de lluvia y disminuir

su impacto.

106

Los árboles, además, proporcionan belleza al paisaje urbano, ase-

guran la existencia de la biodiversidad, influyen positivamente sobre el

estado emocional de los habitantes y aumentan el precio de las propie-

dades.

A pesar de todos los beneficios descriptos, es difícil encontrar en

las ciudades de los países en desarrollo planes y proyectos tendientes al

mejoramiento del arbolado urbano como herramienta no sólo del manejo

ambiental sino, aunque más no fuera, de las características estéticas del

entorno.

América Latina y el Caribe son las regiones de mayor urbanización

del mundo, con tres de cada cuatro habitantes viviendo en las ciudades,

las que, a su vez, generan dos tercios del producto económico, atrayen-

do a los sectores más dinámicos. Esto representa un desafío formidable

para cualquier gestión. En particular, para la gestión ambiental.

En los países en desarrollo, la urbanización ha tenido una influen-

cia dramática al crear un ambiente casi sin atractivos, salvo algunas ex-

cepciones. Los bosques urbanos de muchas ciudades han alcanzado los

límites de su edad biológica, con ejemplares de más de 100 años de

edad y con nuevas plantaciones que -desde 1960 a la fecha- han proba-

do tener muchas dificultades para establecerse (Nilsson et al. 1997)

En Buenos Aires, esto no es diferente. Con un stock de arbolado

de alineación cercano a los 350.000 ejemplares, la ciudad no ha contado

con planes serios de plantación y mantenimiento en los últimos cinco

decenios. El magnífico arbolado que data de fines del siglo XIX y princi-

pios del XX está en muchos casos severamente afectado por el descuido

y el desarrollo urbano, que hace crecer las superficies no permeables y

aumentar la temperatura urbana creando un notable efecto de isla de

calor, especialmente en las calles más céntricas, despojadas de vegeta-

ción.

107

Una legislación “titubeante”, que ha puesto toda la responsabilidad

del cuidado de los árboles en el Gobierno –con poca capacidad para lle-

varla a cabo- no hace más que empeorar el problema.

El arbolado urbano debería tratarse como un recurso natural reno-

vable del “ecosistema ciudad”. Esto obligaría a ampliar la visión espa-

cial y temporal sobre su trascendencia y a diseñar mejores políticas.

Según la visión de Alberto Morán, pensar o planificar ecológica-

mente exige consideraciones sobre un horizonte de tiempo y una ade-

cuada percepción del medio; implica entender la realidad que nos rodea

como un espacio multidimensional. Pensar o planificar ecológicamente

significa considerar al medio en su dimensión natural y artificial, implica

identificar los problemas de hoy y del mañana; sintonizar presente y fu-

turo.

Agrega, además, que el pensar ciudadano generalizado se une a

un desprecio por todo lo que signifique la propiedad compartida (es el

caso del arbolado, considerado en Buenos Aires como patrimonio públi-

co) Tanto la legislación como los gestos populares corrientes evidencian

una desconsideración por lo que no le pertenece a nadie en particular

(Morán 1992)

Un arbolado sustentable puede ser visto como un tejido que inte-

gra a las ciencias y a los temas biológicos, ecológicos, económicos y so-

cio políticos. La fuerza de este tejido depende tanto de la visión en el

planeamiento en cada una de estas áreas como del método que imple-

menten (Thompson 1994)

Tal como establece Andresen, deben buscarse especies resistentes

o tolerantes a todos los riesgos del ambiente urbano, árboles que

además posean resiliencia genética y aceptación social. Se deben hacer

elecciones que satisfagan diferentes requerimientos. Por ejemplo, quien

administra busca árboles de bajo mantenimiento y resistente a plagas y

enfermedades mientras que el vecino quiere árboles que ofrezcan atrac-

108

tivo en varias estaciones12 pero, además, las especies seleccionadas de-

ben adaptarse al sitio de crecimiento y a los microclimas creados por el

ambiente urbano.

En resumen, hay varios requerimientos que deben ser resueltos

para un árbol urbano: resistencia a bajas y altas temperaturas, a sequía,

a contaminación y a plagas. Y, agregados a estos caracteres de supervi-

vencia, debe tener valores estéticos y sociales. El desafío, entonces, no

sólo incluye lograr árboles que se desarrollen y sobrevivan al ambiente

sino que, además, satisfagan las necesidades siempre cambiantes del

habitante urbano. El administrador o planificador se enfrenta a la res-

ponsabilidad de producir y mantener árboles socialmente aceptables para

un futuro impredecible, lo que va más allá de sus conocimientos básicos.

Como un saber subordinado, debe juzgar qué ambiente político, econó-

mico y ecológico tendrán los árboles seleccionados cuando alcancen la

madurez: árboles maravillosos que asuman los desafíos de crecer y so-

brevivir en un ambiente hostil (Andresen 1976)

Cuando al elegir una especie no se considera bien el sitio y el am-

biente en que va a desarrollarse, suele haber interferencias posteriores

con los servicios públicos (veredas, cableado, etc.), un aumento de la

necesidad de mantenimiento, una menor vida útil de los ejemplares y,

aún, problemas con la calidad atmosférica. En suma, el tejido de susten-

tabilidad del arbolado se pone en riesgo, resultando en costos enormes

para corregir estos problemas que ensombrecen a los enormes beneficios

de los árboles.

Estos efectos detrimentales pueden evitarse a través de la selec-

ción apropiada y de la diversidad, mejorando la sustentabilidad del eco-

sistema –que trasciende a sus componentes cuando funciona adecuada-

mente.

Desde una perspectiva más amplia, la selección adecuada de es-

pecies debe resultar en una mezcla diversificada. Es decir, elegir las me- 12 En el caso de los ciudadanos de Buenos Aires, también deben cumplir con el requisito de no “molestar”, de no romper veredas y de no ensuciar.

109

jores especies para un determinado sitio debe incluir la planificación a

nivel de ecosistema para evitar el efecto de monocultivo en el paisaje

urbano (Thompson 1994)

El costo de las plantaciones urbanas y del establecimiento de los

ejemplares depende en gran medida de la adecuación de las especies y

de los trabajos de mantenimiento que requieran. En general, los presu-

puestos municipales para mantenimiento del arbolado sufren grandes

impactos por errores del pasado. Si desde la perspectiva oficial se anali-

zara al arbolado urbano con la visión descripta por la mayoría de los au-

tores que figuran es esta revisión, se comprendería que cuando es eva-

luado el valor económico de los beneficios producidos por el arbolado

(remoción de contaminantes atmosféricos, ahorro de energía en calefac-

ción y refrigeración, reducción del escurrimiento superficial en tormen-

tas, incremento del valor de la propiedad, belleza escénica y biodiversi-

dad), este valor supera largamente al costo de inversión inicial para

plantación y mantenimiento. Más aún, muchos de estos beneficios se

extienden más allá del sitio donde crece el árbol, influenciando la calidad

de vida local y hasta regional (McPherson & Simpson 2000)

Es la descripción de tales beneficios ambientales el objetivo que ha

guiado la realización de este trabajo de revisión. Y la conclusión principal

es que las especies adecuadas al ambiente de la ciudad de Buenos Aires

pueden ayudar a mejorar la calidad atmosférica y a mitigar los picos de

contaminación que suelen darse en algunas áreas.

Sobre la selección de especies que puedan cumplir acabadamente

con el servicio ambiental descripto –y aún con la carencia evidente de

investigación sobre plantas nativas en nuestro medio local- pueden

enumerarse las conclusiones principales:

Los árboles urbanos seleccionados deben ser tolerantes a la

influencia aguda de la contaminación atmosférica. Si el árbol es

dañado o muerto tempranamente por la contaminación, su uti-

lidad como sumidero será muy breve.

110

Por otro lado, también deberán soportar las condiciones ur-

banas de stress por aireación deficitaria en el suelo, sequía, de-

ficiencias nutricionales y extremos microclimáticos. Un árbol

urbano no sólo debe ser capaz de sobrevivir: debe crecer con

vigor y sanidad, ya que el crecimiento vigoroso implica máxima

apertura de estomas y máxima absorción de contaminantes.

Las coníferas, con follaje perenne, presentan ventajas sobre

las especies caducas: la mayor carga de contaminación at-

mosférica se da durante el invierno, cuando la superficie foliar

es la mínima disponible. Por otro lado, tienen una mayor rela-

ción superficie volumen foliar con lo que la eficiencia de absor-

ción aumenta. Sin embargo, en ambientes urbanos, las conífe-

ras sólo son aptas para su utilización en plazas y parques o en

bordes amplios de autopistas.

Del mismo modo, las plantas perennes tendrían ventajas

sobre las caducas por ofrecer superficie absorbente constante a

lo largo del año. Pero las especies de hoja perenne sólo pueden

plantarse en calles muy amplias o en plazas, parques y auto-

pistas, para que no interfieran con la llegada de la luz solar a

las edificaciones en el invierno.

La pilosidad sobre hojas, pecíolos y ramitas es especialmen-

te efectiva para la retención de partículas. Las especies que po-

sean estas características son más deseables que las que no las

tienen.

Las especies con ramas más finas y abundantes deben pre-

ferirse a las de ramas gruesas, ya que se han descubierto como

mejores retentoras de partículas.

Dado que los pecíolos pueden ser más eficientes que las

láminas foliares como receptores de partículas, por su relación

111

volumen- superficie, deberían elegirse especies con pecíolos

largos.

Por ser los estomas los responsables de la mayor parte de la

absorción de gases de la atmósfera, deberían seleccionarse las

especies con mayor actividad estomática. Esta actividad puede

medirse a través de la cantidad de estomas por unidad de su-

perficie de hoja, el tamaño de la apertura estomática o la longi-

tud del pe-ríodo en que los estomas están abiertos.

En el mismo sentido, serán más eficientes las especies con

mayor resistencia al cierre estomático causado por variables

climáticas como la humedad relativa, el viento, la intensidad de

la luz y la contaminación atmosférica.

De contar con los datos, deberían seleccionarse aquellas es-

pecies que tengan la capacidad de metabolizar los contaminan-

tes y aprovecharlos como nutrientes.

En cuanto a su función como sumidero de carbono, los

árboles elegidos deberán ser de gran porte y de ciclo de vida

largo, para que puedan brindar el máximo beneficio. Aunque

sabemos que no todos los sitios urbanos admiten árboles gran-

des y que en la mayoría de los casos se eligen árboles peque-

ños porque no hay opciones, debería ponerse énfasis en lograr

más espacio para “el verde” en las ciudades: a más grandes los

árboles, mayores son los beneficios, menores son los costos y

mejores son los resultados ambientales.

El stock ideal de árboles de una ciudad es aquel que logra la

mayor cobertura de veredas y calles. No necesariamente debe

tenderse a una plantación del 100 % de los espacios disponi-

bles a nivel del suelo sino que debe tratar de lograrse una co-

bertura por canopia lo más cercana posible al 100 %. Tal como

opina Richardson (1992), promover más plantación de árboles

112

urbanos para alcanzar un stock máximo, como objetivo en sí

mismo, es una visión de corto plazo que frecuentemente resul-

ta en pérdidas de tiempo y de dinero. La mirada más efectiva

de largo plazo es proveer a los árboles mejores y mayores es-

pacios de crecimiento en los sitios donde sea más sencillo in-

crementar sus efectos positivos –y reducir los negativos.

Para todos aquellos árboles que sean plantados en

veredas o sitios rodeados de pavimento, debe ponerse especial

énfasis en que los espacios sean diseñados y plantados si-

guiendo objetivos razonables de longevidad del ejemplar. La

comunidad y la administración de la ciudad ganarán, en defini-

tiva, si los trabajos de mantenimiento del arbolado cambian del

reemplazo o la replantación frecuente al cuidado de largo plazo

de árboles en pleno crecimiento.

Desde una perspectiva más amplia, la selección adecuada

de especies debe resultar en una mezcla diversificada. Es decir,

elegir las mejores especies para un determinado sitio debe in-

cluir la planificación a nivel de ecosistema para evitar el efecto

de monocultivo en el paisaje urbano y dar base a la biodiversi-

dad. 13

Cuando al elegir una especie no se considera bien el sitio y

el ambiente en que va a desarrollarse, suele haber interferen-

cias posteriores con los servicios públicos (veredas, cableado,

etc.), un aumento de la necesidad de mantenimiento, una me-

nor vida útil de los ejemplares e inclusive problemas con la ca-

lidad atmosférica. En suma, el tejido de sustentabilidad del ar-

bolado se pone en riesgo, resultando en costos enormes para

corregir los problemas que ensombrecen a los beneficios. Estos

efectos detrimentales pueden evitarse a través de la selección

apropiada y de la diversidad, mejorando la sustentabilidad del

13 La forestación urbana de Buenos Aires tiene barrios que sufren este efecto, con alineaciones puras de fresno a lo largo de innumerables cuadras.

113

ecosistema –que trasciende a sus componentes cuando funcio-

na adecuadamente.

La selección de especies y sus efectos aquí descriptos refle-

jan qué es lo importante y qué es lo ideal pero pueden no solu-

cionar problemas prácticos ni urgentes. Los planificadores del

arbolado suelen enfrentarse a la decisión difícil de elegir entre

las especies que mejor se adaptan a un sitio que es inadecuado

para casi cualquier árbol o demorar la plantación hasta poder

proveer un sitio adecuado. La elección sobre bases políticas o

económicas resulta en especies que se adecuan pero no son

sustentables, porque generan problemas a largo plazo: espe-

cies de vida útil corta, alto mantenimiento y que no llegan a

dar el máximo beneficio del tamaño adulto.

114

Apéndice

Aprox imac ión a l es tud io de McPherson con una masa arbórea de l a C iudad de Buenos A i res (Planillas de relevamiento a campo)

Relevamiento realizado en la Av. 9 de Julio y sus calles adyacentes

Lima y Bernardo de Irigoyen. Abarcó las veredas este y oeste, los cante-

ros centrales este y oeste y el cantero central, entre Av. San Juan al sur

y la calle México al norte.

Las áreas corresponden a 200 metros lineales y se individualizan

con los números I, II, y III. (Ej. Área I: entre Av. San Juan y Carlos Cal-

vo) Cada área tiene 5 zonas de relevamiento: vereda este (VE), cantero

este (CE) (sobre la calle Bernardo de Yrigoyen), cantero oeste (CO) y

vereda oeste (VO) (sobre la calle Lima) y cantero central (CC).

Se censaron 312 ejemplares cuya descripción específica y medidas

constan en las planillas agregadas a continuación.

ÁREA: I Calles San Juan a Carlos Calvo

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AICC1 Schinus molle 4 8 40

AICC2 Schinus molle 4 8 40

AICC3 Erythrina crista-galli 3 6 40

AICC4 Butia sp. 2 2 30

AICC5 Erythrina crista-galli 2.8 2 20

AICC6 Washingtonia filifera 5 2.4 40

AICC7 “ 5 2.4 40

AICC8 “ 5 2.4 40

AICC9 “ 5 2.4 40 AICC10 “ 5 2.4 40

AICC11 “ 5 2.4 40

AICC12 “ 5 2.4 40

AICC13 “ 5 2.4 40

115

AICC14 “ 5 2.4 40

AICC15 Seiba speciosa 2.5 3 15 Plantado recientemente

AICC16 Washingtonia robusta 12 4 90

AICC17 Seiba speciosa 2.5 3 15 Plantado recientemente

AICC18 Seiba speciosa 4 3 20

AICC19 Seiba speciosa 3 2 20

AICC20 Seiba speciosa 2.5 1.5 10 Plantado recientemente

AICC21 Seiba speciosa 5 3 25

AICC22 Seiba speciosa 5 8 40

AICC23 Seiba speciosa 6 8 30

AICC24 Butia sp. 3.5 3.5 60

AICC25 Seiba speciosa 9 7 40

AICC26 Seiba speciosa 7 9 35

AICC27 Butia sp. 4 1.5 50

AICC28 Seiba speciosa 3.5 4.5 20

AICC29 Seiba speciosa 3.5 5 20

AICC30 Seiba speciosa 3.5 5 30

AICC31 Seiba speciosa 4.5 6 30

AICC32 Seiba speciosa 3.5 4 30

AICC33 Seiba speciosa 4 3 20

AICC34 Seiba speciosa 3 2 20

AICC35 Seiba speciosa 2.5 1.5 10 Plantado recientemente

AICC36 Seiba speciosa 4 6 30

AICC37 Seiba speciosa 5 7 35

AICC38 Eucalyptus 15 10 40

AICC39 Seiba speciosa 4 2 25

AICC40 Butia sp. 2 7 60

AICC41 Seiba speciosa 5 6 35

AICC42 Phoenix canariensis 12 7 40

AICC43 Seiba speciosa 4 7 25

AICC44 Seiba speciosa 5 6 40

ÁREA: I Calles San Juan a Carlos Calvo

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AICE1 Jacaranda mimosifolia 8 7 45

116

AICE2 Jacaranda mimosifolia 7 8 40

AICE3 Jacaranda mimosifolia 7 8 45

AICE4 Jacaranda mimosifolia 8 8 45

AICE5 Jacaranda mimosifolia 9 6 50

AICE6 Jacaranda mimosifolia 8 10 45

AICE7 Jacaranda mimosifolia 10 8 40

AICE8 Jacaranda mimosifolia 7 9 45

AICE9 Jacaranda mimosifolia 9 10 45

AICE10 Jacaranda mimosifolia 9 9 45

AICE11 Jacaranda mimosifolia 5 4 15

AICE12 Seiba speciosa 3 2.5 10

AICE13 Seiba speciosa 3 2.5 15 Plantado recientemen-te

AICE14 Seiba speciosa 3 2.5 30 Plantado recientemen-te

AICE15 Seiba speciosa 3 2.5 15 Plantado recientemen-te

AICE16 Seiba speciosa 3 2.5 25 Plantado recientemen-te

AICE17 Seiba speciosa 3 2.5 25 Plantado recientemen-te

AICE18 Seiba speciosa 3 2.5 20 Plantado recientemen-te

AICE19 Seiba speciosa 3 2.5 30 Plantado recientemen-te

AICE20 Seiba speciosa 3 2.5 15 Plantado recientemen-te

AICE21 Seiba speciosa 3 2.5 18 Plantado recientemen-te

AICE22 Seiba speciosa 4 4 25

AICE23 Seiba speciosa 4.5 4 27

AICE24 Seiba speciosa 4 4 25

AICE25 Seiba speciosa 4 4 20

AICE26 Seiba speciosa 4 4 28

ÁREA: I Calles San Juan a Carlos Calvo

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AIVE1 Fraxinus pennsylvanica 8 10 25

AIVE2 Ficus benjamina 5 4 10

AIVE3 Fraxinus pennsylvanica 8 5 15

AIVE4 Fraxinus pennsylvanica 8 6 15

AIVE5 Jacaranda mimosifolia 6 7 25

AIVE6 Seiba speciosa 5 4 25

117

AIVE7 Seiba speciosa 8 8 50

AIVE8 Jacaranda mimosifolia 3 1.5 5 Plantado reciente-mente

AIVE9 Jacaranda mimosifolia 6 5 25

AIVE10 Jacaranda mimosifolia 6 3.5 15

AIVE11 Fraxinus pennsylvanica 4.5 4 12

AIVE12 Acacia visco 5 6 20

AIVE13 Acacia visco 6 4.5 30

AIVE14 Fraxinus pennsylvanica 8 6 25

AIVE15 Liquidambar styraciflua 4 2 6

AIVE16 Liquidambar styraciflua 4 2 6

AIVE17 Liquidambar styraciflua 4 2 6

AIVE18 Jacaranda mimosifolia 7 5 35

AIVE19 Jacaranda mimosifolia 3 2 6 Plantado reciente-mente

ÁREA: I Calles San Juan a Carlos Calvo

Identificación del árbol

Especie Altura (m)

Diámetro de copa (m)

DAP (cm)

Notas

AIVO1 Tipuana tipu 10 8 45

AIVO2 Jacaranda mimosifolia 10 6 38

AIVO3 Jacaranda mimosifolia 10 6 40

AIVO4 Jacaranda mimosifolia 10 7 40

AIVO5 Jacaranda mimosifolia 10 7 35

AIVO6 Salix babylonica 10 6 35

AIVO7 Salix babylonica 10 6 40

AIVO8 Salix babylonica 10 6 35

AIVO9 Fraxinus pennsylvanica 6 3 10 Plantado reciente-mente

AIVO10 Salix babylonica 8 4 20

AIVO11 Fraxinus pennsylvanica 12 5 25

AIVO12 Jacaranda mimosifolia 3 1.5 6 Plantado reciente-mente

AIVO13 Fraxinus pennsylvanica 3.5 3.5 20

AIVO14 Jacaranda mimosifolia 2.5 1.5 6 Plantado reciente-mente

AIVO15 Jacaranda mimosifolia 10 8 50

AIVO16 Jacaranda mimosifolia 10 6 50

AIVO17 Jacaranda mimosifolia 10 8 35

AIVO18 Jacaranda mimosifolia 8 8 40

118

AIVO19 Jacaranda mimosifolia 8 8 35

AIVO20 Jacaranda mimosifolia 11 5 40

AIVO21 Jacaranda mimosifolia 12 5 38

AIVO22 Jacaranda mimosifolia 11 5 38

AIVO23 Jacaranda mimosifolia 11 5 40

AIVO24 Jacaranda mimosifolia 12 6 38

AIVO25 Jacaranda mimosifolia 12 5 40

AIVO26 Jacaranda mimosifolia 3.5 2 10 Plantado reciente-mente

AIVO27 Jacaranda mimosifolia 3 1.5 6 Plantado reciente-mente

AIVO28 Jacaranda mimosifolia 3 1.5 6 Plantado reciente-mente

AIVO29 Jacaranda mimosifolia 10 6 40 Torcido

AIVO30 Jacaranda mimosifolia 10 6 40

AIVO31 Jacaranda mimosifolia 10 6 40 Torcido

AIVO32 Jacaranda mimosifolia 3.5 1 6 Plantado reciente-mente

AIVO33 Jacaranda mimosifolia 10 6 40

AIVO34 Jacaranda mimosifolia 10 6 40

AIVO35 Jacaranda mimosifolia 10 6 38

AIVO36 Jacaranda mimosifolia 11 6 40

AIVO37 Jacaranda mimosifolia 10 8 40

ÁREA: II Calles Carlos Calvo a Independencia

Identificación del árbol

Especie Altura (m)

Diámetro de copa

DAP Notas

AIICC1 Seiba speciosa 6 6 50

AIICC2 Seiba speciosa 7 8 50

AIICC3 Seiba speciosa 6 6 30

AIICC4 Seiba speciosa 6 5 50

AIICC5 Seiba speciosa 4.5 4 60

AIICC6 Seiba speciosa 4 4 40

AIICC7 Seiba speciosa 3.5 4 30

AIICC8 Tabebuia impetiginosa 5 4 25

AIICC9 Seiba speciosa 7 8 90

AIICC10 Seiba speciosa 5 4 40

AIICC11 Seiba speciosa 5 4 40

AIICC12 Seiba speciosa 5 5 45

119

AIICC13 Seiba speciosa 3 6 30

AIICC14 Tabebuia impetiginosa 3 2.5 20

AIICC15 Seiba speciosa 4.5 4.5 35

AIICC16 Phytolacca dioica 10 14 140

AIICC17 Seiba speciosa 6 5 40

AIICC18 Seiba speciosa 6 6 60

AIICC19 Seiba speciosa 5 6 30

AIICC20 Seiba speciosa 6 7 60

AIICC21 Seiba speciosa 4.5 4 35

AIICC22 Seiba speciosa 5 7 45

AIICC23 Seiba speciosa 7 11 65

AIICC24 Seiba speciosa 6 8 35

AIICC25 Tabebuia impetiginosa 4 4 25

AIICC26 Seiba speciosa 4 6 35

AIICC27 Seiba speciosa 6 5 30

AIICC28 Seiba speciosa 6 5 30

AIICC29 Tabebuia impetiginosa 6 6 25

AIICC30 Seiba speciosa 4 5 30

AIICC31 Seiba speciosa 6 6 45

AIICC32 Phytolacca dioica 10 12 120

AIICC33 Seiba speciosa 6 6 35

AIICC34 Ulmus europeo 16 15 80

AIICC35 Ulmus europeo 18 15 90

AIICC36 Ulmus europeo 16 12 90

AIICC37 Eucalyptus viminalis 18 7 80

AIICC38 Seiba speciosa 5 2 25

AIICC39 Tabebuia impetiginosa 3.5 4 15

AIICC40 Seiba speciosa 3.5 4 25

AIICC41 Seiba speciosa 6 6 70

AIICC42 Jacaranda mimosifolia 10 9 50

AIICC43 Seiba speciosa 4 4 20

AIICC44 Seiba speciosa 5 8 70

AIICC45 Seiba speciosa 5 4 50

ÁREA: II Calles Carlos Calvo a Independencia

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

120

AIICO1 Tabebuia impetiginosa 6 4 25

AIICO2 Brachichyton populneum 8 5 40

AIICO3 Brachichyton populneum 8 5 35

AIICO4 Tabebuia impetiginosa 5 4 25

AIICO5 Seiba speciosa 8 6 30

AIICO6 Tipuana tipu 7 9 35

AIICO7 Tipuana tipu 7 10 35

AIICO8 Tipuana tipu 7 9 35

AIICO9 Tipuana tipu 6 8 35

AIICO10 Seiba speciosa 7 6 35

AIICO11 Seiba speciosa 7 7 30

AIICO12 Seiba speciosa 7 8 51

AIICO13 Tabebuia impetiginosa 5 2.5 15

AIICO14 Brachichyton populneum 9 5 40

AIICO15 Seiba speciosa 7 3.5 30

AIICO16 Brachichyton populneum 9 6 40

AIICO17 Tabebuia impetiginosa 5 5 20

AIICO18 Seiba speciosa 7 8 50

AIICO19 Seiba speciosa 7 6 30

AIICO20 Seiba speciosa 7 8 50

AIICO21 Tabebuia impetiginosa 5 4 20

AIICO22 Seiba speciosa 6 12 70

AIICO23 Seiba speciosa 5 9 60

AIICO24 Seiba speciosa 8 12 65

AIICO25 Seiba speciosa 5 8 55

AIICO26 Seiba speciosa 4 6 35

ÁREA: II Calles Carlos Calvo a Independencia

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AIIVE1 Jacaranda mimosifolia 6 5 15

AIIVE2 Jacaranda mimosifolia 4.5 4 15

AIIVE 3 Fraxinus pennsyl-vanica

5 4 25

AIIVE4 Jacaranda mimosifolia 12 6 35

AIIVE5 Ficus benjamina 4 3 25

AIIVE6 Jacaranda mimosifolia 3 1.5 5 Plantado recientemen-te

121

te

AIIVE7 Seiba speciosa 5 4 40

AIIVE8 Seiba speciosa 4 4 30

AIIVE9 Fraxinus pennsyl-vanica

5 3 15

AIIVE10 Fraxinus pennsyl-vanica

5 3 15

AIIVE11 Robinia pseudoacacia 12 6 60

AIIVE12 Seiba speciosa 6 8 45 plaza

AIIVE13 Seiba speciosa 6 8 60 plaza

AIIVE14 Seiba speciosa 6 8 55 plaza

AIIVE15 Seiba speciosa 6 8 45 plaza

AIIVE16 Seiba speciosa 8 12 100 plaza

AIIVE17 Seiba speciosa 10 12 100 plaza

AIIVE18 Seiba speciosa 8 12 110 plaza

AIIVE19 Seiba speciosa 8 12 100 plaza

AIIVE20 Seiba speciosa 10 10 90 plaza

AIIVE21 Seiba speciosa 8 10 120 plaza

AIIVE22 Seiba speciosa 8 12 110 plaza

AIIVE23 Seiba speciosa 10 12 110 plaza

AIIVE24 Seiba speciosa 5 5 25 plaza

AIIVE25 Seiba speciosa 5 5 25 plaza

AIIVE26 Cedrus deodara 5 4 25 plaza

AIIVE27 Fraxinus pennsyl-vanica

6 5 25 plaza

AIIVE28 Fraxinus pennsyl-vanica

6 5 30 plaza

AIIVE29 Fraxinus pennsyl-vanica

6 5 35 plaza

AIIVE30 Fraxinus pennsyl-vanica

6 4 20 plaza

AIIVE31 Fraxinus pennsyl-vanica

6 6 25 plaza

ÁREA: II Calles Carlos Calvo a Independencia

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AIIVO1 Fraxinus pennsyl-vanica

5 5 25

AIIVO2 Jacaranda mimosifolia 5 6 30

AIIVO3 Jacaranda mimosifolia 1.5 0.5 2 Plantado reciente-mente

AIIVO4 Jacaranda mimosifolia 4.5 3 20

AIIVO5 Jacaranda mimosifolia 8 8 30

122

AIIVO6 Jacaranda mimosifolia 7 6 25

AIIVO7 Jacaranda mimosifolia 8 7 25

AIIVO8 Jacaranda mimosifolia 8 6 35

AIIVO9 Jacaranda mimosifolia 8 6 30

ÁREA: III Calles Independencia a EEUU Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AIIICE1 Seiba speciosa 5 8 90

AIIICE2 Tabebuia impetiginosa 5.5 6 35

AIIICE3 Seiba speciosa 5 6 50

AIIICE4 Seiba speciosa 5 8 70

AIIICE5 Seiba speciosa 6 4 30

AIIICE6 Seiba speciosa 5 6 35

AIIICE7 Seiba speciosa 4 2 15

AIIICE8 Seiba speciosa 4 1.5 15

AIIICE9 Seiba speciosa 4 2 15

AIIICE10 Phytolacca dioica 4 4 25

AIIICE11 Enterolobium contorti-siliquum

6 12 60

AIIICE12 Jacaranda mimosifolia 6 8 30

AIIICE13 Jacaranda mimosifolia 5 6 25

AIIICE14 Jacaranda mimosifolia 3 1.5 5 Plantado recientemen-te

AIIICE15 Fraxinus pennsylvanica 8 6 28

AIIICE16 Jacaranda mimosifolia 4 4 20 torcido

ÁREA: III Calles Av. Independencia a México

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AIIICO1 Tabebuia impetiginosa 5 7 35

AIIICO2 Seiba speciosa 6 8 70

AIIICO3 Seiba speciosa 3.5 3 25

AIIICO4 Seiba speciosa 6 7 80

AIIICO5 Jacaranda mimosifolia 5 8 20

AIIICO6 Cupressus horizontalis 4 4 20

AIIICO7 Jacaranda mimosifolia 5 8 20

AIIICO8 Jacaranda mimosifolia 4 2 15

AIIICO9 Seiba speciosa 6 8 50

123

AIIICO10 Seiba speciosa 6 7 50

AIIICO11 Seiba speciosa 6 7 40

AIIICO12 Seiba speciosa 6 7 40

AIIICO13 Seiba speciosa 6 7 40

AIIICO14 Seiba speciosa 7 10 120

AIIICO15 Tabebuia impetiginosa 5 8 18

AIIICO16 Tabebuia impetiginosa 4 4 12

AIIICO17 Tabebuia impetiginosa 3 4 10

AIIICO18 Seiba speciosa 8 12 90

AIIICO19 Seiba speciosa 5 4.5 45

AIIICO20 Seiba speciosa 6 11 120

AIIICO21 Seiba speciosa 6 12 60

AIIICO22 Seiba speciosa 6 6 60

AIIICO23 Seiba speciosa 6 7 60

AIIICO24 Seiba speciosa 6 8 45

AIIICO25 Seiba speciosa 6 10 120

AIIICO26 Seiba speciosa 6 3.5 20

AIIICO27 Seiba speciosa 6 8 100

ÁREA: III Calles Av. Independencia a México

Identificación

del árbol Especie Altura

(m) Diámetro de copa

DAP Notas

AIIIVO1 Peltophorum dubium 10 4.5 40

AIIIVO2 Peltophorum dubium 6 3 15

AIIIVO3 Peltophorum dubium 7 10 35

AIIIVO4 Peltophorum dubium 12 8 60

AIIIVO5 Peltophorum dubium 13 10 50

AIIIVO6 Peltophorum dubium 12 9 50

AIIIVO7 Peltophorum dubium 8 7 45

AIIIVO8 Jacaranda mimosifolia 6 4 18

AIIIVO9 Jacaranda mimosifolia 3 1 3 Plantado reciente-mente

AIIIVO10 Robinia pseudoacacia 10 4 30

AIIIVO11 Tipuana tipu 6 6 25

AIIIVO12 Robinia pseudoacacia 10 6 45

AIIIVO13 Robinia pseudoacacia 7 5 40

AIIIVO14 Jacaranda mimosifolia 5 3 12

AIIIVO15 Jacaranda mimosifolia 10 8 40

124

AIIIVO16 Jacaranda mimosifolia 5 4 10

AIIIVO17 Jacaranda mimosifolia 10 8 45

AIIIVO18 Jacaranda mimosifolia 10 8 30

AIIIVO19 Jacaranda mimosifolia 7 8 30

AIIIVO20 Jacaranda mimosifolia 10 10 45

AIIIVO21 Jacaranda mimosifolia 8 8 25

AIIIVO22 Jacaranda mimosifolia 5 4 15

AIIIVO23 Jacaranda mimosifolia 7 6 30

AIIIVO24 Jacaranda mimosifolia 7 8 35

AIIIVO25 Jacaranda mimosifolia 7 8 40

AIIIVO26 Jacaranda mimosifolia 7 8 30

AIIIVO27 Jacaranda mimosifolia 6 11 30

AIIIVO28 Jacaranda mimosifolia 9 9 30

AIIIVO29 Jacaranda mimosifolia 6 6 20

AIIIVO30 Jacaranda mimosifolia 6 8 40

AIIIVO31 Jacaranda mimosifolia 5 3 15

AIIIVO32 Jacaranda mimosifolia 6 6 30

Referencias: Identificación de los árboles (ejemplo) AIVO: Área I vereda oeste AIVE: Área I vereda este AICO: Área I cantero oeste AICE: Área I cantero este AICC: Área I cantero central

125

Figura A a. Imagen aérea Independencia a Carlos Calvo

Figura A b. Imagen aérea San Juan a Carlos Calvo

126

Figura A c. Imagen aérea México a Chile

Figura A d. Imagen aérea del total del área relevada, entre Av. San

Juan al sur y calle México al norte.

127

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