No obstante, es importante señalar que no todo el aceite de palma destinado a la producción de bioenergía tiene efectos de CIUT perjudiciales en el sentido del artículo 26 de la DFER II. Por tanto, parte de la producción podría considerarse de bajo riesgo de CIUT. A fin de determinar qué parte de la producción es esa, existen dos tipos de medidas: el incremento de la productividad en las tierras existentes y el cultivo de materias primas en tierras no utilizadas, como tierras abandonadas o gravemente degradadas. Estas medidas son clave para evitar que la producción de biocarburantes, biolíquidos y combustibles de biomasa entre en competencia con la necesidad de satisfacer la creciente demanda de alimentos y piensos. La Directiva excluye todos los combustibles certificados con bajo riesgo de CIUT de la eliminación progresiva. Los criterios de certificación de los combustibles con bajo riesgo de CIUT podrían ser efectivos para mitigar los efectos de desplazamiento asociados a la demanda de estos combustibles si solo se tienen en cuenta las materias primas adicionales destinadas a la producción de biocarburantes, biolíquidos y combustibles de biomasa.

La admisibilidad de las materias primas adicionales como consecuencia de las medidas de incremento de la productividad o del cultivo de materias primas en tierras no utilizadas debe limitarse a los casos que sean realmente adicionales en comparación con la situación normal. El marco más aceptado para evaluar la «adicionalidad» de los proyectos es el Mecanismo de Desarrollo Limpio (MDL) establecido con arreglo al Protocolo de Kioto (véase el recuadro 4). Cabe señalar que el MDL se centra en proyectos industriales, por lo que su enfoque no puede reproducirse en su totalidad, pero sus requisitos relativos a la inversión y el análisis de las barreras son pertinentes para certificar los biocarburantes con bajo riesgo de CIUT. La aplicación de estos requisitos a la certificación de bajo riesgo de CIUT significaría que las medidas para incrementar la productividad o para cultivar materias primas en tierras anteriormente no utilizadas no serían atractivas desde el punto de vista financiero o se enfrentarían a otras barreras que impedirían su aplicación (por ejemplo, capacidades/tecnología, etc.) sin la prima de mercado asociada a la demanda de biocarburantes de la UE.

Los biocarburantes con bajo riesgo de CIUT son combustibles producidos a partir de materias primas adicionales que se han cultivado en tierras no utilizadas o que son el resultado de un incremento de la productividad. La producción de biocarburantes a partir de estas materias primas adicionales no generará CIUT debido a que estas materias primas no compiten con la producción de alimentos y piensos y se evitan los efectos de desplazamiento. Tal como exige la Directiva, estas materias primas adicionales solo pueden considerarse combustibles con bajo riesgo de CIUT si se producen de manera sostenible.

Con arreglo a la DFER II, los biocarburantes deben reducir las emisiones de GEI al menos en un 50 % en comparación con los combustibles fósiles, con arreglo a un análisis del ciclo de vida que comprende todas las emisiones directas, pero no las emisiones indirectas. Como se ha indicado en el recuadro 2, los biocarburantes producidos a partir de cultivos que superan un umbral general del 14 % de la expansión de la producción en tierras con elevadas reservas de carbono no lograrían una reducción de las emisiones. En aplicación del principio de precaución, parece adecuado aplicar un factor de descuento de aproximadamente el 30 % al nivel identificado. Por tanto, se precisa un umbral más conservador del 10 % para garantizar tanto que los biocarburantes alcancen una reducción neta considerable de emisiones de GEI como que se minimice la pérdida de biodiversidad asociada a los CIUT.

El primer factor verifica si una materia prima determinada se está realmente expandiendo en nuevas zonas. Con este fin, es necesario tener en cuenta tanto el incremento absoluto anual medio en la zona de producción (en concreto, 100 000 ha reflejaría una expansión considerable) como el incremento relativo (en concreto, un 1 % reflejaría un incremento medio anual de la productividad), en comparación con la superficie total de producción de esa materia prima. Este doble umbral permite excluir las materias primas para las que no se observa ninguna expansión, o bien es muy limitada, de la superficie total de producción (principalmente porque los incrementos de producción se generan mediante la mejora de los rendimientos más bien que a través de la expansión de la superficie). Estas materias primas no provocarían una deforestación significativa y, por tanto, elevadas emisiones de GEI como consecuencia de CIUT. Este es el caso, por ejemplo, del aceite de girasol, ya que en el período 2008-2016 su zona de producción creció en menos de 100 000 ha y a un ritmo del 0,5 % anual, mientras que su producción total aumentó un 3,4 % anualmente durante el mismo período.

Para observar la deforestación asociada a la expansión de todos los cultivos pertinentes para la producción de biocarburantes desde 2008, la metodología aplicada utiliza un enfoque de modelización geoespacial que combina un mapa de deforestación de Global Forest Watch (GFW) con mapas de cultivos y pastizales de MapSMAP y EarthStat. Este concepto comprende la expansión de todos los cultivos alimentarios y forrajeros pertinentes desde 2008 en zonas con una cubierta de copas superior al 10 %. El tamaño de píxel era de aproximadamente 100 hectáreas en el ecuador. La superficie de turberas se definió utilizando los mismos mapas que [Miettinen et al. 2016]. En relación con Sumatra y Kalimantan, [Miettinen et al. 2016] incluyeron la turba de los atlas de turberas de Wetlands International a una escala de 1:700 000 [Wahyunto et al. 2003, Wahyunto et al. 2004].

Existen muy pocos datos relativos a otros cultivos, especialmente a escala mundial. Los únicos conjuntos de datos sobre la expansión de cultivos que abarcan todo el mundo solamente presentan los resultados por país [FAO 2018][USDA 2018]. Por tanto, un posible enfoque sería establecer una correlación entre la expansión de los cultivos a escala nacional y la deforestación a escala nacional [Cuypers et al. 2013], [Malins 2018], pero esto no se puede considerar prueba suficiente para vincular un cultivo a la deforestación, ya que puede ser que el cultivo en cuestión no se produzca en la zona del país donde tiene lugar la deforestación.

Normalmente no se piensa en cereales como el maíz como causantes de deforestación, porque la mayor parte de la producción tiene lugar en zonas templadas donde la deforestación suele ser escasa. Al mismo tiempo, el maíz es también un cultivo tropical, que a menudo se produce en pequeñas explotaciones, y que también se suele rotar con soja en grandes explotaciones. La expansión en China se concentra en las tierras marginales del nordeste del país [Hansen 2017], que se supone que son fundamentalmente pastizales esteparios, más que zonas boscosas. A la expansión en Brasil y Argentina se le podría imputar el mismo porcentaje de deforestación que a la soja en Brasil. [Lark et al. 2015] observaron que, de la expansión del maíz registrada en Estados Unidos entre 2008 y 2012, un 3 % fue a costa de bosques, un 8 % de monte bajo y un 2 % de humedales. Sin embargo, la bibliografía no recoge estimaciones de transformación de tierras a escala mundial.

Más del 80 % de la expansión mundial de la caña de azúcar tuvo lugar en Brasil entre 2008 y 2015. [Adami et al. 2012] señalaron que solo el 0,6 % de la expansión de la caña de azúcar ocurrida en el centro-sur de Brasil entre 2000 y 2009 se produjo en zonas boscosas. Aunque esta región representaba el 90 % de la expansión mundial de la caña de azúcar en ese periodo, se observa cierta expansión en otras regiones de Brasil no comprendidas en este estudio. [Sparovek et al. 2008] coincidieron en que la expansión de la caña de azúcar registrada en el periodo de 1996-2006 en el centro-sur de Brasil tuvo lugar, casi en su totalidad, en tierras de pasto o en otros cultivos; sin embargo, otro 27 % de la expansión se produjo en zonas «periféricas» alrededor y en el interior del bioma amazónico, en el nordeste y en el bioma forestal atlántico. En esas regiones periféricas, se observa una correlación entre la pérdida forestal por municipio y la expansión de la caña de azúcar. Sin embargo, el estudio no da una cifra de expansión en zonas boscosas. En consecuencia, no es posible cuantificar adecuadamente la deforestación causada por la caña de azúcar a partir de la bibliografía.

Utilizando un muestreo de plantaciones de aceite de palma en datos obtenidos por satélite, [Vijay et al. 2016] calcularon la fracción de expansión del aceite de palma en zonas boscosas entre 1989 y 2013, y documentaron los resultados por país. Si se ponen esas medias nacionales en relación con los incrementos de superficie nacional recolectada de aceite de palma entre 2008 y 2016, el 45 % de la expansión del aceite de palma a escala mundial se produjo en tierras que eran bosques en 1989. Este resultado resulta más fiable gracias a la observación de que sus resultados para Indonesia y Malasia se sitúan dentro del margen de los resultados de otros estudios que se centraron en estas regiones. Los datos suplementarios de [Henders et al. 2015] imputaron al periodo de 2008-2011 una media de 0,43 Mha/año de deforestación observada por la expansión del aceite de palma. Esto también representa el 45 % del incremento estimado de la superficie mundial plantada con aceite de palma en ese periodo. Varios estudios han analizado también la fracción de expansión del aceite de palma en turberas. Si se da la mayor importancia a los resultados de [Miettinen et al. 2012, 2016], que puede considerarse el estudio más avanzado en este ámbito, y se supone que no se drenan turberas para producir aceite de palma en el resto del mundo, se obtiene una estimación media ponderada interpolada del 23 % de expansión del aceite de palma en turberas para todo el mundo entre 2008 y 2011.

Dada la falta de estudios que proporcionen datos recientes a escala mundial, se combinaron datos procedentes de estudios y bases de datos de Brasil, otros países sudamericanos y el resto del mundo. En el caso de Brasil, los datos de expansión de la soja desde 2008 se han tomado de la base de datos brasileña IBGE-SIDRA y se han combinado con los datos de expansión en las zonas boscosas de El Cerrado [Gibbs et al. 2015], promediados para el periodo 2009-2013 en la Amazonia [Richards et al. 2017] y el resto de Brasil [Agroicone 2018]. [Graesser et al. 2015] ofrecen datos de expansión del cultivo en zonas boscosas de otros países latinoamericanos. En lo que respecta al resto del mundo, en los países que presentan las mayores expansiones de la soja desde 2008, es decir, India, Ucrania, Rusia y Canadá, la bibliografía parece preocuparse poco por la posibilidad de que el cultivo de la soja provoque deforestación directa. Por tanto, se supone que la expansión en los bosques del resto del mundo es de un 2 %. En consecuencia, se estima que la fracción media mundial de expansión de la soja en tierras con elevadas reservas de carbono es del 8 %.

La revisión de la bibliografía científica sobre la expansión de las zonas de producción de materias primas agrícolas en tierras con elevadas reservas de carbono ha puesto de manifiesto que ningún estudio único proporciona resultados para todas las materias primas utilizadas para la producción de biocarburantes, biolíquidos y combustibles de biomasa. Por el contrario, los estudios se centran normalmente en regiones específicas y cultivos específicos, muy especialmente en la soja y el aceite de palma, mientras que hay muy pocos datos para otros cultivos. Además, los distintos estudios no solo abarcan diferentes periodos de expansión de cultivos, sino que también aplican un planteamiento diferente al tiempo que transcurre entre la deforestación y la expansión del cultivo. Por tanto, un estudio que solo tenga en cuenta la cobertura del suelo durante uno o dos años antes de plantarse el cultivo atribuirá menor deforestación a ese cultivo que un estudio que tenga en cuenta la cobertura del suelo desde un periodo anterior. De este modo, es posible que se subestimen los efectos que tenga un cultivo para la deforestación porque, aunque las superficies deforestadas no se destinen de inmediato a la producción vegetal, puede que el objetivo final de utilizar esas tierras para la producción vegetal sea uno de los factores de deforestación más importantes. Siempre que ha sido posible, se han combinado los resultados de estos estudios regionales para obtener una estimación mundial de expansión de cada cultivo, como se resume a continuación.

Pueden ocurrir efectos indirectos cuando los pastizales o las tierras agrícolas anteriormente destinados a los mercados alimentarios y forrajeros se utilizan para producir combustibles a partir de biomasa. Seguirá siendo necesario satisfacer la demanda de alimentos y piensos, bien intensificando la producción actual, o bien incorporando tierras de uso no agrícola a la producción en otras zonas. En este último caso, los CIUT (transformación de tierras de uso no agrícola en tierras agrícolas para producir alimentos o piensos) pueden generar emisiones de GEI, especialmente si afectan a tierras con elevadas reservas de carbono, como bosques, humedales y turberas. Estas emisiones de GEI, que no se tienen en cuenta en los criterios de reducción de GEI establecidos en la DFER, pueden ser importantes, y pueden invalidar parte o la totalidad de las reducciones de emisiones de GEI que se consigan con determinados biocarburantes. Ello es debido a que cabe esperar que casi toda la producción de biocarburantes de 2020 proceda de cultivos plantados en tierras que podrían utilizarse para satisfacer la demanda de los mercados de alimentos y piensos.

Además, la DFER establece criterios vinculantes de reducción de gases de efecto invernadero y de sostenibilidad, que los biocarburantes y los biolíquidos, según la definición recogida en esta Directiva, deben cumplir para que puedan incluirse en el cómputo de los objetivos de energías renovables nacionales y de la UE y recibir ayudas públicas. Estos criterios definen zonas prohibidas (principalmente tierras con elevadas reservas de carbono o gran biodiversidad) que no pueden ser el origen de las materias primas utilizadas para producir biocarburantes y biolíquidos, y establecen requisitos mínimos de reducción de las emisiones de GEI que deben cumplirse mediante el uso de biocarburantes y biolíquidos en lugar de combustibles fósiles. Estos criterios han contribuido a limitar el riesgo de efectos directos del uso de la tierra asociado a la producción de biocarburantes y biolíquidos convencionales, pero no corrigen los efectos indirectos.

La Directiva también refuerza el marco europeo de sostenibilidad de la bioenergía, a fin de conseguir importantes reducciones de las emisiones de GEI y minimizar los impactos ambientales no deseados. En particular, introduce un nuevo procedimiento para reducir las emisiones generadas por cambios indirectos del uso de la tierra («CIUT») relacionados con la producción de biocarburantes, biolíquidos y combustibles de biomasa. Con este fin, la Directiva establece límites nacionales, que se reducirán gradualmente a cero a más tardar en 2030, para los biocarburantes, biolíquidos y combustibles de biomasa con riesgo elevado de CIUT («combustibles con riesgo elevado de CIUT») producidos a partir de cultivos alimentarios y forrajeros respecto a los que se observe una expansión significativa de la superficie de producción en tierras con elevadas reservas de carbono. Dichos límites afectarán a la cantidad de estos combustibles que se pueda tener en cuenta para calcular el porcentaje nacional mundial de energía renovable y el porcentaje de energías renovables en el transporte. Sin embargo, la Directiva introduce una exención de estos límites para los biocarburantes, biolíquidos y combustibles de biomasa certificados como de bajo riesgo de CIUT.

COMISIÓN EUROPEA Bruselas, 13.3.2019 COM(2019) 142 final ANEXOS

del INFORME DE LA COMISIÓN AL PARLAMENTO EUROPEO, AL CONSEJO, AL COMITÉ ECONÓMICO Y SOCIAL EUROPEO Y AL COMITÉ DE LAS REGIONES



sobre el estado de la expansión de la producción de cultivos alimentarios y forrajeros pertinentes en todo el mundo



ANEXO 1 revisión de la bibliografía sobre expansión de los cultivos en tierras con elevadas reservas de carbono Ámbito de aplicación En la presente revisión, realizada por el Centro Común de Investigación de la Comisión, se analizan y resumen los resultados más pertinentes de la bibliografía científica sobre la expansión de la superficie de producción de materias primas agrícolas en tierras con elevadas reservas de carbono, de acuerdo con la definición de la DFER II. Soja Solo hay un estudio revisado por homólogos que analiza la deforestación provocada por la soja a escala mundial, en un periodo de tiempo que comprende la deforestación a partir de 2008. [Henders et al. 2015] comenzaron con mediciones de deforestación interanual basadas en SIG en todas las regiones tropicales, y las imputaron a diferentes factores, como la expansión de la soja y el aceite de palma, de acuerdo con una revisión exhaustiva de la bibliografía regional (dicha revisión se detalla en su información complementaria). Sin embargo, sus datos únicamente abarcan el periodo 2000-2011. Estimación del CCI del porcentaje de deforestación en la expansión de la soja en Brasil Amazonia El Cerrado Resto de Brasil Porcentaje de expansión de la soja en Brasil 2008-2017 11 % 46 % 44 % Porcentaje de expansión en bosques 5 % 14 % 3 % MEDIA PONDERADA BRASILEÑA de expansión en bosques 8,2 % Dada la falta de estudios que contengan datos recientes a escala mundial, se han combinado datos de Brasil, de otros países sudamericanos y del resto del mundo. En el caso de Brasil, los datos de expansión de la soja desde 2008 se han tomado de la base de datos brasileña IBGE-SIDRA y se han combinado con los datos de expansión en las zonas boscosas de El Cerrado [Gibbs et al. 2015], promediados para el periodo 2009-2013 en la Amazonia [Richards et al. 2018] y el resto de Brasil [Agroicone 2018]. El resultado es una media ponderada de expansión en zonas boscosas del 10,4 %: Esto se ha combinado con las cifras de Argentina, Paraguay, Uruguay y Bolivia y el resto del mundo, como sigue: Estimación del CCI del porcentaje medio de expansión de la soja en zonas boscosas de América Latina 2008-2017 Brasil Argentina Paraguay Uruguay Bolivia Porcentaje de expansión de la soja en América Latina 67 % 19 % 7 % 5 % 2 % Porcentaje en bosques 8,2 % 9 % 57 % 1 % 60 % Porcentaje medio en bosques de América Latina 14 % ESTIMACIÓN DEL PORCENTAJE MEDIO DE EXPANSIÓN DE LA SOJA EN ZONAS BOSCOSAS DEL MUNDO Fracción de la expansión mundial de la soja en América Latina 53 % Porcentaje de expansión asumido en bosques del resto del mundo 2 % Fracción media mundial de expansión de la soja en bosques 8 % En el caso de los demás países de América Latina, los únicos datos cuantitativos que se han encontrado son los de [Graesser et al. 2015], que midieron la expansión de todos los cultivos herbáceos en bosques. En lo que respecta al resto del mundo, en los países donde se ha observado mayor expansión de la soja desde 2008, es decir, India, Ucrania, Rusia y Canadá, se han encontrado escasas pruebas de que el cultivo de la soja provoque deforestación directa. Por tanto, se supone que la expansión en los bosques del resto del mundo es de tan solo un 2 %. En consecuencia, se estima que la fracción media mundial de expansión de la soja es del 8 %. Comparación con otras revisiones recientes

La mayoría de los datos relativos a la deforestación causada por la soja es anterior a la moratoria de la soja de 2008 en Brasil y, por tanto, no es pertinente para la estimación actual. Un estudio encargado por Transporte y Medio Ambiente [Malins 2018] revisa detenidamente los datos regionales de expansión de la soja y deforestación, y concluye que al menos el 7 % de la expansión mundial de la soja desde 2008 se produjo en zonas boscosas. Sin embargo, utiliza distintos años para las fracciones de expansión de la soja y no utiliza los datos y resultados de [Agricone 2018] y [Richards et al. 2017]. Un estudio encargado por Sofiproteol [LCAworks 2018] incluye también una revisión de la bibliografía regional sobre deforestación causada por la soja en el mundo en el periodo de 2006-2016. Su conclusión es que el 19 % de la expansión mundial de la soja se ha producido en bosques. Sin embargo, no está claro en qué basan su hipótesis relativa a la expansión en bosques del «resto de Brasil», y a veces confunden «suelo natural» con bosques. Además, en el cálculo de las medias, ponderan los datos regionales de soja con la producción regional total de soja, en lugar de con la superficie de expansión. Por tanto, la cifra del 19 % no se puede considerar muy sólida. Agroicone preparó un documento para la Comisión en el que se cita un trabajo inédito realizado por Agrosatélite en 2018 que refleja una enorme reducción de la fracción de bosques en la expansión de la soja en El Cerrado (especialmente en el área de Matipoba) en el periodo de 2014-2017, del 23 % en 2007-2014 al 8 % en 2014-2017. Aceite de palma Utilizando un muestreo de plantaciones de aceite de palma en datos obtenidos por satélite, [Vijay et al. 2016] calcularon la fracción de expansión del aceite de palma en zonas boscosas entre 1989 y 2013, y documentaron los resultados por país. Al poner esas medias nacionales en relación con los incrementos de superficie nacional recolectada de aceite de palma entre 2008 y 2016, el estudio determinó que, a escala mundial, el 45 % de la expansión del aceite de palma se había producido en tierras que eran bosques en 1989. Los datos suplementarios de [Henders et al. 2015] imputaron al periodo de 2008-2011 una media de 0,43 Mha/año de deforestación observada por la expansión del aceite de palma. Esto representa el 45 % del incremento estimado de la superficie mundial plantada para producir aceite de palma en ese periodo . En un estudio mundial realizado para la Comisión Europea, [Cuypers et al. 2013] atribuyeron la deforestación medida a diferentes factores, como las talas, el pastoreo y diversos cultivos, a escala nacional. Sus resultados implican que el 59 % de la expansión del aceite de palma estaba vinculado a la deforestación entre 1990 y 2008.



Comparación de estudios regionales de Indonesia y Malasia Porcentaje estimado de expansión en bosques Años Malasia Indonesia Resto del mundo Porcentaje de expansión mundial de la palma 2008-2015 2008-2015 15 % 67 % 17 % Península de Malasia Borneo malayo Borneo indonesio Resto de Indonesia Porcentaje de expansión nacional 2008-2015 2008-2015 19 % 81 % 77 % 23 % Gaveau et al. 2016 2010-2015 75 % 42 % Abood et al. 2015 2000-2010 >36 % SARvision 2011 2005-2010 52 % Carlson et al. 2013 2000-2010 70 % Gunarso et al. 2013 2005-2010 >6 % Gunarso et al. 2013 2005-2010 47 % 37-75 % Austin et al. 2017 2005-2015 >20 % Vijay et al. 2016 2013 40 % 54 % 13 % Vijay et al. 2016 2013 45 % [Abood et al. 2015] observaron que la deforestación de 1,6 millones de hectáreas ocurrida en Indonesia entre 2000 y 2010 tuvo lugar en concesiones otorgadas a productores industriales de aceite de palma. Esto representa el 36 % de la expansión total de la superficie plantada con aceite de palma en ese periodo, según las cifras del Gobierno indonesio. En el mismo periodo, [Carlson et al. 2013] estimaron un mayor porcentaje de deforestación: 1,7 Mha de pérdida forestal en concesiones de aceite de palma en el Borneo indonesio; alrededor del 70 % de la expansión de la superficie recolectada en esa región [Malins 2018]. En un informe posterior, [Carlson et al. 2018] documentaron una pérdida forestal de 1,84 Mha en las concesiones de aceite de palma del Borneo indonesio y de 0,55 Mha en Sumatra, durante el periodo de 2000-2015. [SARvision 2011] señaló que, entre 2005 y 2010, se talaron 865 000 hectáreas de bosques dentro de los límites de las concesiones conocidas de aceite de palma de Sarawak, la provincia malaya de Borneo donde mayor es la expansión del aceite de palma. Esto corresponde aproximadamente a la mitad del incremento de la superficie recolectada de aceite de palma en ese periodo . [Gaveau et al. 2016] cartografiaron el solape de la deforestación con la expansión de las plantaciones industriales (es decir, las que no son pequeñas explotaciones) de aceite de palma en Borneo, a intervalos quinquenales entre 1990 y 2015. Señalan que la gran mayoría de las plantaciones de aceite de palma de Borneo eran bosques en 1973; si se limita el intervalo de tiempo transcurrido entre la tala y la plantación de aceite de palma, se obtienen fracciones de deforestación menores. Sus resultados revelan que alrededor del 42 % de la expansión de las plantaciones industriales de aceite de palma en el Borneo indonesio entre 2010 y 2015 se produjo en tierras que eran bosques hacía tan solo cinco años; en el caso del Borneo malayo, esta cifra es de aproximadamente un 75 %. Este estudio aplicó una definición de bosque más restringida que la DFER II, por la que se consideran solo los bosques con una cubierta de copas superior al 90 %, y no se tienen en cuenta los bosques secundarios (es decir, bosque y monte bajo replantado después de talas o incendios históricos). En un informe posterior, [Gaveau et al. 2018] revelaron que, en el periodo de 2008-2017, el 36 % de la expansión de las plantaciones industriales del Borneo indonesio (el 88 % de las cuales eran de aceite de palma) se produjo en bosques vírgenes talados ese mismo año, mientras que la media fue del 69 % en el Borneo malayo. En el Borneo indonesio, la tasa de deforestación causada por las plantaciones en distintos años presenta una correlación muy estrecha con el precio del aceite de palma crudo en la temporada anterior, mientras que esta correlación es menor en el Borneo malayo, lo que indica una planificación centralizada de la deforestación a más largo plazo. Los resultados demostraron que la tasa de expansión del aceite de palma se ha reducido desde que alcanzó su cota máxima en 2009-2012, mientras que la fracción de la misma que se produce en zonas boscosas permaneció estable. [Gunarso et al. 2013] analizaron las variaciones de cobertura del suelo relacionadas con la expansión del aceite de palma en Indonesia y Malasia para la Mesa Redonda sobre el Aceite de Palma Sostenible (RSPO, por sus siglas en inglés). Las variaciones más recientes documentadas en este estudio se refieren a superficies de aceite de palma que se plantaron entre 2005 y 2010. Reflejan el porcentaje de esta superficie que estaba en diversas categorías de uso del suelo en 2005. Añadiendo las categorías que cumplirían inequívocamente la definición de bosque de la Directiva, se obtuvo un mínimo del 37 % de expansión en bosques para toda Indonesia. Sin embargo, otras categorías de uso del suelo documentadas incluyen el monte bajo (que principalmente son bosques degradados, según el informe), que también cumplirían la definición de bosque recogida en la Directiva con carácter general. Esta es una categoría muy amplia en Indonesia, ya que los bosques cercanos a las plantaciones suelen degradarse por incendios forestales años antes de que la plantación se expanda a esas tierras. Si se computan estos tipos de uso anterior del suelo como bosques (como puede haber sido el caso en el año 2000), el porcentaje total de deforestación de Indonesia en 2005-2010 se eleva al 75 %, con lo que se confirman de forma aproximada los resultados de [Carlson 2013]. En el caso de Malasia, [Gunarso et al. 2013] señalaron que, entre 2006 y 2010, el 34 % de la expansión del aceite de palma se produjo directamente en bosques. Sin embargo, también documentaron una expansión considerable en «suelo desnudo» en 2006, y supusieron que parte de ese suelo estaba desnudo porque era bosque en proceso de transformación. En la información suplementaria, se observa que más de una tercera parte del suelo que estaba desnudo en 2006 era bosque seis años antes, lo que indica que es probable que hayan sido zonas boscosas taladas en preparación para la plantación. Si se incluyen estas zonas boscosas, la fracción de expansión del aceite de palma vinculada a la deforestación se elevaría al 47 % en Malasia. En lugar de utilizar imágenes por satélite para identificar la cobertura del suelo que existía anteriormente en las tierras donde se produjo la expansión de las plantaciones de aceite de palma indonesias, [Austin et al. 2017] consultaron los mapas de usos del suelo editados por el Ministerio de Medio Ambiente y Silvicultura de Indonesia. Observaron que solo el 20 % de las tierras utilizadas para la expansión del aceite de palma industrial en 2005-2015 habían sido clasificadas como «bosques» en esos mapas cinco años antes. Su definición de bosque especifica una cubierta de copas superior al 30 % (en lugar de superior al 10 %, como en la Directiva), y no incluye el monte bajo, que a veces se consideraría bosque de acuerdo con la definición de la Directiva. Otro 40 % de la expansión del aceite de palma se produjo en categorías de uso del suelo que incluían monte bajo. Por estas razones, se considera probable que la cifra del 20 % de expansión en zonas boscosas que ofrecen [Austin et al. 2017] para el periodo de 2010-2015 sea una estimación insuficiente para los fines del presente informe.

Estimación del CCI del porcentaje de expansión del aceite de palma en zonas boscosas para el resto del mundo año de expansión América Latina África resto de Asia Porcentaje de expansión mundial del aceite de palma 2008-2015 2008-2015 9 % 3 % 5 % Furumo y Aide 2017 2001-2015 20 % Maaijard et al. 2018 6 % Vijay et al. 2016 2013 21 % 6 % 4 % media ponderada del resto del mundo 2013 13 % Como puede verse en el cuadro, los porcentajes de expansión en zonas boscosas son menores en el resto del mundo. Ponderando los resultados de América Latina, África y el resto de Asia (salvo Indonesia y Malasia), se obtiene una media del 13 % de expansión de las plantaciones de aceite de palma en zonas boscosas. En general, teniendo en cuenta los resultados de los estudios regionales de expansión del aceite de palma en tierras con elevadas reservas de carbono de Malasia e Indonesia y las pruebas de dicha expansión en el resto del mundo, se puede considerar que el 45 % de media mundial de expansión del aceite de palma en zonas boscosas propuesto por [Vijay et al. 2016] es una buena estimación. Fracción de expansión del aceite de palma en turberas [Abood et al. 2014] observaron que el 21 % de las concesiones conocidas de aceite de palma en Indonesia estaban situadas en turberas, y el 10 % en turba profunda (>3 metros), donde se supone que está prohibido el drenaje en virtud de un decreto del Gobierno indonesio de 1990. Entre 2000 y 2010, registraron una pérdida de 535 kha de bosques pantanosos de turba en concesiones de aceite de palma indonesias, lo que representa el 33 % de la expansión del aceite de palma en concesiones. [Miettinen et al. 2012, 2016] analizaron imágenes de alta resolución obtenidas por satélite para rastrear la propagación de plantaciones de palma madura en turberas a intervalos entre 1990 y 2015. Utilizaron el Archivo Digital Europeo de Mapas de Suelos del CCI para identificar zonas de turba y documentar que, entre 2007 y 2015, las plantaciones de aceite de palma aumentaron en 1089 kha en turberas indonesias y 436 kha en turberas malayas. Si se divide por el incremento de la superficie de palma madura en ese periodo de tiempo , se obtiene un 24 % de expansión del aceite de palma en turberas en Indonesia y un 42 % en Malasia. En relación con el último periodo documentado, 2010-2015, las cifras correspondientes son del 25 % y el 36 %. El Consejo del Aceite de Palma de Malasia publicó un estudio del aceite de palma [Omar et al. 2010] basado en la identificación de los cultivos de aceite de palma por SIG, y un mapa de suelo del Ministerio de Agricultura malayo. Ambos reflejan que el porcentaje de cultivo de palma en turba en Malasia pasó del 8,2 % en 2003 al 13,3 % en 2009 (313 kha y 666 kha respectivamente). En el mismo periodo, sus datos revelan que la superficie total de aceite de palma pasó de 3 813 kha a 5 011 kha, por lo que la fracción de esa expansión en turba fue del 30 %. [SARvision 2011] señaló que, entre 2005 y 2010, se talaron 535 000 hectáreas de bosques de turba dentro de los límites de las concesiones conocidas de aceite de palma de Sarawak, la provincia malaya donde mayor es la expansión del aceite de palma. Esto corresponde a un 32 % del incremento de la superficie recolectada de aceite de palma en ese periodo . En esta cifra no se incluye la pérdida de bosques de turba por aceite de palma fuera de los límites de las concesiones, como tampoco la transformación de turberas que no estaban arboladas en el momento de transformarse. [Gunarso et al. 2013] documentan una fracción anormalmente baja de expansión del aceite de palma en turba en Malasia (solo un 6 % entre 2000 y 2010, según su información suplementaria). Esta estimación es mucho más baja que cualquier otra, incluso de fuentes malayas, por lo que no se computó . En Indonesia, los datos suplementarios de [Gunarso et al. 2013] revelan que un 24 % de la expansión del aceite de palma entre 2005 y 2010 se produjo en pantanos de turba, y esta cifra apenas se eleva al 26 % si se incluye la transformación de pantanos de turba a través de «suelo desnudo». [Austin et al. 2017] señalan que la fracción de la expansión indonesia del aceite de palma en turba se mantuvo en aproximadamente el 20 % en todos los periodos de tiempo analizados (1995-2015), sin ninguna corrección relativa al «suelo desnudo». La razón por la que Austin obtiene resultados menores que otros es por que utiliza el mapa de turba «BBSDLP» del Ministerio de Agricultura indonesio (H. Valin, comunicación privada, 5 de diciembre de 2018). Este mapa BBSDLP no incluye zonas con menos de 0,5 m de profundidad de turba , y este es en parte el motivo por el que muestra un 13,5 % menos de superficie de turba que los mapas de Wetlands International, que probablemente subestiman la superficie de turba entre un 10 % y un 13 %, de acuerdo con estudios realizados sobre el terreno. [Hooijer y Vernimmen 2013]. No se dispone de datos cuantitativos de la fracción de expansión de la palma en turberas del resto del mundo. Entre 2008 y 2015, el 9 % de la expansión del aceite de palma se produjo en América Latina, el 5 % en el resto de Asia y el 3 % en África. Existen considerables zonas de turba tropical en América del Sur, sobre todo en Perú, Bolivia, Venezuela y a lo largo del Amazonas, pero no son zonas de producción significativa de aceite de palma. Sin embargo, el mayor pantano de turba tropical del mundo está en la cuenca del Congo. Allí ya existe al menos una enorme concesión de aceite de palma, de 470 kha (p. ej., el 10 % de toda la superficie de aceite de palma de Malasia) y el 89 % de la misma está en turba [Dargie et al. 2018]. Se teme que, a medida que se ralentice el crecimiento de la producción en los países del Sureste Asiático, aumente la inversión en el desarrollo de aceite de palma en turberas de África y América Latina. Si se ponderan al máximo los resultados de [Miettinen et al. 2012, 2016], que puede considerarse la bibliografía científica más avanzada en este ámbito, y se supone que no se drenan turberas para producir aceite de palma en el resto del mundo, se obtiene una estimación media ponderada interpolada del 23 % de expansión del aceite de palma en turberas de todo el mundo entre 2008 y 2011. Caña de azúcar Más del 80 % de la expansión mundial de la caña de azúcar tuvo lugar en Brasil entre 2008 y 2015.

[Cuypers et al. 2013] estimaron que el 36 % de la expansión mundial de la caña de azúcar entre 1990 y 2008 se produjo en tierras que anteriormente eran bosques. Sin embargo, es probable que esta estimación sea excesiva para los fines del análisis: la deforestación se repartió entre la silvicultura, la expansión de los pastos y la expansión de diferentes cultivos a escala nacional. Se atribuyó poca deforestación a las tierras de pastos, ya que apenas mostró ninguna expansión neta; por el contrario, la caña de azúcar se expandió en gran medida y, por lo tanto, recibió una asignación importante de la deforestación nacional. Sin embargo, las regiones de Brasil donde más se expandió la caña de azúcar no se solapan con zonas con alta deforestación, y esto no se tuvo en cuenta en el análisis de [Cuypers et al. 2013]. [Adami et al. 2012] señalaron que solo el 0,6 % de la expansión de la caña de azúcar ocurrida en el centro-sur de Brasil entre 2000 y 2009 se produjo en zonas boscosas. Aunque esta región representaba el 90 % de la expansión mundial de la caña de azúcar en ese periodo, se observa cierta expansión en otras regiones de Brasil no comprendidas en este estudio. [Sparovek et al. 2008] coincidieron en que la expansión de la caña de azúcar registrada en el periodo de 1996-2006 en el centro-sur de Brasil tuvo lugar, casi en su totalidad, en tierras de pasto o en otros cultivos (ya que quedan muy pocos bosques en esta región); sin embargo, otro 27 % de la expansión se produjo en zonas «periféricas» alrededor y en el interior del bioma amazónico, en el nordeste y en el bioma forestal atlántico. En estas regiones periféricas, se observa una correlación entre la pérdida forestal por municipio y la expansión de la caña de azúcar. Sin embargo, el estudio no da ninguna cifra del porcentaje de expansión en zonas boscosas. En consecuencia, no es posible cuantificar adecuadamente la deforestación causada por la caña de azúcar a partir de la bibliografía. Maíz Normalmente, no se piensa en los cereales como causantes de deforestación, porque la mayor parte de la producción tiene lugar en zonas templadas donde la deforestación suele ser escasa. Sin embargo, el maíz es también un cultivo tropical, que a menudo se produce en pequeñas explotaciones, y que también se suele rotar con soja en grandes explotaciones. Y una parte desproporcionada de la expansión del maíz ocurre en regiones tropicales donde la deforestación es más común e intensiva en carbono. La expansión en China se concentró en las tierras marginales del nordeste del país [Hansen 2017], que se supone que son fundamentalmente pastizales esteparios, más que zonas boscosas. A la expansión en Brasil y Argentina se le podría imputar el mismo porcentaje de deforestación que a la soja en Brasil. [Lark et al. 2015] observaron que, de la expansión del maíz registrada en Estados Unidos entre 2008 y 2012, un 3 % fue a costa de bosques, un 8 % de monte bajo y un 2 % de humedales. No obstante, es difícil realizar una estimación de escala mundial sin mirar con detalle lo que ocurre en cada país.



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Nuestro análisis de deforestación se basó en los mapas publicados de pérdida anual de cubierta forestal en el mundo, realizados a partir de las observaciones del satélite Landsat y disponibles en Global Forest Watch para los años 2001 a 2017. Los datos de pérdida de cubierta forestal están disponibles con una resolución de 30 metros, o un tamaño de píxel de 0,09 hectáreas. Los datos originales de pérdida de cubierta forestal de Hansen et al. (2013) no distinguen la transformación permanente (es decir, la deforestación) de la pérdida temporal de árboles causada por la silvicultura o por incendios forestales. Por tanto, en este análisis solo hemos incluido el subconjunto de píxeles con pérdida de cubierta forestal que se inscribían en zonas donde predominaba la deforestación causada por materias primas agrícolas, cartografiadas con una resolución de 10 kilómetros por Curtis et al. (2018) . Por tanto, las zonas en las que predominan otros factores, como la silvicultura o los cultivos nómadas, quedaron excluidas del análisis. Dentro de la clase de deforestación causada por materias primas agrícolas, solo los píxeles con un porcentaje de cubierta forestal superior al 10 % se incluyeron en el análisis, definiéndose el «porcentaje de cubierta forestal» como la densidad de la cubierta de copas de la superficie en el año 2000. Dados los criterios específicos incluidos en la DFER II (véanse las letras «b» y «c» en el apartado de «Contexto»), los resultados del análisis se dividieron en deforestación durante los años 2008 a 2015 ocurrida en zonas con una cubierta forestal superior al 30 % y en zonas con una cubierta forestal del 10 % al 30 %. Curtis et al. (2018) señalan que pueden existir varios factores de pérdida forestal en un paisaje determinado en un momento dado, y que el factor dominante puede variar a lo largo de los 15 años de duración del estudio; su modelo solo asignaba un factor dominante que contribuía a la mayor parte de la pérdida de cubierta forestal ocurrida en ese paisaje durante el periodo de estudio. Una premisa de este análisis fue que toda la pérdida de cubierta forestal ocurrida en las áreas donde predominaba la deforestación causada por materias primas agrícolas se debía a la expansión de nuevas superficies agrícolas. Esta premisa tendía a sobreestimar el efecto de los cultivos de materias primas agrícolas en esos píxeles. Por otra parte, también puede ocurrir que la agricultura se expanda en zonas donde predominen los cultivos nómadas o la silvicultura, otras clases del mapa de Curtis et al. (2018) que quedaron excluidas de nuestro análisis. Esto implica que este método podría subestimar la deforestación causada por los cultivos. Sin embargo, las huellas de los nueve cultivos incluidos en este análisis correspondían principalmente a la clase de deforestación causada por materias primas agrícolas y, por tanto, se estableció la premisa de que las superficies de cultivo ajenas a esta clase tenían pequeñas relaciones en lo que respecta a la superficie (véase la sección «Modelo de asignación de cultivos») y, de este modo, la contribución de estas superficies a los totales finales debía ser pequeña. Datos de turberas La extensión de las turberas se definió utilizando los mismos mapas que Miettinen et al. 2016, que cartografiaron los cambios de cobertura del suelo entre 1990 y 2015 en las turberas de la Malasia peninsular, Sumatra y Borneo. En relación con Sumatra y Kalimantan, Miettinen et al. (2016) incluyeron la turba que recogían los atlas de turberas de Wetlands International a una escala de 1:700 000 (Wahyunto et al. 2003, Wahyunto et al. 2004), donde la turba se definía de la forma siguiente: «suelo formado por la acumulación durante un largo periodo de tiempo de materia orgánica, como residuos vegetales». El suelo de turba está generalmente encharcado o inundado todo el año salvo que se realicen drenajes. Como se explica en Wahyunto y Suryadiputra (2008), los atlas de turberas recopilaron datos de diversas fuentes que utilizaron principalmente imágenes (de satélites, radares y fotografías aéreas), así como mapas topográficos y edafológicos, para cartografiar la distribución de la turba. En relación con Malasia, se utilizaron los datos de turba del Archivo Digital Europeo de Mapas de Suelos (Selvaradjou et al. 2005). Se realizó un análisis específico de la deforestación causada por la expansión del aceite de palma en suelos de turba debido a la importancia que tiene la turba en el uso del suelo total y la huella de GEI de este cultivo biocarburante. Utilizando los datos de expansión del aceite de palma industrial de Miettinen et al. 2016, se calculó la pérdida de cubierta forestal ocurrida antes del año de expansión conocida del aceite de palma entre 2008 y 2015. Datos de emisiones de GEI Las emisiones generadas por la deforestación desde el año 2008 se estimaron como la pérdida de carbono de la reserva de biomasa aérea. Las emisiones se expresan en megatoneladas de dióxido de carbono (Mt CO2). Las emisiones generadas por la pérdida de biomasa aérea se calcularon superponiendo el mapa de pérdida de cubierta forestal (entre 2008 y 2015) a un mapa de biomasa aérea leñosa viva en el año 2000. El mapa de biomasa, producido por el Woods Hole Research Center a partir de observaciones terrestres y vía satélite, está disponible en Global Forest Watch. Se estableció la premisa de que toda la pérdida de biomasa correspondía a emisiones atmosféricas «comprometidas» tras las talas, aunque existen demoras asociadas a algunas causas de pérdida forestal. Las emisiones son estimaciones «brutas» más que «netas», lo que significa que no se consideró el uso del suelo tras las talas, y su correspondiente valor de carbono. La fracción de carbono de la biomasa aérea se estableció en 0,5 (IPCC 2003) y el carbono se convirtió en dióxido de carbono aplicando un factor de conversión de 44/12, o 3,67. Una ventaja de utilizar un mapa de biomasa forestal basado en píxeles con valores continuos, en lugar de asignar valores categóricos de reservas de carbono a diferentes tipos de cobertura del suelo (p. ej., bosque, monte bajo, valores IPCC Nivel 1, etc.), es que los datos utilizados para estimar la pérdida de biomasa son completamente independientes de la elección del mapa de cobertura del suelo utilizado para estimar los cambios en la cobertura del suelo. Las emisiones relacionadas con otras reservas de carbono, como la biomasa subterránea (raíces), la madera muerta, la hojarasca y el carbono del suelo —inclusive la descomposición de la turba o los incendios— quedaron excluidas del análisis. Alcance del análisis El alcance del análisis mundial se definió superponiendo el mapa de deforestación causada por materias primas agrícolas (Curtis et al. 2018) a los cultivos de interés para los biocarburantes (aceite de palma, coco, trigo, colza, maíz, soja, remolacha azucarera, girasol y caña de azúcar). En el análisis, se tuvieron en cuenta únicamente los píxeles que estuvieran incluidos en uno de los nueve cultivos de interés y en contacto con la clase de deforestación causada por materias primas agrícolas. Modelo de asignación de cultivos La totales de deforestación y emisiones en un determinado píxel de un kilómetro se asignaron a diferentes cultivos biocarburantes de interés en la proporción de cada cultivo presente en el píxel («cultivo X», p. ej., soja) y en relación con la superficie total de tierra agrícola contenida en el píxel, definida aquí como la suma de tierras de cultivo y tierras de pastizal. De este modo, la contribución relativa de cada cultivo biocarburante a la huella agrícola total del píxel sirvió de base para asignarle su huella correspondiente de deforestación y emisiones de GEI. Dado que no se disponía de un mapa sistemático y actualizado a escala global de la superficie agrícola desagregada por tipo de cultivo, seguimos dos pasos para aproximar el rol relativo de cada cultivo biocarburante de interés en la deforestación y las emisiones de un lugar determinado (ecuación 1). En el primer paso, utilizamos los datos del cultivo del último año disponible (MapSPAM, año 2005) para calcular la relación del cultivo X con la superficie total del cultivo en un píxel. En el segundo paso, utilizamos los datos de EarthStat (año 2000) para calcular la relación de la superficie total del cultivo con la superficie total de cultivo+pastos en un píxel (se utilizaron datos de Earthstat porque MapSPAM no incluye mapas de pastizales, y la expansión de las tierras de pasto también influye en la dinámica de deforestación). Combinando estos dos pasos pudimos aproximar la contribución relativa del cultivo X a la huella agrícola total en un píxel determinado, si bien utilizando diferentes fuentes de datos de diferentes periodos de tiempo. Ecuación 1: Cálculos finales Una vez creados los mapas de asignación de cada cultivo de interés para biocarburantes, multiplicamos los totales de deforestación y emisiones de GEI por la proporción del cultivo X en cada píxel de un kilómetro, y calculamos las estadísticas resumidas mundiales desagregadas por deforestación y emisiones ocurridas en tierras con una cubierta de copas superior al 30 % y en tierras con una cubierta de copas del 10 % al 30 %. Los resultados del SIG muestran la deforestación observada durante los ocho años naturales del periodo 2008-2015, asociada a distintos cultivos. Para determinar el porcentaje de expansión del cultivo asociado a deforestación, se dividió la superficie total deforestada durante estos años por el incremento correspondiente de superficie cultivada. Para tener en cuenta que un cultivo puede seguir provocando deforestación incluso si se expande en algunos países aunque se reduzca su superficie total mundial, se calcularon los porcentajes a partir del incremento bruto de la superficie mundial del cultivo, que es la suma de los incrementos de la superficie de ese cultivo en los países donde no se ha reducido. Además, los datos de superficie recolectada se ajustaron para obtener información de superficie plantada: en relación con los cultivos anuales, se presupone que el incremento de superficie cultivada es igual al incremento de la superficie recolectada. En el caso de los cultivos (semi)permanentes, se tuvo en cuenta la fracción de la superficie del cultivo que no se recolecta porque las plantas todavía no han alcanzado la madurez. La caña de azúcar necesita replantarse cada cinco años, pero solo se recolecta cuatro veces, ya que todavía está inmadura al cabo del primer año. El aceite de palma se replanta cada 25 años y da fruto en los 22 últimos años.