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ECOSSISTEMAS DE CARBONO AZUL E AS SINERGIAS ENTRE MEDIDAS DE
MITIGAÇÃO E ADAPTAÇÃO ÀS MUDANÇAS CLIMÁTICAS E EVENTOS
EXTREMOS: O CASO DOS MANGUEZAIS DA BAÍA DE SEPETIBA - RJ
Natália Barbosa de Carvalho
Tese de Doutorado apresentada ao Programa de
Pós-graduação em Planejamento Energético,
COPPE, da Universidade Federal do Rio de
Janeiro, como parte dos requisitos necessários à
obtenção do título de Doutora em Planejamento
Energético.
Orientadores: Marcos Aurélio Vasconcelos de
Freitas
Luiz Fernando Loureiro Legey
Rio de Janeiro
Outubro de 2020
ECOSSISTEMAS DE CARBONO AZUL E AS SINERGIAS ENTRE MEDIDAS DE
MITIGAÇÃO E ADAPTAÇÃO ÀS MUDANÇAS CLIMÁTICAS E EVENTOS
EXTREMOS: O CASO DOS MANGUEZAIS DA BAÍA DE SEPETIBA - RJ
Natália Barbosa de Carvalho
TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DO INSTITUTO ALBERTO LUIZ
COIMBRA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA DE ENGENHARIA (COPPE) DA
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS
REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR EM
PLANEJAMENTO ENERGÉTICO.
Orientadores: Prof. Marcos Aurélio Vasconcelos de Freitas, D.Sc.
Prof. Luiz Fernando Loureiro Legey, D.Sc.
Aprovada por: Prof. Marcos Aurélio Vasconcelos de Freitas, D.Sc.
Prof. Luiz Fernando Loureiro Legey, D.Sc.
Prof. Paulo Cesar Rosman, D.Sc.
Prof. Marcos Sebastião de Paula Gomes, PhD.
Prof. Amaro Olímpio Pereira Junior, D.Sc.
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
OUTUBRO DE 2020
iii
Carvalho, Natália Barbosa
Ecossistemas de carbono azul e as sinergias entre
medidas de mitigação e adaptação às mudanças climáticas
e eventos extremos: o caso dos manguezais da baía de
Sepetiba - RJ./ Natália Barbosa de Carvalho. – Rio de
Janeiro: UFRJ/COPPE, 2020.
XVIII, 265 p.: il.; 29,7 cm.
Orientadores: Marcos Aurélio V. de Freitas
Luiz Fernando L. Legey
Tese (doutorado) – UFRJ/ COPPE/ Programa de
Planejamento energético, 2020.
Referências Bibliográficas: p. 266-339.
1.Carbono azul. 2. Aquecimento global 3. Emissão de
gases de efeito estufa. 4. Manguezal 5. Conservação. 6.
Restauração. 7. Mitigação. 8. Adaptação. 9. Serviço
ecossistêmicos. I. Freitas, Marcos Aurélio Vasconcelos de
et al. II. Universidade Federal do Rio de Janeiro, COPPE,
Programa de Planejamento Energético. III. Título.
iv
À minha avó Myriam de Pinho Barbosa de Carvalho “In memoriam”
(1926 – 2020)
v
AGRADECIMENTOS
Ao professor, orientador, chefe, amigo, Marcos A. V. de Freitas pela confiança,
paciência, conselhos e aprendizados diários ao longo de todos esses anos e para a
realização desse trabalho. Agradeço ainda pela referência profissional, que me motivou
ingressar no PPE.
Ao professor Luiz Fernando L. Legey, pelo aceite na orientação desta tese,
sempre claro, objetivo, sincero. Sua participação determinou algumas decisões de
caminhos a serem tomados.
Em muito agradeço também aos professores que aceitaram o convite para
participar da banca, prof. Paulo Cesar Rosman, prof. Marcos Sebastião de Paula Gomes
e prof. Amaro Pereira, pelo interesse e pronta disponibilidade.
Também agradeço ao meu colega de graduação, mestrado e doutorado, o Pós-
doutorando Daniel Berredo, que ao longo da elaboração desse estudo me deu bons
concelhos e teve sempre boa vontade de sanar minhas dúvidas. Obrigada por tudo:
comentários, contribuições, reflexões, mapas de presente, referências bibliográficas e
textos enviados pelo celular.
À minha amigam, confidente e braço-direito no trabalho, Camila Rizzine, que
sem dúvida é a pessoa que mais compreende como e porque o trabalho seguiu
determinados rumos e se transformou nesta tese. Preciso destacar especialmente sua
parceria essencial na análise dos serviços ecossistêmicos, que deu origem item 6.3 desta
tese. Então, cada momento ao seu lado (literalmente) foi de extrema importância.
À Dra. Maria Silvia Muylaert, pelo convite para trabalhar no IPCC ao seu lado,
cujos os estudos, leituras e produção de relatórios levaram ao tema de reestruturação
dessa tese. Também agradeço pela sua paciência, conselhos e fornecimento de material
bibliográfico.
Agradeço também aos meus colegas de trabalho do IVIG, Luiz e Cynara, pela
paciência e todo suporte na convecção dos mapas presentes nessa tese.
Aos demais colegas de trabalho do IVIG, presentes praticamente todos os dias
na minha vida durante os últimos anos, pelas trocas de experiências, cafezinhos,
conselhos de vida e tiveram a maior paciência comigo enquanto eu só falava em tese.
vi
Aos meus pais, Rosa e Hildebrando, que me deram todo o suporte de ensino,
apoiaram minha decisão de fazer doutorado e sempre acreditaram no meu potencial.
Agradeço aos maravilhosos amigos de caminhada do PPE e UFRJ, com os quais
convivo a anos, e sempre respeitaram minhas ausências, torcendo por mim: Cynthia,
Eveline, Vivi, Mari, Carol, Pat, Nana, Clarinha, Luiza e tantas outras. Se tornaram
amigos para a vida toda e servem de exemplo, tanto profissional como pessoal.
Agradeço à CAPES, no âmbito do Programa Ciências do Mar – Edital 43/2013,
Ciências do Mar, pelo apoio financeiro fundamental para a conclusão desse trabalho.
Por fim, agradeço a todos que de algum modo ajudaram, apoiaram, incentivaram
ou acreditaram em mim, saibam que a contribuição todos foi fundamental para a
realização desta tese.
vii
Resumo da Tese apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos necessários
para a obtenção do grau de Doutor em Ciências (D.Sc.)
ECOSSISTEMAS DE CARBONO AZUL E AS SINERGIAS ENTRE MEDIDAS DE
MITIGAÇÃO E ADAPTAÇÃO ÀS MUDANÇAS CLIMÁTICAS E EVENTOS
EXTREMOS: O CASO DOS MANGUEZAIS DA BAÍA DE SEPETIBA - RJ
Natália Barbosa de Carvalho
Outubro/2020
Orientadores: Marcos Aurélio Vasconcelos de Freitas
Luiz Fernando Loureiro Legey
Programa: Planejamento Energético
A conservação das florestas tem sido reconhecida como um fator essencial para
a mitigação das mudanças climáticas (HERR et al., 2012). Dentre os principais
ecossistemas tropicais e subtropicais que fornecem inúmeras funções e serviços estão
as florestas de mangue (SITOE et al., 2014). Estas florestas são responsáveis por
reduzir a vulnerabilidade da região costeira diante de desastres naturais e eventos
extremos, além de promoverem a retenção de sedimentos, auxiliando no retardamento
dos processos erosivos devido à elevação do nível do mar (ICMBio, 2018; SPALDING
et al., 2010; GIRI, et al., 2011). Ainda, as florestas de manguezais, estão entre as mais
ricas em carbono nos trópicos, sendo consideradas como um dos ecossistemas mais
produtivos e biologicamente relevantes (GIRI et al., 2011; CHEN et al., 2017). Nesse
mesmo sentido, o IPCC (2019) e ICMBio (2018) afirmam que os manguezais são
importantes estocadores e sequestradores de carbono. O carbono armazenado,
sequestrado e liberado pelos ecossistemas costeiros (incluindo os manguezais) é
chamado Carbono Azul. No Brasil, um fato importante associado à quantificação do
estoque e sequestro de carbono diz respeito à magnitude dos manguezais brasileiros no
cenário mundial. Apesar da reconhecida importância dos manguezais, estes ainda
apresentam alta vulnerabilidade e estão ameaçados (ICMBio, 2018). Dessa forma, o
viii
presente estudo realizou uma extensa revisão bibliográfica acerca dos ecossistemas de
Carbono Azul, sua capacidade de mitigação e adaptação frente as mudanças climáticas e
o potencial dos manguezais na produção e manutenção do carbono azul e a sua provisão
dos serviços ecossistêmicos. Foram selecionados remanescentes florestais de mangue da
Baía de Sepetiba, dentro dos limites da Região Metropolitana do Rio de Janeiro, para
identificar e quantificar tais serviços. Foram levantadas diversas estimativas de estoque
e sequestro de carbono por manguezais no mundo e utilizados quando possível valores
locais (Guaratiba-RJ), e quando não foi possível utilizou-se valores nacionais
apresentadas no Segundo e Terceiro Inventários Nacionais (BRASIL, 2010; 2015), a
partir das orientações da UNFCCC (2020), resultando no valor estimado de 480.578,06
tC estocados na área de estudo. O potencial calculado de sequestro de carbono foi de
8.168,11 tC.ano-1. Os principais serviços ecossistêmicos gerados pelo mangue foram
estimados em um valor econômico total de R$ 958.059.333,33. Notou-se que,
economicamente, a importância dos serviços ecossistêmicos providos pela floresta de
mangue vão muito além do valor do carbono estocado e sequestrado pela floresta, e os
demais serviços, comummente não valorados, foram significativos.
ix
Abstract of Thesis presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the
requirements for the degree of Doctor of Science (D.Sc.)
BLUE CARBON ECOSYSTEMS AND SYNERGIES BETWEEN MITIGATION
AND ADAPTATION TO CLIMATE CHANGE AND EXTREME EVENTS: THE
CASE OF MANGUEZAIS IN THE SEPETIBA BAY – RJ
Natália Barbosa de Carvalho
October/2020
Advisors: Marcos Aurélio V. de Freitas
Luiz Fernando L. Legey
Department: Energy Planning
Forest conservation has been recognized as an essential factor in mitigating
climate change (HERR et al., 2012). Among the main global and subtropical
ecosystems that provide functions and services are mangrove forests (SITOE et al.,
2014). These forests are responsible for reducing the vulnerability of the coastal region
in the face of natural disasters and extreme events, in addition to promoting sediment
retention, helping to delay erosion processes due to sea level rise (ICMBio, 2018;
SPALDING et al., 2010; GIRI, et al., 2011). Still, mangrove forests are among the
richest in carbon in the tropics, being considered as one of the most productive and
biologically relevant ecosystems (GIRI et al., 2011; CHEN et al., 2017). In the same
sense, the IPCC (2019) and ICMBio (2018) state that mangroves are important carbon
stockpiles and sequestrators. The carbon stored, sequestered and released by coastal
ecosystems (including mangroves) is called Blue Carbon. In Brazil, an important fact
associated with the quantification of the stock and carbon sequestration concerns the
magnitude of Brazilian mangroves on the world stage. Despite the recognized
importance of mangroves, they are still highly vulnerable and are threatened (ICMBio,
x
2018). In this way, the present study carried out an extensive bibliographic review about
the Blue Carbon ecosystems, their capacity to mitigate and adapt to climate changes and
the potential of mangroves in the production and maintenance of blue carbon and their
provision of ecosystem services. Mangrove forest remnants from Sepetiba Bay were
selected, within the limits of the Metropolitan Region of Rio de Janeiro, to identify and
quantify such services. Several stock brands and carbon sequestration by mangroves
were surveyed around the world and used when possible local values (Guaratiba-RJ),
and when it was not possible to use relevant national values in the Second and Third
National Inventories (BRASIL, 2010; 2015) , based on the UNFCCC guidelines (2020),
reaching the estimated value of 480,578.06 tC stocked in the study area. The logistical
potential of carbon sequestration was 8,168.11 tC.year-1. The main ecosystem services
generated by the mangrove were estimated at a total economic value of R$
958,059,333.33. It was noted that, economically, the importance of ecosystem services
provided by the mangrove forest goes far beyond the value of carbon stored and
sequestered by the forest, and the other services, commonly not valued, have been
taught.
xi
SUMÁRIO
Capítulo I. Introdução ........................................................................................ 1
1.1. Objetivo Geral ....................................................................................... 10
1.2. Objetivos Específicos ........................................................................... 11
1.3. Estrutura e Método de Pesquisa ............................................................ 12
Capítulo II. Mudanças climáticas e Zonas Costeiras ........................................ 14
2.1. Modelos e Cenários climáticos regionalizados para o Brasil:
considerações sobre estudos de vulnerabilidade nas zonas costeiras ......................... 16
2.1.1. Levantamento e análise de estudos dos cenários climáticos para o Brasil 17
2.2. Impactos e vulnerabilidade nas zonas costeiras .................................... 42
2.3. Principais alterações dos parâmetros ambientais intervenientes na zona
costeira...................... .................................................................................................. 45
2.3.1. Variações do Nível do Mar ....................................................................... 45
2.3.2. Temperatura e ciclo hidrológico ............................................................... 47
2.3.3. Ventos ....................................................................................................... 48
2.3.4. Ondas ........................................................................................................ 50
2.3.5. Transporte de sedimentos ......................................................................... 54
Capítulo III. Ecossistemas de Carbono Azul ...................................................... 56
3.1. Conceitos .............................................................................................. 56
3.2. Ecologia dos Ecossistemas de Carbono Azul ....................................... 60
3.3. Ciclo do Carbono nos Ecossistemas de Carbono Azul ......................... 62
3.4. Fatores que Influenciam o Estoque de Carbono nos Ecossistemas de
Carbono Azul .............................................................................................................. 65
3.5. Fluxo Líquido de Gases de Efeito Estufa entre os Ecossistemas de
Carbono Azul e a Atmosfera....................................................................................... 67
3.6. Distúrbios nos Ecossistemas de Carbono Azul e as Emissões
Associadas................... ............................................................................................... 69
3.7. Sinergias entre Mitigação e Adaptação dos Ecossistemas de Carbono
Azul............................ ................................................................................................. 76
3.7.1. O Papel dos Ecossistemas de Carbono Azul para Adaptação às Mudanças
Climáticas.................... ............................................................................................ 78
Capítulo IV. Manguezais: Características, vulnerabilidades e os serviços
ecossistêmicos.................... ............................................................................................ 81
4.1. Importância dos Manguezais ................................................................ 83
4.2. Diversidade do Ecossistema Manguezal no Brasil ............................... 84
4.3. Biogeomorfologia dos Manguezais ...................................................... 87
xii
4.3.1. Desenvolvimento de sistemas costeiros de planície alagada .................... 89
4.3.2. Contribuições para redução do risco de inundação .................................. 92
4.4. Arcabouço Legal de Proteção aos Manguezais .................................... 97
4.4.1. Proteção do manguezal no Período Colonial ............................................ 97
4.4.2. Legislação durante o Império ................................................................... 99
4.4.3. Legislação no Período Republicano ....................................................... 100
4.4.4. Legislação pós-constituição de 1988 ...................................................... 102
4.4.5. Lei Nº 12.651/2012 ................................................................................. 104
4.5. Unidades de Conservação e as Ameaças aos Manguezais.................. 109
4.6. Serviços Ecossistêmicos dos Manguezais .......................................... 117
4.7. Valoração Econômica Ambiental de Manguezais .............................. 137
4.7.1. Principais métodos de valoração ecossistêmica de manguezais ............. 140
4.7.2. Pagamento por serviços ambientais (PSA) ............................................. 146
4.7.3. Cenários futuros dos serviços ecossistêmicos ........................................ 148
Capítulo V. Conservação, Restauração e Manejo como Estratégia de Mitigação
e Adaptação às Mudanças do Clima ............................................................................. 152
5.1.1. Gestão de Manguezais: Desafios e Diretrizes ........................................ 154
5.1.2. Restauração Ecológica de Manguezais no Brasil ................................... 181
5.1.3. Sustentabilidade Financeira de Unidades de Conservação Com
Manguezais................... ........................................................................................ 186
Capítulo VI. Estudo de Caso: Manguezal da Baía de Sepetiba ........................ 190
6.1. Manguezais no Estado do Rio de Janeiro ........................................... 190
6.2. Caracterização da Área de Estudo e Histórico de Ocupação ............. 192
6.2.1. Histórico de Ocupação e Usos do Solo .................................................. 193
6.2.2. Clima e Precipitação ............................................................................... 198
6.2.3. Solo............. ............................................................................................ 201
6.2.4. Risco Climático ...................................................................................... 203
6.2.5. Manguezal de Guaratiba-Sepetiba .......................................................... 206
6.3. Mapeamento e Quantificação da Área de Manguezal ........................ 212
6.4. Quantificação do estoque e sequestro de carbono por manguezais .... 220
6.5. Valoração do Estoque e Sequestro de Carbono do Manguezal
Guaratiba-Sepetiba .................................................................................................... 242
10.4.1. Mercados voluntários de carbono e projetos de manejo e conservação de
manguezais............... ............................................................................................. 242
10.4.2. Cálculo do valor de mercado do estoque e sequestro de carbono da Baía
de Sepetiba/RJ 245
xiii
10.4.3. Valoração dos demais serviços ecossistêmicos gerados pelo manguezal da
Baía de Sepetiba/RJ. .............................................................................................. 249
Capítulo VII. Conclusões e Recomendações Finais ........................................... 258
Capítulo VIII. Referências Bibliográficas ........................................................... 266
xiv
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Anomalias de precipitação anual (%) (a e b) e temperatura média anual (ºC)
(c e d) projetadas pelos modelos regionais climáticos HadRM3P (esquerda) e RegCM3
(direita), para o período 2071–2100 com relação a 1961-1990, no cenário pessimista
SRES A2. As regiões em destaque indicam a RMSP e RMRJ. Fonte: Extraído de Torres
et al. (2016). ................................................................................................................... 30
Figura 2. Diferença entre as tendências projetadas pelos modelos regionais HadRM3P
(esquerda) e RegCM3 (centro) nos períodos 2071–2100 e 1961-1990, cenário SRES A2,
para os índices extremos: CDD (a-c), R10mm (d-f), R95p (g-i) e RX5day (j-l). As
figuras da direita representam a concordância entre as projeções dos modelos: o valor 2
indica que os dois modelos concordam com um aumento da variável analisada, 0 indica
que os modelos divergem e -2 indica que os modelos concordam com um decréscimo da
variável analisada. As regiões em destaque representam a RMSP e RMRJ. Fonte:
Extraído de Torres et al. (2016)...................................................................................... 32
Figura 3. Mesmo que Figura 2, exceto para os índices TN90p (a-c), TN10p (d-f),
TX10p (h-i) e TX90p (j-l). Fonte: Extraído de Torres et al.(2016)................................ 33
Figura 4. Áreas abaixo da cota de 5m na cidade do Rio de Janeiro. Fonte:
NACARATTI (2008). .................................................................................................... 36
Figura 5. Áreas do Município do Rio de Janeiro com cotas de 0,40, 0,60 e 1,50m.
Fonte: MENDONÇA & SILVA (2007). ........................................................................ 39
Figura 6. Diagrama conceitual do sequestro de carbono por ecossistemas de carbono
azul e algumas das atividades que influenciam as trocas de CO2 entre a atmosfera, solo,
áreas costeiras e oceano. Fonte: Adaptado de SERRANO (2019). ................................ 61
Figura 7. Diagrama conceitual mostrando a biogeoquímica do carbono associada
às trocas ar-água de CO2 . As linhas azuis indicam os processos que aumentam a
captação de CO2 atmosférico, e as linhas vermelhas indicam aqueles que aumentam a
emissão de CO2 na atmosfera. A concentração de CO2 nas águas superficiais é a
principal responsável por determinar a direção do fluxo. A concentração de CO2 da água
superficial é determinada pelo equilíbrio do carbonato em carbono inorgânico
dissolvido (DIC) e afetada pela produção líquida do ecossistema (o equilíbrio da
fotossíntese, respiração e remineralização), que regula diretamente o DIC (1 e 2),
partículas alóctones e carbono orgânico dissolvido (Corg), carbono inorgânico
particulado (Cinorg ) e entradas de DIC de sistemas terrestres e oceanos costeiros (3 e 4),
produção líquida de Cinorg do ecossistema (o equilíbrio de calcificação e dissolução),
regulando diretamente tanto DIC quanto alcalinidade total (5, 6) e temperatura
(solubilidade de CO2 ). A calcificação produz CO2 com uma razão
(CO2 liberado /Cinorg precipitado) de aproximadamente 0,6 na água do mar normal.
Fonte: Adaptado de SADERNE et al., 2019. ................................................................. 64
Figura 9. Modelo esquemático proposto por JIMENÉZ et al. (1985) para descrever o
comportamento da densidade de florestas de mangue ao longo do processo de
amadurecimento/desenvolvimento Fonte: Extraído FERNANDEZ (2014). .................. 88
Figura 11. Mapa de manguezais e unidades de conservação do Brasil, baseado no
Sistema de Coordenadas Geográficas Datum Sirgas 2000. Fonte: Dados do Ibama,
IBGE, ICMBio, MMA; Extraído de MMA (2018). ..................................................... 112
xv
Figura 10. Matriz de potencialidades e intensidade das interações entre os serviços
ecossistêmicos e o bem-estar humano (adaptado de MEA, 2003). Extraído do
documento criado pelo Grupo de Trabalho da Procuradoria Geral de Justiça. Fonte: Ato
PGJ nº 036, de 06 de maio de 2011, Ministério Público do Estado de São Paulo. ...... 120
Figura 11. A relação da biomassa de carbono orgânico do mangue acima (AGBCorg ) e
abaixo do solo (BGBCorg ); no solo; e estoque de Corg total do ecossistema em florestas
com diferentes idades na Guiana Francesa. Fonte: Extraído de WALCKER et al. (2018).
...................................................................................................................................... 131
Figura 14.Taxas anuais de sequestro de carbono em florestas de mangue em todo o
mundo. Fonte: Adaptado de ALONGI (2020).............................................................. 135
Figura 13. Projeto de restauração ecológica de manguezais de pequena escala (<1.000
m2) realizado em Florianópolis (SC). A sequência temporal de imagens aéreas ilustra a
área que foi ocupada ilegalmente (C) e momentos posteriores à demolição da edificação
e ao renivelamento do terreno, onde pode ser observado o solo exposto (D), seguido
pela gradativa recolonização espontânea da vegetação típica de mangues (E),
culminando na cobertura total do terreno (F). Imagens extraídas do software Google
Earth Pro versão 7.1.5.1577, utilizando a opção “imagens históricas”. Fonte: Extraído
de MENGHINI et al. (2018). ....................................................................................... 184
Figura 14. Lacuna financeira, diferença entre a demanda e a oferta de recursos, em
milhões de reais, calculado a partir das projeções de demanda e da oferta atual de
recursos para as 28 unidades de conservação de florestas de manguezais federais
estudadas. Fonte: Extraído de GELUDA & BAKKER (2018). ................................... 188
Figura 18. Estratégia de financiamento para a consolidação dos subprojetos nas 28 UC
com manguezais (2016-2024). Fonte: Extraído de GELUDA &BAKKER (2018). ... 189
Figura 19. Mapa de localização da floresta de manguezal estudada (em laranja);
delimitação da área da Rebio Guaratiba (em verde); áreas urbanas (em rosa); e outro
usos (em amarelo). Nota-se a pressão antrópica sofrida na região. Para a construção dos
mapas foram utilizados dados cartográficos em várias escalas, formatos e projeções
disponíveis em meio digital, sendo do IBGE na escala de 1:25.000; do município do Rio
de Janeiro (armazém de dados) na escala de 1:10.000; Classificação Climática (Alvarez
et al. 2014) escala Brasil 1:5.000.000 e INEA na escala 1:25.000. Para a confecção dos
mapas utilizou-se o software Arcgis®. ......................................................................... 193
Figura 20. Mapa climatológico, seguindo a classificação climática de Köeppen, da
região de estudo. Para a construção dos mapas foram utilizados dados cartográficos em
várias escalas, formatos e projeções disponíveis em meio digital, sendo do IBGE na
escala de 1:25.000; do município do Rio de Janeiro (armazém de dados) na escala de
1:10.000; Classificação Climática (Alvarez et al. 2014) escala Brasil 1:5.000.000 e
INEA na escala 1:25.000. Para a confecção dos mapas utilizou-se o software Arcgis®.
A discrepância das áreas vistas no mapa climatológico, onde se vê o limite do município
diferente da informação base (em cinza), se dá por conta da escala de
levantamento/construção da informação. ..................................................................... 199
Figura 21. Série histórica das precipitações pluviométricas da Estação Meteorológica
da Marambaia (INMET/Alerta-Rio) em mm, por mês, durante o período de 1997-2015.
Fonte: Reis Filho, 2018 baseado em dados do Alerta Rio - Geo-Rio. ......................... 200
Figura 22. Mapa pluviométrico da região do estudo. Para a construção dos mapas
foram utilizados dados cartográficos em várias escalas, formatos e projeções disponíveis
xvi
em meio digital, sendo do IBGE na escala de 1:25.000; do município do Rio de Janeiro
(armazém de dados) na escala de 1:10.000; Classificação Climática (Alvarez et al.
2014) escala Brasil 1:5.000.000 e INEA na escala 1:25.000. Para a confecção dos mapas
utilizou-se o software Arcgis®. A discrepância das áreas vistas no mapa de
pluviosidade, onde se vê o limite do município diferente da informação base (em cinza),
se dá por conta da escala de levantamento/construção da informação. ........................ 200
Figura 23. Potencial de risco de inundação da Carta 13, do Macrodiagnóstico da Zona
Costeira e Marinha do Brasil Fonte: Extraído e modificado de MMA (2018)............. 206
Figura 24. Elementos da paisagem da planície costeira de Guaratiba, Rio de Janeiro.
Fonte: Extraído de CHAVES et al. (2010). .................................................................. 211
Figura 25. Esquema conceitual do comportamento das florestas de mangue em resposta
à variabilidade climática. Fonte: Extraído de ALMEIDA (2010). ............................... 212
Figura 26. Mapeamento da dinâmica dos manguezais entre 1985-1988; 1988-1991;
1991-1994; 1994-1997; 1997-2000; 2000-2003. Fonte: Extraído de ALMEIDA (2010).
...................................................................................................................................... 215
Figura 27. Mapeamento da dinâmica dos manguezais entre 2003-2006. Fonte: Extraído
de ALMEIDA (2010). .................................................................................................. 216
Figura 28. Mapa de cobertura vegetal por vegetação com influência fluviomarinha
(manguezal, em verde); campos salinos (Apicuns, em marrom); delimitação da área da
Rebio Guaratiba (linha verde); áreas urbanas (em rosa); e outro usos (em amarelo) na
área de estudo. Nota-se a pressão antrópica sofrida na região. .................................... 219
Figura 29. Mapa de distribuição dos manguezais no mundo mostrando os padrões de
biomassa aérea por unidade de área modelados por HUTCHISON et al. (2013). Fonte:
Adaptação de Fernandez (2014), a partir de HUTCHISON et al. (2013). ................... 220
Figura 30. Escavação de cinco valas para remover a biomassa radicular subterrânea da
floresta de manguezal. A escavação foi realizada com apoio de balança para medir o
volume exato de 1m³ de sedimento. a) Primeira vala; b) segunda vala; c) terceira vala;
d) quarta vala; e) quinta vala. Fonte: Extraído de SANTOS et al. (2017). .................. 234
Figura 31. Tamanho do mercado de carbono offset por região e país do projeto. Fonte:
Extraído de FOREST TRENDS (2020). ...................................................................... 246
xvii
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Exemplos de ganhos e perdas para ações do Carbono azul associado a gama
de fatores de mudança climática. Em negrito indica possíveis efeitos positivos nas ações
do Carbono Azul, em itálico indica efeitos negativos, e o texto em romano (sem negrito
nem itálico) indica onde os efeitos podem ser positivos ou negativos. Fonte: Adaptado
de PETER et al. (2019). ................................................................................................. 73
Tabela 2. Definições contidas no Art.3o da Lei 12.651/2012 relacionadas ao
manguezal. (Fonte: Adaptado de ROSARIO & ABUCHAHLA, 2018). ..................... 106
Tabela 3. Estimativas de estoques de carbono orgânico (Mg C org ha −1 ) em
manguezais acima do solo (AGBC org ) e biomassa de raízes subterrâneas (BGBC org )
e solos (SC org ) a uma profundidade de 1 m. As estimativas de estoque SC
foram tiradas de testemunhos com <1 m de profundidade não são
apresentadas. Alguns estoques de SC foram retirados de núcleos > 1 m de
profundidade. ND = sem dados. Apenas referências com métodos e replicação
suficientemente detalhados foram usadas. Fonte: Adaptado de ALONGI, 2020. ........ 127
Tabela 4. Perdas de Carbono Azul via emissões de CO2eq (Mg ha−1 ·a−1) de
manguezais degradados em todo o mundo. ND = sem dados. A = Mg
CO 2eq ha −1 perdido imediatamente após a conversão/perturbação; B = perdas de C
apenas da biomassa acima do solo. Fonte: Adaptado de ALONGI (2020). ................. 132
Tabela 5. Valor Econômico dos Recursos Naturais. Fonte: Adaptado de Motta (1997).
...................................................................................................................................... 142
Tabela 6. Serviços ecossistêmicos dos manguezais e principais métodos de valoração
econômica. Fonte: Adaptado de SALEM & MERCER (2012); e MAY (2000). ......... 144
Tabela 7. Valores de Classes de Uso e Cobertura do Solo, em hectare. ..................... 219
Tabela 8. Levantamento bibliográfico das estimativas do estoque e sequestro de
carbono por hectare por compartimento de interesse. ................................................. 227
Tabela 9. Estimativas do estoque de carbono no compartimento abaixo do solo;
madeira morta ; e serapilheira da floresta de manguezal de toda a área de estudo
(Manguezal Guaratiba-Sepetiba). ................................................................................. 238
Tabela 10. Cálculo da proporção do tipo de fisionomia de floresta de manguezal de
Guaratiba encontrados e compilados dos estudos de Almeida (2014); Estrada (2013;
2014); Fernandez (2014). ............................................................................................. 239
Tabela 11. Extrapolação das áreas por fisionomia de floresta de manguezal para todas
áreas de estudo (Guaratiba-Sepetiba). .......................................................................... 239
Tabela 12. Estimativas do estoque de carbono no compartimento acima do solo por
fisionomia da floresta de manguezal de toda a área de estudo (Manguezal Guaratiba-
Sepetiba). ...................................................................................................................... 240
Tabela 13. Estimativa do estoque de carbono (tC) para área de estudo considerando os
diferentes compartimentos da floresta de manguezal e suas fisionomias sucessionais. 241
Tabela 14. Estimativa do sequestro de carbono (tC/ano) para a Floresta de Manguezal
da Baía de Sepetiba, no município do Rio de Janeiro. ................................................. 241
xviii
Tabela 15. Volume de transações do Mercado Voluntário de Carbono Offset em 2017 e
2018. Fonte: Adaptado de Forest Trends (2019). ........................................................ 244
Tabela 16. Volume de valores, preço médio por categoria de Projeto nos mercados de
carbono offset, 2017 e 2018. Fonte: Adaptado de FOREST TRENDS (2019). ........... 247
Tabela 17. Volume e valor de mercado do estoque de carbono e carbono sequestrado
pelo mangue da Baía de Sepetiba/RJ. ........................................................................... 247
Tabela 18. Funções Ecossistêmicas do manguezal da Baía de Sepetiba. Fonte:
Elaboração própria com base em SCHAEFFER-NOVELLI (1991) e no Plano de
Manejo da REBIO de Guaratiba (2013). ...................................................................... 250
Tabela 19. Estudos de caso de valoração de ecossistemas de manguezal no Brasil. .. 252
Tabela 20. Valor Econômico Total do manguezal Guaratiba-Sepetiba. ..................... 254
bg
1
Capítulo I. Introdução
Segundo o quinto Relatório de Avaliação do Intergovernmental Panel on
Climate Change (IPCC-AR5) divulgado em setembro de 2014, caso as emissões de
gases de efeito estufa (GEE) continuem crescendo nas atuais taxas ao longo dos
próximos anos (pior cenário), a temperatura média do planeta poderá aumentar entre 2,6
°C e 4,8 °C de 2010 até 2100, o que resultaria em diversas outras consequências
ambientais, como a elevação do nível dos oceanos entre 45 e 82 centímetros. O cenário
mais otimista prevê o aumento da temperatura terrestre poderia variar entre 0,3 °C e 1,7
°C, e o nível do mar poderia subir entre 26 e 55 centímetros de 2010 até 2100 (IPCC,
2014)
Ainda segundo o AR5, a influência humana no sistema climático é clara e as
recentes emissões antropogênicas de gases de efeito estufa são as mais altas da história.
A emissão contínua de GEE causará mais aquecimento e mudanças duradouras em
todos os componentes do sistema climático, aumentando a probabilidade de impactos
graves, generalizados e irreversíveis para as pessoas e os ecossistemas. Limitar as
mudanças climáticas exigiria reduções substanciais e sustentadas nas emissões de gases
de efeito estufa que, juntamente com a adaptação, podem limitar os riscos das mudanças
climáticas. Nesse contexto, a adaptação e mitigação são estratégias complementares e
necessárias para reduzir e gerenciar os riscos das mudanças climáticas.
Adicionalmente, reduções substanciais de emissões nas próximas décadas
podem reduzir os riscos climáticos no século XXI e aumentar as perspectivas de
adaptação efetiva, reduzir os custos e os desafios da mitigação a longo prazo e
contribuir para o clima caminhos resistentes ao desenvolvimento sustentável (IPCC,
2014).
Muitas opções de adaptação e mitigação podem ajudar a lidar com as mudanças
climáticas, mas nenhuma opção é suficiente por si só. A implementação eficaz depende
de políticas e cooperação em todas as escalas e pode ser aprimorada por meio de
respostas integradas que vinculam a adaptação e a mitigação a outros objetivos da
sociedade.
2
Em 2018, o IPCC preparou um Relatório Especial sobre os impactos do
aquecimento global de 1,5 °C acima dos níveis pré-industriais e relacionando com os
caminhos de emissão de gases de efeito estufa (SR1.5). O relatório avaliou a literatura
disponível sobre o aquecimento global de 1,5 °C e a comparação entre o aquecimento
global de 1,5 °C e 2 °C acima dos níveis pré-industriais.
O SR1.5 concluiu que é provável que o aquecimento global atinja 1,5 °C entre
2030 e 2052 se continuarmos a aumentar as concentrações de GEE na taxa atual de
emissões, e que os riscos relacionados ao clima para sistemas naturais e humanos são
mais altos para o aquecimento global de 1,5 °C do que no momento, porém menores do
que a 2 °C.
Nos caminhos de crescimento do modelo com excedente nulo ou limitado de 1,5
°C, as emissões carbono antropogênico líquido global devem cair cerca de 45% em
relação aos níveis de 2010 até 2030, atingindo o zero líquido por volta de 2050.
Caminhos refletindo as atuais ambições de mitigação estabelecidas nacionalmente
(business as usual), conforme submetidas ao Acordo de Paris, não limitaria o
aquecimento global a 1,5 °C, mesmo se complementado por aumentos muito
desafiadores na escala e na ambição de reduções de emissões após 2030 (IPCC, 2018).
Mesmo que o mundo se comprometesse a reduzir significativamente as emissões
dos GEEs, algumas alterações climáticas já estão em andamento, e outras serão
inevitáveis. A elevação do nível do mar, secas, inundações, ondas de calor e
tempestades, com seus riscos inerentes, são cada vez mais comuns, tornando-se
necessário a adoção de medidas adequadas para se adaptar aos riscos e vulnerabilidades
climáticas (IFC, 2012).
Localmente as mudanças no clima podem ser semelhantes aos extremos de
chuva e temperatura que se vêm registrando na América do Sul, como por exemplo, as
secas de 2005 na Amazônia (MARENGO et al., 2007a) e de 2006 no sul do Brasil
(MARENGO et al., 2007b), o furacão Catarina de 2004 no sul do Brasil (PEZZA &
SIMMOND, 2005), as enchentes abundantes no verão de 2007 sobre o setor leste da
Bolívia (SENAMHI, 2007), e as ondas de frio na Argentina e Chile no inverno de 2007
(SMN, 2007), assim como, o aumento da intensidade das secas na Região Sul e na
Amazônia e das enchentes no Sudeste, como os eventos críticos de precipitação
ocorridos na região serrana do estado do Rio de Janeiro em 2011 (MEDEIROS &
3
BARROS, 2011) e na região metropolitana em fevereiro de 2019 (COELHO &
NUNES, 2020) sem dúvida despertam a atenção de todos pela possibilidade intrínseca
de prejuízos materiais e riscos à vida trazidos por tais fenômenos. Todos estes eventos
causaram fortes impactos nos diferentes ecossistemas, e consequentemente na
população e na economia regional e nacional.
Em sistemas costeiros e áreas de baixa altitude, projeta-se que o litoral fique
exposto a maiores riscos, inclusive à erosão, em consequência da mudança do clima e
da elevação do nível do mar. O efeito será exacerbado pelas crescentes pressões
induzidas pelo homem nas áreas costeiras, tratando-se de áreas já densamente povoadas,
de baixa capacidade de adaptação e que já enfrentam outros desafios, como as
tempestades tropicais ou a subsidência costeira local. A adaptação das regiões costeiras
representa um desafio maior para os países em desenvolvimento do que para os países
desenvolvidos, em razão das limitações da capacidade de adaptação (IPCC, 2014).
Nesse contexto, os efeitos nas alterações do clima podem gerar diversas
vulnerabilidades dos agentes ambientais das zonas costeiras às mudanças climáticas e
ocorrência de extremos climáticos, destacando-se o aumento no nível do mar,
modificações do regime de ondas, das correntes, do regime de ventos, da precipitação e
da taxa de sedimentação, embora seja difícil identificar todos os efeitos, em razão dos
atores não climáticos que os influenciam, como por exemplo, a elevação do nível do
mar e o desenvolvimento humano nas áreas costeiras que contribuem juntos para as
perdas das várzeas e manguezais costeiros e aumentando os danos causados pelas
inundações do litoral em muitas áreas (IPCC, 2014).
Segundo KRON (2009), a zona costeira é considerada como a região do planeta
de mais alto risco. Isto ocorre porque trata-se de uma zona de encontro de três grandes
sistemas naturais, a atmosfera, o oceano e a superfície sólida da crosta terrestre.
Quaisquer movimentos ou mudanças em algum desses sistemas, tais como terremotos,
ciclones e eventos marinhos podem gerar a uma cadeia de eventos que podem resultar
em grandes catástrofes naturais ou em alterações climáticas sobre grandes áreas do
planeta. Tais eventos resultam em custos muito elevados para populações, em termos de
perdas de vidas e de bens materiais, mas também produzem efeitos socioeconômicos de
prazo mais longo, relacionados às percepções dos indivíduos e dos agentes econômicos.
4
Em 2019, o IPCC publicou um Relatório Especial sobre os Oceanos e Criosfera
em um Clima em Mudança (em inglês, Special Report on the Ocean and Cryosphere in
a Changing Climate - SROCC) que avaliou novos conhecimentos - desde o 5º Relatório
de Avaliação do IPCC (AR5) e o Relatório Especial sobre Aquecimento Global de 1,5 °
C (SR1.5) - sobre como o oceano e a criosfera têm mudado com o aquecimento global
em curso, os riscos e as oportunidades que essas mudanças trazem para os ecossistemas
e a sociedade, bem como as opções de mitigação, adaptação e governança para reduzir
riscos futuros.
Prevê-se que o aquecimento oceânico, a acidificação e desoxigenação, a perda
de massa das geleiras e a degradação do permafrost1 sejam irreversíveis em escalas de
tempo relevantes para as sociedades e ecossistemas humanos. Tempos de resposta
longos, de décadas a milênios, significam que o oceano e a criosfera estão
comprometidos com mudanças de longo prazo, mesmo depois que as concentrações
atmosféricas de gases de efeito estufa e as forças radiativas se estabilizam. O
derretimento do gelo ou o degelo do permafrost envolvem limiares (mudanças de
estado) que permitem respostas abruptas e não lineares ao aquecimento climático
contínuo. Essas características da mudança do oceano e da criosfera apresentam riscos e
desafios à adaptação (IPCC, 2019).
As sociedades serão expostas e desafiadas a se adaptarem às mudanças no
oceano e na criosfera, mesmo que os esforços atuais e futuros para reduzir as emissões
de gases de efeito estufa mantenham o aquecimento global bem abaixo de 2 °C. As
medidas de mitigação e adaptação relacionadas ao oceano e à criosfera incluem opções
que abordam as causas das mudanças climáticas, apoiam a adaptação biológica e
ecológica ou melhoram a adaptação da sociedade. A maioria das medidas locais de
mitigação e adaptação baseadas no oceano têm eficácia limitada para mitigar as
mudanças climáticas e reduzir suas consequências em escala global, mas são úteis para
implementar uma vez que abordam os riscos locais e, geralmente têm co-benefícios
como a conservação da biodiversidade com poucos efeitos adversos colaterais. A
mitigação eficaz em escala global reduz a necessidade e o custo da adaptação, bem
como os riscos de ultrapassar os limites da adaptação. Por outro lado, a remoção de
1 Segundo o Glossary of Permafrost and Related Ground-Ice Terms, do National Research Council of Canada, o
permafrost, ou solo criologicamente perene, refere-se ao solo (isto é, solo e rocha) que permanece no ou abaixo de
0ºC por durante pelo menos dois anos (National Research Council of Canada, 1988).
5
dióxido de carbono (CO2) no oceano em escala global tem consequências negativas
potencialmente grandes ao ecossistema (IPCC, 2019).
Ainda, de acordo com o AR5, os impactos projetados das mudanças climáticas
desafiariam a provisão sustentada de produtividade pesqueira e outros serviços do
ecossistema marinho (IPCC, 2014). Prevê-se que o potencial de captura e a riqueza de
espécies aumentem em latitudes médias e altas e diminuam nos trópicos (IPCC, 2014)
devido à migração da pesca, redução da biodiversidade e alterações de biomassa
(HOEGH-GULDBERG et al., 2014; PÖRTNER et al., 2014; WONG et al., 2014); os
meios de subsistência serão perdidos por causa de ambientes e recursos costeiros
interrompidos (NURSE et al., 2014); e os níveis de proteção costeira pelos recifes de
coral diminuirão (HOEGH-GULDBERG et al., 2014; PÖRTNER et al. 2014; WONG
et al., 2014).
Diante desta problemática de degradação acelerada dos ecossistemas costeiros e
marinhos, as Organizações das Nações Unidas (ONU) implementou uma importante
ação que visa ampliar a cooperação internacional em pesquisa para promover a
preservação dos oceanos e a gestão dos recursos naturais de zonas costeiras por meio da
Década Internacional da Oceanografia para o Desenvolvimento Sustentável, também
chamada de Década dos Oceanos. O período para o início das atividades irá de 2021 até
2030 sendo a principal motivação a sinergia de esforços dos setores relacionados ao mar
para reverter as ações de depreciação da saúde dos oceanos e criar melhores condições
para o desenvolvimento sustentável.
O que está claro, é que um oceano ecologicamente degradado perde sua
capacidade de suportar o ciclo do carbono e atuar amplamente como sumidouro de
carbono. A gestão de ecossistemas marinhos para um ciclo de carbono oceânico
funcional deve, portanto, ser fortalecida sob os regimes de gestão e regulamentação
internacionais, regionais e setoriais existentes (IUCN, 2020).
Com isso, a Agenda 2030 para os Oceanos é pautada nos 17 Objetivos de
Desenvolvimento Sustentável (ODSs), no qual, essas decisões irão determinar atuar
diretamente para sanar a pobreza, promover prosperidade e bem-estar para a
humanidade, bem como proteger o meio ambiente e enfrentar as mudanças do clima.
No Objetivo 14 da Agenda 2030 que trata da conservação e uso sustentável dos
oceanos, dos mares e dos recursos marinhos para o desenvolvimento sustentável,
6
indicam a necessidade de até 2030, conservar pelo menos 10% das zonas costeiras e
marinhas, de acordo com a legislação nacional e internacional, com base na melhor
informação científica disponível, gerir de forma sustentável e proteger os ecossistemas
marinhos e costeiros para evitar impactos adversos significativos, inclusive por meio do
reforço da sua capacidade de resiliência, e tomar medidas para a sua restauração, a fim
de assegurar oceanos saudáveis e produtivos, bem promover o uso sustentável dos
recursos marinhos, inclusive por meio de uma gestão sustentável da pesca, aquicultura e
turismo (ONU, 2020). Assim sendo, é bastante oportuno ressaltar que o mundo vem se
preparando para grande ação para proteção dos oceanos, mares e zonas costeiras.
A conservação e restauração florestas terrestres e, mais recentemente, turfeiras,
tem sido reconhecida como um fator essencial para a mitigação das mudanças
climáticas (HERR et al., 2012). Vários países estão desenvolvendo políticas e
programas de apoio ao desenvolvimento sustentável por meio de iniciativas que
reduzem a pegada de carbono associada ao crescimento de suas economias. Isso inclui
ações para conservar e gerenciar de forma sustentável os sistemas naturais relevantes
para a Convenção-Quadro das Nações Unidas sobre Mudança do Clima (UNFCCC),
inclusive por meio do mecanismo de Redução de Emissões por Desmatamento e
Degradação Florestal em países em desenvolvimento (REDD+) e, portanto, oferecem
oportunidades para os países atingirem suas metas de redução de emissões e
Contribuições Nacionalmente Determinadas (NDCs) sob o Acordo de Paris.
Essas abordagens também podem ser aplicadas a sistemas costeiros e esforços de
conservação dedicados podem garantir que os ecossistemas costeiros continuem a
desempenhar seu papel como sumidouros de carbono de longo prazo, ajudando a
garantir que nenhuma nova emissão surja de sua perda e degradação, enquanto estimula
o sequestro de carbono por meio da restauração de habitats costeiros anteriormente
ricos em carbono (IUCN, 2020).
Nesse contexto, os ecossistemas marinhos e costeiros, como manguezais,
pântanos marinhos e prados de ervas marinhas, precisam ser conservados e restaurados,
inclusive como sumidouros de carbono globalmente significativos. O chamado Carbono
Azul (em inglês, Blue Carbon) é o carbono armazenado, sequestrado e liberado pelos
ecossistemas costeiros e marinhos, que apesar de sua pequena extensão em relação a
outros ecossistemas, eles sequestram e armazenam quantidades globalmente
7
significativas de carbono em seu solo (HERR et al., 2012; IUCN, 2020;
CONSERVATION INTERNATIONAL, 2020).
Em concordância com o ICMBio (2018), MC LEOD et al. (2011) constataram
em seu estudo que os ecossistemas de vegetação costeira (pântanos de sal, manguezais e
pradarias marinhas) apresentam maiores taxas de sequestro de carbono e de
acumulação, quando comparadas às taxas de acumulação de carbono em solos de três
tipos de florestas (temperadas, tropicais e boreais), logo sequestram e armazenam mais
carbono por unidade de área do que essas florestas terrestres, sendo atualmente
reconhecidos por seu papel na mitigação das mudanças climáticas.
Em um nível de implementação, manguezais, pântanos salgados e ervas
marinhas podem ser incluídos na contabilidade de carbono nacional, de acordo com o
documento do IPCC (2013), Supplement to the 2006 Guidelines for National
Greenhouse Gas Inventories: Wetlands. Alguns elementos técnicos precisam ser
totalmente integrados a esses mecanismos para avaliar o potencial total do carbono
costeiro, por exemplo, contabilizando o carbono do solo. Uma expansão da
implementação de programas e projetos em todo o mundo também é necessária para
interromper a perda contínua desses ecossistemas e reduzir as emissões resultantes.
Adicionalmente, vários benefícios e serviços essenciais para a adaptação às
mudanças climáticas também são fornecidos por esses ecossistemas, incluindo proteção
costeira e segurança alimentar para muitas comunidades em todo o mundo.
Nesse sentido, apesar da reconhecida importância, os manguezais, ainda
apresentam grande vulnerabilidade e estão ameaçados devido, principalmente, à perda
e fragmentação da cobertura vegetal e a redução da qualidade dos habitats aquáticos.
Isso ocorre em consequência do aumento da urbanização e da poluição associada, às
alterações na atividade aquática, que têm influenciado na redução da oferta de
provisões que, por sua vez, impactam a dinâmica econômica e social de comunidades
locais e outros setores que utilizam esses recursos para sobreviver, como atividades de
extrativismo, turismo e pesca artesanal (ICMBio, 2018).
Para SPALDING et al. (2010), as causas mais relevantes para a perda das
florestas de mangue são a sua conversão para a aquicultura, agricultura e usos urbanos
do solo, ressaltando que as zonas costeiras costumam ser densamente povoadas e por
essa razão, a pressão sobre essas regiões é intensa, causando assim a degradação e
8
exploração excessiva de muitas áreas de manguezais. Os autores afirmam ainda que,
aproximadamente 35.600 km2 de manguezais foram perdidos entre os anos de 1980
e 2005, totalizando um quarto de toda a cobertura original de mangue, perdida como
consequência das ações humanas. Mesmo com a redução das taxas de perda, de 1,04%
ao ano até a década de 1980 para 0,66% ao ano em 2005, essas taxas ainda alcançam
valores de três a cinco vezes mais altos do que os valores geralmente alcançados pelas
taxas de perda florestal global, indicando que os mangues estão desaparecendo
rapidamente. De acordo com o ICMBio (2018), no Brasil presume-se que cerca de 25%
dos manguezais de todo o país tenham sido degradados desde o início do século XX.
Essas áreas naturais, localizadas em estreitas faixas de transição entre o
continente e o mar, constituem os berçários da vida marinha, beneficiando, diretamente,
a pesca. Tal atividade, como um manejo sustentável de grande relevância
socioeconômica, é uma aliada natural das novas diretrizes e metas internacionais para a
conservação sustentável do mar, aprovadas pela Convenção de Diversidade Biológica –
CDB (2004). O valor ecossistêmico da conversão dessas áreas marinhas e costeiras para
a especulação imobiliária, turismo de beleza cênica ou expansão industrial contrasta
com o valor da conservação de sua biodiversidade para fins pesqueiros
Um exemplo é o estudo realizado por ABURTO-OROPEZA et al. (2008), com
base em pesquisa que associa proporcionalmente capturas pesqueiras no oceano
Pacífico, na região do golfo da Califórnia, à quantidade de manguezais preservados,
concluiu que estes ecossistemas valem muito mais para a biodiversidade do que para a
especulação imobiliária. Os valores dos dividendos proporcionados pela pesca para cada
hectare de manguezal equivalem a US$ 37,500 mil por ano ou 600 vezes mais,
aproximadamente, do que o valor dado a ele pelo governo mexicano. Também, na
Tailândia, estudo revela que um hectare de manguezal preservado vale entre 1.000 a
36.000 dólares, bem acima dos 200 dólares para um hectare de manguezais convertidos
em viveiros de camarões.
Portanto, existe um amplo consenso entre os gestores costeiros sobre a
importância de conservar ou restaurar esses sistemas naturais, contribuindo para a
resiliência costeira e a provisão de serviços ecossistêmicos, como a atenuação das ondas
para reduzir as inundações costeiras e a erosão marginal (SPALDING et al., 2014 ).
Avaliações governamentais e procedimentos formais de planejamento, por exemplo, no
Estado de Queensland (2012) e a Agência Ambiental Europeia (2015) respondem cada
9
vez mais aos apelos por uma apreciação mais holística da 'infraestrutura natural' na
tomada de decisões costeiras e do uso de Soluções Baseadas na Natureza (em inglês,
Nature-based Solutions, NbS), que durante muito tempo tem sido tratado nos meios
científicos e não governamentais (por exemplo, SHEPARD et al., 2011; BECK et al.,
2012; SUTTON-GRIER et al., 2015).
O papel dos recursos do sistema natural no fornecimento de proteção às
comunidades costeiras ganha força após cada desastre de inundação natural. O furacão
Katrina em 2005 no norte do Golfo do México e a 'supertempestade' Sandy no nordeste
dos Estados Unidos levaram a um exame sério do efeito potencial de 'bio-proteção' das
zonas úmidas costeiras por defensores menos tradicionais, como governos ou a indústria
de seguros (BROADHEAD & LESLIE, 2007; BRIDGES et al., 2013; NARAYAN et
al., 2017 ).
Os cientistas têm procurado fornecer dados e modelos para informar a integração
de recursos naturais no planejamento de redução de risco costeiro. A funcionalidade
potencial foi quantificada para muitos sistemas, por exemplo, por vários estudos de
atenuação de ondas pela vegetação costeira (QUARTEL et al., 2007; HORSTMAN et
al., 2014; MÖLLER et al., 2014; FOSTER-MARTINEZ et al., 2018). Essas medições
diretas ilustram que as zonas úmidas reduzem os impactos das ondas, enquanto outros
estudos mostram o potencial dos sistemas para reduzir os danos econômicos
(NARAYAN et al., 2016; BARBIER et al., 2013). Para tempestades e eventos
extremos, houve menos medições diretas de campo (STARK et al., 2015; PAQUIER et
al., 2017), mas as abordagens de modelagem numérica identificaram os principais
fatores que influenciam a tempestade e a atenuação das ondas (LODER et al., 2009;
SHENG et al., 2012; MARSOOLI et al., 2016).
A aplicação em larga escala da defesa contra enchentes baseada na natureza é
dificultada por uma percepção de falta de conhecimento sobre sua utilidade e
sustentabilidade. A quantificação de seus benefícios reais para a redução do risco de
inundação e de seu caráter dinâmico em face de eventos extremos é particularmente
desafiadora (BOUMA et al., 2014). Isso é agravado pela ausência de diretrizes de
projeto abrangentes geralmente aceitas. Embora o uso de defesas contra inundações
baseadas na natureza devesse ser considerado nos projetos de proteção costeira
tradicional, esse nem sempre o caso (por exemplo, MAI et al., 2009), apesar do custo
potencialmente mais baixo em comparação com as medidas tradicionais de redução de
10
risco costeiro. Além disso, o foco do uso de defesas baseadas na natureza das zonas
úmidas é frequentemente nas próprias zonas úmidas com vegetação, e não em todo o
cenário costeiro. Essa configuração inclui planícies de maré não vegetadas que também
contribuem de forma independente para a função de defesa (REED et al., 2018).
Nessa perspectiva, para SOUZA-FILHO (2001), o mau planejamento do uso e
ocupação da zona costeira associado à infraestrutura necessária para produzir os
benefícios econômicos desejáveis para a região, influencia diretamente na condição
ambiental da área e por consequência, na qualidade de vida dos habitantes. Pereira et
al. (2006) destacam ainda que, esse cenário pode acarretar a redução de recursos
pesqueiros de fundamental importância para a dinâmica econômica do município,
assim como alterações na sedimentologia e morfodinâmica da zona costeira e
comprometimento da qualidade da água, devido ao despejo e disposição inadequados
de efluentes líquidos e resíduos sólidos.
Diante de todo exposto e do desafio de estabelecer e mensurar a importância do
Carbono Azul presente nos manguezais e seu papel na acumulação de carbono e na
provisão do demais serviços ecossistêmicos associados, essa pesquisa contribui no
sentido de entender o significado regional dessas florestas na mitigação e adaptação
frente as mudanças do clima e eventos extremos.
Nesse sentido, foi selecionada uma área de estudo, partindo da identificação e
mapeamento de lugares potencialmente sujeito ao risco climático e de eventos extremos,
e quantificado o carbono armazenamento e sequestrado pelo manguezal da área
mapeada. Também, foi valorado o estoque e sequestro desse carbono, bem como dos
demais serviços ecossistêmicos associados a floresta de mangue estudada.
O objetivo geral e os objetivos específicos estão destacados a seguir.
1.1. Objetivo Geral
O objetivo geral desta tese é analisar o potencial de conservação e manejo dos
ecossistemas de Carbono Azul como medida de mitigação e adaptação às mudanças
climáticas e eventos extremos, a partir do estudo de caso da Floresta de Manguezal da
Baía de Sepetiba, nos limites da Região Metropolitana do Rio de Janeiro, considerando
11
uma abordagem ecossistêmica e visando dar suporte à aplicação de políticas voltadas
para planejamento costeiro.
1.2. Objetivos Específicos
Para atingir o objetivo central desta tese serão necessários atingir os seguintes
objetivos específicos:
(i). Levantar o estado da arte dos efeitos das mudanças climáticas e dos
eventos extremos nas zonas costeiras;
(ii). Levantar e atualizar o estado da arte sobre ecossistemas de Carbono
Azul;
(iii). Avaliar estratégias de conservação, restauração e manejo desses
ecossistemas como forma de mitigação e adaptação as mudanças
climáticas e eventos extremos;
(iv). Mapear e quantificar a área de estudo;
(v). Calcular o estoque e o sequestro de carbono pelo ecossistema de estudo;
e
(vi). Avaliar e valorar os serviços ecossistêmicos providos pelo ecossistema
de estudo.
12
1.3. Estrutura e Método de Pesquisa
Além deste primeiro capítulo introdutório, esta tese está estruturada de forma a
contextualizar a importância e os efeitos das mudanças climáticas e dos eventos
extremos com foco nas suas interações com as zonas costeiras no Capítulo II, gerando
uma base de informações para melhor entendimento dos impactos das alterações
climáticas, considerando os cenários climáticos regionalizados, dos fatores físicos que
desempenham papéis importantes sobre as zonas costeiras do Brasil. Além disso,
expõem-se os principais cenários climáticos regionalizados no Brasil, com enfoque nas
zonas costeiras, a partir de breves descrições de características chaves de cada modelo e
cenário (Seção 2.1). Também são descritos e identificados os principais impactos e
vulnerabilidades das zonas costeiras frente às mudanças climáticas (Seção 2.2) e as
principais alterações dos parâmetros ambientais intervenientes nessa região (Seção 2.3).
O Capítulo III trata de revisão bibliográfica sobre os ecossistemas de Carbono
Azul, visando uma base científica que contemplasse as hipóteses da conservação e
manejo desses ecossistemas como medida de mitigação e adaptação às mudanças
climáticas e eventos extremos, bem como da importância do manguezal na produção e
manutenção do Carbono Azul.
O Capítulo IV apresenta o levantamento bibliográfico referente as
características do ecossistema de floresta de mangue, incluindo as diversidades
apresentada por esse ecossistema (Seção 4.1) e as características biogeomorfológicas
que influenciam seu papel na mitigação e adaptação às mudanças do clima (Seção 4.3).
O levantamento e a discussão do arcabouço legal ligado a proteção dos manguezais são
apresentados na Seção 4.4. E por fim, esse capitulo são apresentados e discutidos
aspectos sobre a valoração ambiental dos manguezais, os serviços ecossistêmicos
associados, os principais métodos de valoração (Seção 4.7).
Visando dar suporte a tomada de decisão e políticas voltadas ao planejamento e
gestão costeira, foram abordadas estratégias de conservação, restauração e manejo
desses ecossistemas como forma de mitigação e adaptação as mudanças climáticas e
eventos extremos (Capítulo V).
Finalizando com um estudo de caso no Capítulo V. A identificação e
mapeamento da área de estudo é apresentada na Seção 6.3. Para a construção dos mapas
13
foram utilizados dados cartográficos em várias escalas, formatos e projeções disponíveis
em meio digital, sendo do IBGE na escala de 1:25.000; do município do Rio de Janeiro
(armazém de dados) na escala de 1:10.000; Classificação Climática (ALVAREZ et al.
2014) escala Brasil 1:5.000.000 e INEA na escala 1:25.000. Para a confecção dos mapas
e a base do cálculo de área utilizou-se o software Arcgis® através da função Calculate
geometry.
Para a quantificação do estoque e sequestro de carbono por manguezais, no caso
da área de estudo, o primeiro passo foi realizar a linha de base, que envolveu a
quantificação do carbono na vegetação existente, uma vez que através da fotossíntese
nas plantas, o CO2 da atmosfera é removido e armazenado em forma de biomassa,
categoria de sequestro de carbono. Esta quantificação foi feita com base nas
metodologias de projetos de MDL em florestação, e reflorestamento em pequena e larga
escala, de modo que se buscou então aqueles protocolos vigentes no momento, uma vez
que são constantemente revistos internacionalmente. A AR-ACM0003 lida
especificamente com projetos de Florestação e Reflorestamento de terras em áreas
úmidas (Seção 6.4).
Para valorar os principais serviços ecossistêmicos gerados pelo manguezal de
Guaratiba-Sepetiba (Seção 6.5), em primeiro lugar foi realizado um levantamento
bibliográfico e documental acerca dos principais serviços gerados pelo mangue,
utilizando dados da literatura e do Plano de Manejo da REBIO de Guaratiba (2013).
Posteriormente, foram levantados na estudos de caso de valoração de serviços
ecossistêmicos gerados por mangues no Brasil, e selecionados os estudos em que os
serviços ecossistêmicos valorados se assemelhassem aos serviços do estudo de caso.
Desta forma, o valor econômico dos serviços ecossistêmicos foi definido a partir da
média dos valores dos demais estudos semelhantes. Já para a valoração pelo serviço de
estoque e sequestro carbono proveniente do mangue, foram considerados os valores do
mercado de carbono (FOREST TRENDS, 2020).
No Capítulo VII retomam-se as principais conclusões dos capítulos anteriores,
indicando limitações gerais na área de pesquisa, bem como possíveis trabalhos futuros.
14
Capítulo II. Mudanças climáticas e Zonas Costeiras
O nível médio global do mar (em inglês, Global Mean Sea Level - GMSL) está
subindo e acelerando. A soma das contribuições das geleiras e das calotas polares é
agora a fonte dominante de aumento do GMSL. O GMSL nos medidores de marés e
observações de altimetria aumentou de 1,4 mm ano–1 no período de 1901–1990 para 2,1
mm ano–1 no período de 1970 – 2015 para 3,2 mm ano–1 no período de 1993–2015 a 3,6
mm ano–1 no período de 2006 a 2015 (IPCC, 2019).
Forçantes antropogênicas não climáticas, incluindo tendências demográficas e de
assentamentos recentes e históricos, desempenharam um papel importante no aumento
da exposição e vulnerabilidade das comunidades costeiras às taxas totais de aumento do
nível do mar (em inglês, Sea Level Rise, SLR) e eventos extremos de nível do mar (em
inglês, Eustatic Sea Level - ESL). Nos deltas costeiros, por exemplo, essas forçantes
alteraram a disponibilidade de água doce e sedimentos. Em áreas costeiras baixas, de
maneira mais ampla, as mudanças induzidas pelo homem podem ser rápidas e modificar
as linhas costa em curtos períodos de tempo, superando os efeitos da SLR. A adaptação
pode ser realizada a curto e médio prazo, visando direcionadores locais de exposição e
vulnerabilidade, apesar da incerteza sobre os impactos locais da SLR nas próximas
décadas (IPCC, 2019).
Os ecossistemas costeiros já são impactados pela combinação das taxas totais de
aumento do nível do mar e outras mudanças oceânicas relacionadas ao clima e efeitos
adversos das atividades humanas no oceano e na terra. A atribuição de tais impactos ao
SLR, no entanto, permanece desafiadora devido à influência de outros fatores climáticos
e não climáticos, como o desenvolvimento da infraestrutura e a degradação do habitat
induzida pelo homem.
Esses ecossistemas, incluindo sapais, manguezais, dunas com vegetação e praias
arenosas, podem expandir verticalmente e lateralmente em resposta à SLR, embora essa
capacidade varie de acordo com as condições locais e edáfica. Fornecem serviços
importantes que incluem proteção costeira e habitat para diversas biotas, porém como
consequência de ações humanas, que fragmentam habitats de áreas úmidas e restringem
15
essa migração na terra, os ecossistemas costeiros perdem progressivamente sua
capacidade de se adaptar às mudanças induzidas pelo clima e de fornecer serviços
ecossistêmicos, inclusive atuando como barreiras protetoras.
Segundo o IPCC (2019), o futuro aumento do GMSL causado pela expansão
térmica, derretimento das geleiras e mantos de gelo, e por conta de alterações no
armazenamento da água do solo, depende fortemente de qual cenário de emissão do
Caminho de Concentração Representativa (RCP). Prevê-se que a SLR no final do século
seja mais rápida em todos os cenários, incluindo aqueles compatíveis com o objetivo de
longo prazo de temperatura estabelecido no Acordo de Paris. O GMSL aumentará
0,43m, com intervalo entre 0,29 - 0,59m no RCP 2,6; e 0,84 m (0,61 - 1,10 m) no RCP
8,5 até 2100 quando comparado com o período de 1986 - 2005.
Devido ao aumento projetado do GMSL, os extremos de nível do mar
historicamente raros se tornarão comuns em 2100 em todos os RCPs. Muitas cidades
baixas e pequenas ilhas, na maioria das latitudes, experimentarão esses eventos
anualmente até 2050. Espera-se que a mitigação dos gases de efeito estufa previstos nos
cenários de baixa emissão (por exemplo, RCP 2.6) reduza drasticamente, mas não
elimine o risco para zonas costeiras e ilhas. Cenários de baixa emissão levam a taxas
mais lentas de SLR e permitem uma gama mais ampla de opções de adaptação. Na
primeira metade do século XXI, as diferenças nos eventos de ESL entre os cenários são
pequenas, facilitando o planejamento da adaptação (IPCC, 2019).
Uma diversidade de respostas de adaptação a impactos e riscos costeiros foi
implementada em todo o mundo, mas principalmente como uma reação ao risco costeiro
atual ou a desastres já ocorridos (IPCC, 2019) e em grande parte trata-se de medidas
rígidas de proteção costeira (diques, aterros, quebra-mar e etc.).
No caso do Brasil, pouco se conhece sobre o ambiente costeiro e os agentes
físicos nele atuantes, de modo que as informações sistemáticas são pouco precisas, e os
meios de monitoramento ambiental são instalados de forma pontual e em intervalos de
tempo limitados (NEVES & FIALHO, 2012). Também é necessário que sejam
16
implementadas metodologias de análise de dados que caracterizem eventos transientes e
processos não estacionários, incorporando o conceito de resiliência2.
2.1. Modelos e Cenários climáticos regionalizados para o Brasil:
considerações sobre estudos de vulnerabilidade nas zonas
costeiras
Os estudos sobre os efeitos climáticos de aumentos na concentração de GEE na
atmosfera terrestre geralmente baseiam-se em Modelos de Circulação Geral (General
Circulation Model – GCM). Tais modelos são as principais ferramentas para relacionar
mudanças químicas na atmosfera terrestre a mudanças em variáveis climáticas, como
temperatura, precipitação. Portanto, os GCMs são utilizados na simulação de clima
global com base em algum cenário para a concentração futura de GEE na atmosfera,
sendo comum, atualmente, o uso de cenários IPCC. Uma desvantagem de GCMs é que
eles produzem resultados em escalas espaciais e temporais muito grandes (malha
tridimensional com uma resolução horizontal de 300 km e 10 a 40 níveis verticais), o
que faz com que a modelagem climática global feita por GCMs precise ser refinada para
que seus resultados possam ser utilizados em estudos de impactos regionais (Lucena,
2010).
Nesses estudos é adequado empregar maior um detalhamento que os modelos
globais, uma vez que esses estudos tem caráter local. Os modelos atmosféricos
regionais provem o detalhamento do modelo global (downscaling) para um determinado
período de tempo e para uma determinada região (CHOU, 2012).
Ressalta-se também, que existem diversos modelos globais e regionais e seu
desenvolvimento é contínuo e, portanto, as projeções climáticas estão sendo
constantemente revisadas e atualizadas. Ademais, diferentes modelos climáticos globais
e diferentes metodologias de downscaling resultam de resultados distintos para um
mesmo ponto de partida (clima atual e concentração futura de GEE).
2 A resiliência é definida como a capacidade dos sistemas sociais, econômicos e ambientais de lidar com
um evento, tendência ou perturbação perigosa, respondendo ou reorganizando de maneira a manter sua
função, identidade e estrutura essenciais, além de manter a capacidade de adaptação, aprendizado e
transformação (IPCC, 2018).
17
2.1.1. Levantamento e análise de estudos dos cenários climáticos para o
Brasil
O estudo de caso de LUCENA (2010), onde foram necessários utilizar cenários
regionalizados para avaliar a vulnerabilidade do setor hidroelétrico do Brasil, foi
baseado em um conjunto de projeções climáticas resultantes do downscaling dinâmico3
do GCM HadCm3, do Hadley Centre (Reino Unido), pelo modelo regional PRECIS
(Providing REgional Climates for Impacts Studies) para os cenários de emissão A2 e
B24, do IPCC SRES (Special Report on Emissions Scenarios).
Os dados climáticos foram obtidos junto ao Centro de Previsão de Tempo e
Estudos Climáticos do Instituto de Pesquisas Espaciais (CPTEC/INPE), em uma escala
de 50 x 50 km para o período de 2005 a 2100. Vale ressaltar que o resultado do
downscaling do HadCm3 pelo PRECIS fornece apenas o período 2071-2100. Para os
demais anos, realizaram uma interpolação entre as projeções históricas (cenário linha de
base, de 1961-19905) e as projeções para o fim do século.
O autor destaca que os estudos de impacto de MCG em geral, e hidroelétricos
especificamente, estão sujeitos a uma cadeia de incertezas cumulativas. Segundo o
quarto relatório de avaliação do IPCC (IPCC, 2007), as principais fontes de incerteza na
projeção de vazões futuras advêm das variações entre os resultados de diferentes GCMs.
Uma forma de minimizar as incertezas com relação às projeções climáticas é utilizar os
resultados de diversos GCMs, o que permite apresentar diferentes cenários possíveis de
3 No downscaling dinâmico a dinâmica física é resolvida explicitamente em modelos climáticos regionais (Regional
Climate Models – RCM). Assim, são incorporadas na análise, além dos resultados dos GCMs, as características da
camada de superfície, i.e. topografia, cobertura vegetal, etc. Embora esse método não assuma implicitamente a
perpetuação das relações climáticas históricas, ele é muito intensivo em dados e capacidade computacional, o que
limita seu uso repetido sobre os resultados de inúmeros GCMs (MAUER, 2007). Além disso, o downscaling
dinâmico pode gerar erros significativos por acumular os vieses do GCM ao do RCM.
4 A família de cenários A1 é caracterizada por um mundo com altas taxas de crescimento econômico, com uma
população que atinge seu máximo em 2050 e com uma rápida introdução de novas e mais eficientes tecnologias. A
convergência entre regiões, a construção de capacidade e maiores interações culturais e sociais resultam em uma
redução substancial das diferenças regionais de renda per capita. Na família de cenários B2 há uma maior
preocupação com a sustentabilidade ambiental e social nos níveis nacional e local. Esse cenário é marcado por um
crescimento da população mundial constante a uma taxa abaixo do cenário A2, níveis intermediários de
desenvolvimento econômico e inovações tecnológicas heterogêneas entre regiões.
5 A linha de base não corresponde aos históricos dos dados climáticos, mas sim a uma simulação feita pelo modelo
climático global e regional para as concentrações de GEE atuais e é utilizado como referência para as condições
climáticas atuais. Assim, para se evitar possíveis vieses dos modelos climáticos, as projeções futuras de clima devem
ser comparadas àquelas do cenário de base.
18
clima futuro e, consequentemente, diferentes impactos. De fato, os resultados do
HadCm3 para o Brasil tendem a projetar um clima mais seco que demais GCMs,
especialmente na região norte-nordeste. Dessa forma, o estudo de caso deste trabalho se
limitou à análise dos impactos do clima projetado pelo HadCM3 para os cenários de
emissão do IPCC SRES A2 e B2.
Em particular, nesse estudo os resultados obtidos sobre os impactos no regime
das vazões naturais afluentes, a partir de uma metodologia de balanço hídrico6
conduzida por SALATI et al. (2009), que calcularam o excedente hídrico anual no
baseline e em períodos de cinco anos, desde 2011 até 2100, a partir dos dados do
downscaling dinâmico do GCM HadCM3 para os cenários A2 e B2, podem ser
particularmente importantes para uma análise regionalizada dos cenários de mudanças
climáticas, neste caso principalmente com relação a mudanças no ciclo hidrológico,
fator importante quando se considera os impactos nas zonas costeiras, como será
apresentado na Seção 2.3 desta tese.
O estudo apresentou os resultados estimados para a vazão anual nos cenários
futuros. Resumidamente, observou-se que, as vazões das bacias do Parnaíba e do
Atlântico Leste são as que reduzirão mais significativamente, o que no estudo refletiu
em perdas de cerca de 80% na geração de energia (firme e média), enquanto as bacias
da região Sul/Sudeste do Brasil, Paraná, Paraguai, Uruguai e Atlântico Sul apresentaram
um aumento da vazão no horizonte analisado, de acordo com as projeções de maior
precipitação para essas áreas. As bacias da Amazônia, Tocantins Araguaia e São
Francisco também apresentaram redução nas suas vazões anuais nos cenários futuros.
O autor destaca que, o desenvolvimento de modelos hidrológicos voltados ao
estudo das MCG é pertinente, principalmente o avanço no sentido é ampliar a base de
dados para calibragem de modelos hidrológicos. Isso é especialmente relevante em
estudos para o Brasil, como foi mostrado nesse estudo de caso, onde a ausência de uma
base de dados mais completa impossibilitou a inclusão do efeito da temperatura no
impacto sobre a sazonalidade, além de limitar a análise de algumas bacias (por exemplo,
a bacia amazônica).
6 Contudo, devido à falta de dados sobre a variação do estoque de água e a interação das vazões com aquíferos
subterrâneos, esses resultados de balanço hídrico não incorporaram possíveis impactos sazonais e não fornecem,
assim, as séries mensais necessárias à modelagem energética. Portanto, uma análise estatística foi conduzida para
sazonalizar os dados anuais.
19
2.1.1.1. Relatório do Clima INPE: Região Nordeste (MARENGO, 2008;
MARENGO, 2007a e 2007b; AMBRIZZI et al., 2007)
Esse estudo de caso abrange a região do semiárido, Nordeste do Brasil, que é
considerada a região mais vulnerável, do ponto de vista social à mudança de clima. O
estudo apresentou cenários de mudanças de clima no Brasil até finais do século 21, com
cenários regionalizados de clima para o futuro (2071-2100) derivados de três modelos
regionais de clima (Eta-CPTEC, HadRM3 e RegCM3, com resolução espacial de 50 km
x 50 km) forçados com o modelo global do Centro Climático do Reino Unido
(HadCM3), para os cenários extremos de emissão A2 (Altas emissões de gases de efeito
estufa-pessimista) e B2 (baixas emissões de gases de efeito estufa-otimista), também
utilizados no estudo de caso anterior.
Segundo o estudo, no cenário climático pessimista, as temperaturas aumentariam
de 2 ºC a 4 ºC e as chuvas se reduziriam entre 15-20% (2-4 mm/dia) no Nordeste, até o
final do século 21. No cenário otimista, o aquecimento seria entre 1-3ºC e a chuva
ficaria entre 10-15% (1-2 mm/dia) menor que no presente a nível anual.
Em relação a eventos extremos de clima, o impacto mais importante seria um
aumento no índice de dias secos consecutivos CDD, chegando até mais de 30 dias/ano
em 2071- 2100 no cenário A2 comparado há 12 dias/ano no clima do presente, assim
como uma redução de dias com extremos intensos de chuva, especialmente no interior
do Nordeste e no litoral de Piauí e na Bahia.
Segundo os autores, então, esses cenários resultariam nos seguintes impactos
para a região:
• O aumento de 3ºC ou mais na temperatura média deixaria ainda mais
seco os locais que hoje têm maior déficit hídrico no semiárido;
• A curta estação chuvosa presente hoje pode desaparecer. Se o problema
se confirmar, será impossível praticar agricultura na região sem o uso de
irrigação, e o acesso à água será muito dificultado;
• O alto potencial para evaporação do Nordeste, combinado com o
aumento de temperatura, causaria diminuição da água de lagos, açudes e
reservatórios;
20
• O semiárido nordestino ficará vulnerável a chuvas torrenciais e
concentradas em curto espaço de tempo, resultando em enchentes e
graves impactos socioambientais;
• Espera-se uma maior frequência de dias secos consecutivos e de ondas de
calor decorrente do aumento na frequência de veranicos;
• A produção agrícola de subsistência de grandes áreas pode se tornar
inviável, colocando a própria sobrevivência do homem em risco;
• Com a degradação do solo, aumentará a migração para as cidades
costeiras, agravando ainda mais os problemas urbanos;
• A caatinga pode dar lugar a uma vegetação mais típica de zonas áridas,
com predominância de cactáceas. O desmatamento da Amazônia também
afetará a região.
O cenário pessimista sugere uma tendência de extensão da deficiência hídrica
(maior frequência de dias secos consecutivos) por praticamente todo o ano para o
Nordeste, isto é, tendência a aridização da região semiárida até final do século 21.
Define-se aridização como sendo uma situação na qual o déficit hídrico que atualmente
apresenta-se no semiárido durante 6 - 7 meses do ano seja estendido para todo o ano,
consequência de um aumento na temperatura e redução das chuvas. Em resumo, grande
parte do semiárido nordestino, onde a agricultura não irrigada já é atividade marginal,
tornar-se-ia ainda mais marginal para a prática da agricultura de subsistência.
Adicionalmente, os autores apontam, os resultados de estudos mostrados no
Relatório do Grupo de Trabalho II do IPCC (2007) revelam que, no processo de
aquecimento global, não só choverá menos e as secas serão mais intensas, mas há outro
perigo – alguns indicadores apontam que o processo de aquecimento global também
significará uma redução no nível de água dos reservatórios subterrâneos. Dessa forma,
como consequência das mudanças climáticas, espera-se uma redução de água nos
aquíferos nordestinos, que pode chegar a 70% até o ano 2050.
Um estudo desenvolvido por um grupo de pesquisadores do Serviço Geológico
dos Estados Unidos (MILLY et al. 2005) avalia o impacto de mudanças climáticas em
vazões de rios em nível mundial. A média foi feita com 12 modelos do IPCC AR4 para
o período entre 2041-2060 em relação ao clima atual 1900-70, e eles detectaram
reduções nas vazões no Rio São Francisco entre 15 a 20% para o período 2080-2099 em
21
relação presente. Observa-se que o estudo de caso anterior (LUCENA, 2010) também
detectou redução na vazão estimada na bacia do São Francisco, porém em maior
proporção para o mesmo período.
2.1.1.2. Cenários regionais de mudança no clima na América do Sul usando Eta-
CPTEC/HadCM3 (MARENGO et. al., 2012; CHOU et. al., 2011 e 2012)
Esses estudos utilizaram modelo regional Eta-CPTEC para produzir cenários
climáticos futuros para a América do Sul tanto para clima presente no período de 1961-
1990 (CHOU et. al., 2011), e clima futuro de 2010-2100, cenário A1B do IPCC SRES,
com resolução de 40km e condições de contorno do modelo HadCM3.
O modelo regional Eta-CPTEC foi derivado a partir do modelo Eta
(MESINGER et. al., 1988) desenvolvido na Universidade de Belgrado e
operacionalmente implantado pelo National Centers for Environmental Prediction –
NCEP (Black 1994).
O CPTEC (Centro de Previsão de Tempo e Estudo Climático) do INPE (Instituto
Nacional de Pesquisas Espaciais) usa o Modelo Eta operacionalmente desde 1996 para
fazer previsão do tempo. O modelo foi escolhido uma vez que o sistema de coordenadas
verticais desse modelo é recomentado para a América do Sul, devido à presença da
Cordilheira dos Antes. O modelo foi modificado para simulações climáticas
(BUSTAMANTE et al. 2002) e foi utilizado anteriormente em estudos de previsão
sazonal sobre a América do Sul (BUSTAMANTE et al., 2006; ALVES et al., 2004;
CHOU et al., 2005) em que as previsões foram apresentando os melhores resultados,
isto é, mais próximos das observações com relação ao modelo global (T62), usado como
condições iniciais e de contorno.
Recentemente, o modelo foi adaptado para realizar integrações de escala de
décadas para estudos de cenários de mudanças climáticas (PESQUERO et. al., 2009).
Os primeiros cenários de mudanças climáticas que foram produzidos sobre a
América do Sul utilizando esse downscaling foram os estudos apresentados neste item,
para o clima presente, período de 1961-1990, e clima futuro de 2010-2100, cenário
A1B, com resolução de 40km e condições de contorno do modelo HadCM3 (CHOU et
22
al., 2011; 2012; MARENGO et al., 2012). As análises climatológicas de tempo presente
foram apresentadas em CHOU, et. al. (2011) e as análises de mudanças futuras em
temperatura, a circulação atmosférica e aspectos do ciclo hidrológico foi realizado para
2011-2040, 2041-2070 e 2071-2100 por MARENGO et. al. (2012) e CHOU et. al.
(2012). As mudanças são avaliadas para o verão (DJF) e inverno (JJA).
Os resultados apresentados para circulação de baixa e alta pressão (ventos de
superfície) e pressão ao nível do mar (Sea Level Pressure - SLP) mostraram mudanças
sob de intensificação da baixa pressão continental (Amazônia) e da Baixa do Chaco7
tanto no inverno (JJA) como no verão (DJF), bem como uma intensificação da Alta
Subtropical Atlântica8, que é deslocada para noroeste a cerca de 10-20 ºS e atinge mais
de 60 ºW do sudeste da América do Sul. Estas alterações ficam maiores após o meio do
século 21. O aumento da alta pressão elevada sobre o Atlântico Sul e em toda a porção
oriental da massa de terra pode causar o bloqueio ou desaceleração das frentes frias que
viajam equatorial ao longo da costa oriental do continente. O bloqueio das frentes frias
pode explicar a redução da precipitação em latitudes mais baixas e o aumento nas
regiões subtropicais e de latitudes médias. Os aumentos de temperatura de até 4 – 6 ºC
no continente foram projetados com mudanças mais intensas a partir da segunda metade
do século 21.
Mudanças no transporte de umidade e precipitação anual foram projetadas na
porção do Atlântico tropical, com grandes reduções de precipitação na Amazônia e
Nordeste do Brasil (chegando a até 40%), enquanto há o aumento de precipitação em
torno da costa norte do Peru e Equador e no sudeste da América do Sul. Todas as
7 A Baixa do Chaco - BCH é um sistema característico da estação chuvosa e um dos componentes das Monções da
América do Sul. O ciclo de vida da BCH está relacionado com a passagem de uma perturbação de tipo frontal, de
escala sinótica ou maior, que afeta especialmente a baixa troposfera. A variabilidade da BCH está associada a fortes
anomalias de temperatura, vento e umidade em boa parte da porção tropical e subtropical da América do Sul. Existe
também uma clara relação entre a BCH e outros sistemas típicos dessa região, como a Zona de Convergência do
Atlântico Sul, a Baixa do Noroeste Argentino e o Jato de Baixos Níveis. A BCH desenvolve-se, em média, devido à
ocorrência de precipitação convectiva e à presença de céu claro, enquanto que sua dissipação está ligada à advecção
fria pós-frontal (SELUCHI & GARREAUD, 2012).
8 As Altas Subtropicais são sistemas de alta pressão localizados em torno de 30 graus de latitude nos principais
oceanos de nosso Planeta. Elas estão associadas à circulação média meridional da atmosfera, surgindo devido às
células de Hadley. No Atlântico Sul, a Alta Subtropical (ASAS) é de grande importância para o clima da América do
Sul. Ela afeta o clima do Brasil tanto no inverno como no verão. No inverno, ela inibe a entrada de frentes e causa
inversão térmica e concentração de poluentes nos principais centros urbanos das regiões sudeste e sul. Na região
nordeste, a ASAS contribui para o regime de chuvas no litoral. A dinâmica desse sistema também favorece a
formação de nevoeiros e geadas no sul e sudeste do Brasil. Por outro lado, no verão o transporte de umidade nos
baixos níveis troposféricos ao longo da Zona de Convergência do Atlântico Sul (ZCAS), são afetados pela circulação
associada a ASAS (BASTOS & FERREIRA, s.a.).
23
mudanças se tornam mais intensa após 2040. A diferença entre Precipitação -
Evaporação sugere déficits hídricos e reduções no escoamento dos rios na Amazônia
Oriental e na Bacia São Francisco, aumentando a suscetibilidade destas regiões às secas
no futuro.
Como resultados, no nível regional, aquecimento projetado atinge uma média de
1-2 ºC em 2010-2040. Em médio prazo, o aquecimento regional foi projetado entre 2,5
e 3,5 ºC, enquanto mundialmente o aquecimento projetado é de cerca de 2,5 ºC, com
uma concentração de CO2 de 523 ppm. No período de 2071-2100 as temperaturas
regionais devem aumentar em 3,5-5,0 ºC, com um pouco maior significa mudança no
verão do que no inverno.
2.1.1.3. Avaliação das Mudanças Climáticas sobre a América Sul para Cenários
regionalizados no RCP 4,5 e 8,5 (CHOU et. al., 2014)
Estudo de downscaling baseado no Modelo regional Eta-CPTEC conduzido por
dois modelos globais, o HadGem2-ES (desenvolvido pelo Hadley Centre) e o MIROC5
em dois cenários de emissão RCP 4.5 e 8.59, para o período de para 2011-2040, 2041-
2070 e 2071-2100, com baseline de 1961 – 1990, considerado com clima atual.
O Model for Interdisciplinary Research on Climate - MIROC5 (WATANABE,
M. et. al., 2010) é uma versão melhorada do modelo MIROC3.2 utilizado no IPCC AR4
(2007). É um modelo japonês composto pelos modelos atmosférico de circulação global
da atmosfera (CCSR–NIES – Frontier Research Center for Global Change), modelo
oceânico CCSR Ocean Component Model, que inclui um modelo de gelo oceânico
9 No AR5 (IPCC, 2014), os cenários são baseados nos forçantes radiativas antropogênicas para o final do século 21.
Os modelos econômicos podem tomar caminhos diferentes para chegar a quatro forças radiativas que são
equivalentes a caminhos diferentes de concentração dos gases de efeito estufa, os chamados RCPs - Representative
Concentration Pathways. Os quatro cenários diferentes são rotulados como: RCP 8.5, RCP 6.0, RCP 4.5 e RCP 2.6,
que correspondem a forçantes radiativas de 8,5 Wm-2, 6,0 Wm-2, 4,5 Wm-2, e 2,6 Wm-2, respectivamente. O
primeiro RCP é o mais pessimista e resulta em uma média global de aquecimento no final do século 21 de cerca de
4ºC, enquanto o último RCP é o mais otimista correspondendo a um aquecimento global de cerca de 1ºC. O
forçamento radiativo do RCP 8,5 corresponde aproximadamente ao cenário A2 do AR4 (IPCC, 2007), que cresce
quase linearmente durante o século 21, mas com valores mais elevados de forçantes radiativa. Por outro lado, o RCP
4,5 corresponde aproximadamente ao cenário B1 em AR4, o forçamento radiativo aumenta quase linearmente até
aproximadamente o ano 2060 e, em seguida, diminui a taxa de aumento até o final do século quando se estabiliza.
24
global, e de um modelo de superfície que possui um módulo de rios acoplado. Com
resolução de cerca de 150 km na horizontal e 40 níveis na vertical.
A resolução modelo regional Eta-CPTEC foi de aproximadamente 20 km na
horizontal e 38 camadas na vertical. O topo do modelo é a 25 hPa, com domínio que
engloba a maior parte da América do Sul e América Central e parte dos oceanos
adjacentes. Para análise do estudo foram delimitadas as principais regiões brasileiras
Norte (NO), Nordeste (NE) e Centro-Sul (CS) e avaliados a temperatura e precipitação,
exibidos em variações médias sazonais, ciclo anual, séries temporais, distribuição de
frequência e indicadores climáticos extremos.
A Eta-HadGEM é claramente mais sensível ao aumento de gases de efeito estufa
quando comparado com as simulações no Eta-MIROC5. Entretanto, para ambos os
modelos, foi projetado um aquecimento em todo o continente, sendo uma amplitude
maior no Eta forçado por HadGEM2-ES no cenário RCP 8.5. No verão (DJF), no curto
prazo 2011-2040, as simulações no Eta-MIROC5 atingiu um aumento no aquecimento
de cerca de 1.5ºC e 2ºC, enquanto no Eta-HadGEM foi de cerca de 4 °C. A área mais
sensível, isto é, onde ocorre o aquecimento maior, está localizada na parte central e no
Sudeste do Brasil, uma área densamente povoada.
No último período de tempo simulado, 2071-2100, foram atingidas as máximas
de temperatura, com aquecimento de cerca de 9ºC no cenário Eta-HadGEM no RCP 8,5,
abrangendo a maior parte do continente da América do Sul, incluindo a América
Central. No inverno (JJA), as mudanças de temperatura são de magnitude semelhante,
mas ligeiramente maiores no verão. Algumas diferenças entre as duas estações podem
ser notadas na região norte Argentina e Paraguai, onde foi projetado um aquecimento
mínimo sobre o continente em JJA. Essa é uma área preferencial de frontogênese10
durante o inverno, sendo que o aquecimento no norte da Argentina favorece o
desenvolvimento mais intenso da frontogênese.
As Regiões Sul, Sudeste, Centro-Oeste e sul da Região Norte são
frequentemente afetadas por friagens nos meses de outono e inverno (abril a setembro),
nesses lugares, todos os setores de atividade humana sofrem impactos da friagem, tanto
10 Processo segundo o qual se formam as descontinuidades atmosféricas ou frentes, fenômenos atmosféricos que
marcam os climas das regiões subtropicais e temperadas da terra. É formada por duas massas de ar com
características diferentes, possibilitando um deslocamento expressivo do ar (MATTOS, 2003).
25
favoráveis, como é o caso do turismo e vestuário, quanto desfavoráveis como é o caso
de danos causados na atividade agropecuária (MATTOS, 2003).
Em DJF, foi projetada uma grande redução de precipitação na área que se
estende desde NO região para região CS, área onde geralmente ocorre a Zona de
Convergência do Atlântico Sul (ZCAS), isto é o principal sistema meteorológico no
continente que se acumula grandes quantidades de precipitação durante o verão. A
mudança sugere uma redução da frequência de ocorrência de ZCAS ou redução na
atividade da ZCAS na produção de precipitação. Esta redução está de acordo com a
intensificação da alta pressão subtropical e ventos sobre o continente, o que pode
bloquear a passagem de frentes frias movendo se em direção a latitudes mais baixas,
semelhante às projeções simuladas com Eta-HadCM3 no cenário A1B apresentada no
estudo anterior. Essa redução se intensifica para o final do século.
As simulações mostram uma redução da precipitação na parte central e na parte
sudeste, e não tanto na Amazônia e Nordeste do Brasil, como no estudo anterior.
No verão, a parte norte do Nordeste do Brasil mostrou aumento da precipitação
em ambos os cenários de RCP Eta-MIROC5 e no RCP 4.5 no Eta-HadGEM , enquanto
apenas os Eta-HadGEM no RCP 8.5 mostra redução da precipitação em todo o Nordeste
do Brasil. O regime de precipitação na parte norte do Nordeste é geralmente dependente
da posição da Zona de Convergência Intertropical (ZCIT). Na simulação Eta-MIROC5,
a precipitação associada com ZCIT é deslocada para o sul causando um aumento da
precipitação na parte norte do Nordeste do Brasil, enquanto no Eta-HadGEM não
ocorreu nenhum deslocamento, mas sim uma redução global de precipitação.
A redução de precipitação média no sul do Chile foi encontrada em todos os
períodos futuros nas simulações.
No inverno, a redução na precipitação ocorre na parte norte do continente, e se
estende ao longo da América Central e do Caribe. Enquanto, no Pacífico oriental, a
precipitação associada à ZCIT é deslocada para o sul em todas as simulações, no
Atlântico, a banda se afastou da costa e provoca uma redução na precipitação ao longo
da costa leste do Nordeste do Brasil. Além disso, em JJA, precipitação deverá aumentar
no na região Sul, mas limitado à zona costeira, e diminuir no sul do Chile.
26
Sobre a distribuição de frequência das taxas de precipitação, no RCP 4.5
simulado no Eta-HadGEM, pouco impacto é notado nas regiões tropicais do NO e NE,
mas sim na região CS subtropical. No RCP 8.5, as mudanças na distribuição de
frequência das taxas de precipitação são bastante evidentes em todas as três regiões,
principalmente nos períodos de 2011-2040 e 2041-2070, nas regiões NE e CS. Apesar
da redução predominante de precipitação nas três regiões mostradas durante o ciclo
anual total, os eventos de precipitação intensa tornam-se mais frequentes no futuro.
Os indicadores de extremos climáticos utilizados, baseados na precipitação
diária, foram à precipitação anual total (PRCPTOT), a quantidade de precipitação dos
dias quando a taxa de precipitação maior que 95º percentil de precipitação diária
(R95P), os máximos anuais de dias secos consecutivos (CDD), e os máximos anuais de
dias úmidos consecutivos (CWD).
O indicador PRCPTOT mostrou uma diminuição da precipitação anual durante o
século 21 na maior parte da região amazônica e Sudeste do Brasil. Nessas regiões, a
precipitação total anual pode reduzir em cerca de 700 mm, em relação ao clima presente
até ao final do século. Um aumento na precipitação anual total ocorre ao longo da parte
sul da América do Sul e atingindo mais de 500 milímetros até o final do século. Um
aumento de PRCPTOT na parte norte do NE também é mostrado nas simulações.
O indicador R95p mostra uma pequena redução na quantidade das taxas de
precipitação extrema na Amazônia, na região central e sudeste do Brasil em todos os
três os tempos futuros. E, em contra partida, mais umidade no sudeste da América do
Sul.
Já o indicador CDD destaca um aumento de dias secos consecutivos
principalmente sobre o Nordeste do Brasil, uma área já semiárida, se intensificando para
o final do século, de acordo com MARENGO (2007ab) e AMBRIZZI (2007). Na região
central da Argentina, na região frontogênica, o houve uma diminuição do CDD em
todos os três períodos de tempo futuros. O CWD mostra uma diminuição dos dias
úmidos consecutivos com relação ao clima atual, principalmente na região amazônica,
como apresentado nos demais parâmetros. Mudanças positivas no CWD dificilmente
ocorreram sobre o continente, nem mesmo no sudeste da América do Sul, onde um
clima mais úmido foi projetado.
27
Por fim, estudos anteriores de impacto das mudanças climáticas sobre a região
basearam-se no downscaling simulado a partir da mesma família de modelos globais,
HadAM3 e HadCM3 (Krüger et. al., 2012; Marengo et. al., 2012), enquanto neste
trabalho de CHOU et. al. (2012) foi incluído o modelo global MIROC5, podendo
considerar possibilidades adicionais para os impactos das mudanças climáticas na escala
regional.
2.1.1.4. Adaptação às Mudanças do Clima: Cenários e Alternativas Infraestrutura
Costeira (SAE/PR, 2015)
Em 2015 a Secretaria de Assuntos Estratégicos da Presidência da República -
SAE/PR publicou o estudo de adaptação às mudanças do clima da infraestrutura
costeira, executado pelo Centro de Previsão de Tempo e Estudos Climáticos – CPTEC,
apresentando cenários referente ao downscaling do modelo Eta-CPTEC utilizando as
condições de contorno e iniciais do Model for Interdiciplinary Reserach on Climate
(MIROC5), para clima presente (1960 à 2005) e para os climas futuros (2011 à 2040;
2041 à 2070; 2071 à 2009), apenas para o cenário RCP 4.5.
Para tanto, foram analisados campos médios mensais, sazonais (DJF, MAM,
JJA, SON) da precipitação, temperatura e vento em baixos e altos níveis (850 e 200
hPa) comparando-os com os dados da simulação do clima presente. Outro aspecto
analisado foi o ciclo anual e distribuição de frequência da precipitação e temperatura
sobre as regiões principais do Brasil (Amazônia - AM, que inclui toda a Região Norte
mais os estado do Mato Grosso; Nordeste – NEB e Centro-Sul – CS, que compreende as
Regiões Sul, Sudeste e os estados de Goiás e do Mato Grosso do Sul). Também foi
analisada a tendência de alguns índices indicadores de extremos climáticos
Climatologicamente, a distribuição espacial e temporal das variáveis analisadas,
foi semelhante com o padrão encontrado na literatura, como nos estudos mostrados
acima. No entanto, foi possível observar algumas mudanças, em relação ao clima
presente, na intensidade de determinados sistemas meteorológicos. Uma tendência de
anomalia positiva de precipitação foi detectada sobre a região Sul do Brasil e uma
anomalia negativa sobre a região Amazônica no verão (DJF) que migra para oeste no
28
outono (MAM). Destacou-se em todos os períodos de analise, a redução da precipitação
sobre o oceano Atlântico e a presença de um faixa de anomalia positiva ao longo da
costa.
Quanto à temperatura, comparando com o clima presente, o período de 2071-
2099 se apresentou mais quente sobre a maior parte do domínio, com a diferença
chegando aos 3°C na região Centro-Sul. A análise das séries temporais do ciclo anual da
precipitação mostrou que o modelo apresenta um aumento da temperatura média mensal
durante todo o ano em relação ao clima presente.
Com relação à distribuição de frequência observou-se um aumento na frequência
de eventos de precipitação com altos índices pluviométricos em todas as regiões
estudadas. Em todos os períodos verificou-se um aumento anômalo para o último
intervalo de classe (>30mm/dia). Esse aumento ocorre devido aos valores anômalos e
intensos de precipitação ao longo de toda a costa do continente.
A tendência dos indicadores de extremos climáticos apresentou tendência de
redução da precipitação total na região de atuação da ZCAS para o período de 2071-
2099. Os índices de temperatura mostraram tendências positivas para a porcentagem de
noites frias em toda região Nordeste. A porcentagem dos dias frios indicou tendências
negativas sobre o Brasil central e tendências positivas sobre a Argentina. As tendências
de porcentagens de dias quentes indicaram aumento sobre a região central do Brasil,
com valores superiores a 24%, e diminuição sobre a Argentina e região Nordeste do
Brasil. A simulação indicou também um aumento das ondas de calor sobre o Brasil
central.
O estudo identificou uma redução da precipitação de forma generalizada sobre o
Oceano Atlântico e o aumento ao longo da costa, que indica a necessidade de ajuste nos
esquemas de produção de precipitação do modelo.
Por fim, o estudo, no que concerne à vulnerabilidade costeira, foi construído um
Índice de Vulnerabilidade para a Costa Brasileira – IVCB, onde dados de tendência de
variação do nível do mar no âmbito das mudanças climáticas do IPCC, foram
incorporados à modelos de indicadores de vulnerabilidade relativos à exposição a ondas
e marés e erosão, juntamente com dados maregráficos, cartas geotécnicas e
geomorfológicas; além de mapas de hidrografia e dados pluviométricos de séries
29
históricas para indicadores de inundação; e mapas de uso da terra para indicadores de
ocupação. O estudo do IVCB e adaptação, a princípio, só foi concluído para o Estado
do Rio de Janeiro (RJ) e a costa de São Paulo na região da cidade de Santos.
2.1.1.5. Vulnerabilidade no Estado e Região Metropolitana do Rio de Janeiro
(RMRJ) – (TORRES; MARENGO; e VALVERDE, 2016); (NACARATTI,
2008); (MENDONÇA e SILVA, 2007); (MAIA, 2007); (MUEHE E NEVES,
2007); (COELHO NETO, 2007); (SOARES, 2007); (PRAST, 2007).
No Estudo de Torres et al. (2016) são avaliadas as tendências dos extremos de
temperatura e precipitação nas regiões metropolitanas do Rio de Janeiro (RMRJ) e São
Paulo (RMSP) no final do século XXI. Para isso foram utilizadas as simulações de dois
modelos regionais climáticos usados no projeto CREAS: RegCM3 e HadRM3P. As
simulações foram realizadas para o período de 1961-1990 e para 2071-2100, no cenário
futuro A2 de emissão de gases de efeito estufa do IPCC.
Os modelos regionais indicam para a região de estudo um aumento da
temperatura média anual que pode chegar a 2-3 ºC segundo o modelo RegCM3 e 3-4 ºC
segundo o HadRM3P. Os índices extremos de precipitação para a RMRJ indicam um
aumento no número de dias secos consecutivos e uma redução no número de dias no
ano com precipitação acima de 10 mm. Para essa mesma região, os modelos preveem
um aumento no máximo anual de precipitação acumulada em cinco dias consecutivos e
que poderia ocasionar enchentes. As tendências nos índices extremos de temperatura,
tanto para RMRJ quanto RMSP, indicam um aumento no número de dias e noites
quentes e uma diminuição em dias e noites frias. Esses resultados são consistentes com
um clima mais seco que o atual, com altas temperaturas diurnas e noturnas e com
chuvas intensas concentradas em períodos curtos.
A Figura 1 apresenta as anomalias de precipitação anual (%) e temperatura
média anual (ºC) projetada pelos modelos regionais climáticos HadRM3P e RegCM3,
para o período 2071–2100 com relação a 1961-1990, no cenário pessimista SRES A2.
As regiões em destaque indicam a RMSP e RMRJ. Analisando os campos de
precipitação anual observamos que o modelo HadRM3P projeta uma redução de
30
precipitação em todo o domínio analisado, ficando em cerca de 10 a 20% na RMSP e
RMRJ, enquanto que o modelo RegCM3 projeta um pequeno aumento na região das
megacidades de aproximadamente 5-10%, principalmente sobre a RMRJ. Os campos de
temperatura média anual projetados no cenário pessimista para o final deste século
indicam um aumento de 2-4 ºC em todo o domínio analisado, sendo que para as regiões
de estudo esses valores ficam entre 2 e 3 ºC para o modelo RegCM3 e 3-4 ºC para o
modelo HadRM3P.
Figura 1. Anomalias de precipitação anual (%) (a e b) e temperatura média anual (ºC) (c e d)
projetadas pelos modelos regionais climáticos HadRM3P (esquerda) e RegCM3 (direita), para o
período 2071–2100 com relação a 1961-1990, no cenário pessimista SRES A2. As regiões em
destaque indicam a RMSP e RMRJ. Fonte: Extraído de Torres et al. (2016).
Na Figura 2 são apresentadas as tendências dos extremos de precipitação. As
figuras da direita representam a concordância entre as projeções dos modelos: o valor 2
indica que os dois modelos concordam com um aumento da variável analisada, 0 indica
que os modelos divergem e -2 indica que os modelos concordam com um decréscimo da
variável analisada. Avaliando as projeções dos extremos de precipitação para a RMRJ,
os modelos concordam com um aumento no número de dias secos consecutivos e uma
31
redução no número de dias no ano com precipitação acima de 10 mm, assim como um
aumento no máximo anual de precipitação acumulada em cinco dias consecutivos. Para
a RMSP os resultados dos modelos divergem para os índices R10mm, R95p e Rx5day,
mas concordam com uma pequena redução no número de dias secos consecutivos
(CDD).
As tendências nos extremos de temperatura para o final do século na RMRJ,
RMSP e adjacências são apresentadas na Figura 3. Diferentemente dos extremos de
precipitação, os modelos concordam em todas as tendências projetadas, sendo elas:
aumento no número de dias quentes, diminuição no número de dias frios, aumento no
número de noites quentes e diminuição no número de noites frias.
32
Figura 2. Diferença entre as tendências projetadas pelos modelos regionais HadRM3P
(esquerda) e RegCM3 (centro) nos períodos 2071–2100 e 1961-1990, cenário SRES A2, para os
índices extremos: CDD (a-c), R10mm (d-f), R95p (g-i) e RX5day (j-l). As figuras da direita
representam a concordância entre as projeções dos modelos: o valor 2 indica que os dois
modelos concordam com um aumento da variável analisada, 0 indica que os modelos divergem
e -2 indica que os modelos concordam com um decréscimo da variável analisada. As regiões em
destaque representam a RMSP e RMRJ. Fonte: Extraído de Torres et al. (2016).
33
Figura 3. Mesmo que Figura 2, exceto para os índices TN90p (a-c), TN10p (d-f), TX10p (h-i) e
TX90p (j-l). Fonte: Extraído de Torres et al.(2016).
Os autores observaram também que os índices extremos relacionados
diretamente com a variável temperatura apresentam uma alta confiabilidade, pois os
modelos conseguem simular satisfatoriamente os padrões observados. No entanto, a
confiabilidade dos modelos em simular os índices extremos relacionados à precipitação
se demonstra bastante baixa, pois os padrões observados não são bem representados. As
divergências dos modelos regionais com relação à variável precipitação se justificam
pelo fato de que apesar dos avanços científicos no entendimento dos diversos sistemas
atmosféricos que atuam na América do Sul, a previsão e simulação de chuvas,
34
principalmente àquelas muito intensas ou extremas, continuam sendo um grande desafio
para os meteorologistas. Embora o aperfeiçoamento dos modelos numéricos com o
tempo trouxe reduções substancias nos erros de variáveis como vento, temperatura,
pressão ao nível médio do mar e altura geopotencial, melhorias na previsão de
precipitação têm sido pequenas. A dificuldade para um aperfeiçoamento significante
dessa variável deve-se a três fatores: primeiro, o entendimento dos processos que
envolvem a precipitação ainda são bastante limitados; segundo, dados deficientes
muitas vezes reduzem a acurácia das condições iniciais dos modelos; e por último, a
representação dos processos precipitantes resolvidos pela grade e por aqueles sub-grade
em um modelo de mesoescala continuam sendo muito difíceis de serem solucionadas.
Em resumo, os resultados encontrados Por Torres et al. (2016) são consistentes
com um clima mais seco que o atual na região de estudo, com altas temperaturas diurnas
e noturnas e com chuvas intensas concentradas em períodos curtos. Assim como várias
cidades brasileiras, as regiões metropolitanas de São Paulo e do Rio de Janeiro se
demonstram vulneráveis aos eventos extremos atuais, fator esse que deverá ser agravado
no clima futuro. Isso revela que ações mitigadoras e adaptativas se tornam
imprescindíveis e ganham novas dimensões em termos de segurança humana e do
desenvolvimento do país.
Já no estudo de Nacaratti (2008), intitulado “Os cenários de mudanças
climáticas como novo condicionante para a gestão urbana: as perspectivas para a
população da Cidade do Rio de Janeiro”, a autora levanta uma série de estudos que
consideram cenários previstos para RMRJ e suas vulnerabilidades para a população da
cidade do Rio de Janeiro. No que tange ao objetivo desta tese, serão apresentados os
resultados para as alterações no micro clima, elevação das marés e dinâmica costeira,
bem como para alterações nos ecossistemas remanescentes. A autora destaca, ainda a
importância do monitoramento constante das vulnerabilidades para a adaptação das
cidades.
Uma rápida revisão no processo de evolução urbana do Rio de Janeiro
demonstra que uma sucessão de intervenções alterou o meio natural e colaborou para
ampliar as fragilidades e problemas ambientais.
A expansão da malha urbana se deu em grande parte por aterros, intensa
ocupação de orla e desmontes de morros. Por mais de 4 séculos a dinâmica natural de
35
extensas áreas de baixas declividades localizadas a grandes distâncias dos corpos d’água
receptores das bacias e sob influência das marés foi desconsiderada. Exemplos desse
tipo de intervenções estão localizados no centro histórico, onde aterros de orla e de
alagadiços foram realizados desde a ocupação inicial da cidade, na Região Portuária,
com a construção do Porto do Rio no início do século XX, nos aterros da Zona Sul e
Baia de Guanabara. Práticas semelhantes continuam a ocorrer ainda hoje no processo de
expansão urbana e podem ser observadas na Baixada de Jacarepaguá e de Sepetiba. Os
efeitos adversos das inundações verificados em grandes parcelas do território
submetidas a esse tratamento, entretanto, já foram, motivo para a determinação de
critérios de ordenamento definidos pelo Plano Diretor Decenal de 1992 (NACARATTI,
2008).
Desde sua aprovação ficou determinada a criação de regulamentos especiais para
as áreas cujo tipo de solo apresentasse vulnerabilidade a inundações ou que estivessem
sob a influência marinha que, como se constata pela Figura 4, constitui boa parcela do
território municipal. Apesar do avanço da legislação da década de 90, pouco se
progrediu nos estudos de detalhamento e pode-se dizer que nada foi feito em termos de
medidas legais restritivas visando uma ocupação sustentável das referidas áreas
(NACARATTI, 2008).
A suscetibilidade a acidentes geotécnicos decorrentes de fatores climáticos,
topográficos e geológicos é outra característica marcante na história da cidade.
Inumeráveis eventos, muitos deles catastróficos, puderam ser observados ao longo do
período de aceleração da urbanização no século XX. Apesar dos consideráveis
investimentos no controle da estabilidade das encostas iniciados ainda nos anos 60,
dados da Coordenação de Defesa Civil da Cidade do Rio de Janeiro de 2006 revelam
que mais de 68% dos atendimentos relacionados a fatores ambientais ocorreram nessas
áreas (PCRJ,2007).
36
Figura 4. Áreas abaixo da cota de 5m na cidade do Rio de Janeiro. Fonte: NACARATTI
(2008).
Os possíveis impactos da elevação do nível do mar e eventos climáticos
extremos no meio físico da Cidade do Rio de Janeiro foram estudados pelos aspectos de
três pareceres técnicos - Áreas da cidade passíveis de alagamento pela elevação do nível
do mar (MENDONÇA & SILVA, 2007); microclima e eventos climáticos extremos
(MAIA, 2007); e vulnerabilidades físicas da orla da cidade (MUEHE & NEVES, 2007).
O estudo inicial desenvolvido pelo Instituto Municipal de Urbanismo Pereira Passos
constitui a referência para as demais análises desenvolvidas pelos especialistas. Nela
foram considerados três cenários hipotéticos de elevação do nível das marés – 0,40, 0,60
e 1,50m conforme o indicado no relatório do IPCC e o conhecimento dos técnicos sobre
a cidade. Na elaboração do estudo foram utilizadas informações cartográficas produzida
entre os anos 1997 e 2000, nas escalas 1:2.000 e 1:10.000 para elaboração de um
Modelo Digital de Terreno (MDT) construído num ambiente de sistema de informações
geográficas. Complementaram as análises ortofoto de 2004, as imagens de satélite de
2005/2006 e informações censitárias do censo de 2000. Dadas as características do
território municipal foram também identificados os setores censitários com cotas médias
37
acima de 1,50 até 5,00 metros por serem consideradas áreas frágeis e sujeitas às
variações das marés já apontadas em estudos anteriores sobre a cidade.
Assim, a partir do mapeamento das áreas passíveis de alagamento, foram
também identificados os setores censitários atingidos. Dessa forma, construiu-se um
aplicativo que permitiria a obtenção de algumas informações relacionadas à
quantificação e perfil da população ali instalada.
O processo desenvolvido por MENDONÇA & SILVA (2007) com a utilização
dos recursos da base de dados da Prefeitura permite também a identificação de
edificações, quantificação de logradouros atingidos e outros elementos da infraestrutura
urbana vulneráveis a uma suposta elevação do nível do mar (Figura 5).
Na construção do cenário correspondente a alterações no microclima local
MAIA (2007) admite que este esteja fortemente condicionado pela escassez de dados e
estudos sobre o tema. Apesar disso, algumas tendências dos principais parâmetros
meteorológicos que puderam ser identificadas com o material disponível. As
temperaturas médias mensais tendem à elevação e as ilhas de calor na cidade
localizadas na região Bangu e Realengo deverão ser ampliadas. Entretanto, Maia sugere
que alterações no uso do solo e cobertura vegetal sejam a principal explicação para
essas alterações.
Verifica-se também a alteração na distribuição temporal das precipitações com
longos períodos de estiagem. De acordo com registros ainda em análise, episódios de
estiagem tendem a ser mais concentrados e em maior volume. Quanto à possibilidade de
ocorrência de eventos extremos, MAIA (2007) observa que algumas alterações
significativas vêm sendo registradas, tais como a intensificação de ventos associados a
tempestades, aumento da instabilidade atmosférica no verão, com correspondente
aumento dos episódios de chuvas fortes e inundações, sobretudo na baixada fluminense.
Observa o aumento das concentrações de ozônio no ar urbano, decorrentes do intenso
tráfego de veículos automotivos e do aquecimento urbano.
Ao apresentar as hipóteses de vulnerabilidade com base em dados preliminares
na orla da cidade MUEHE & NEVES (2007) observam que, em decorrência da própria
evolução geormorfológica, os principais riscos seriam consequentes da erosão e
inundação. Os riscos de inundação nas áreas baixas decorrem do aterro de antigas
38
lagunas e braços de mar aterrados e planícies fluviomarinhas, devido à proximidade do
lençol freático e pela dificuldade de drenagem nesses locais.
Na avaliação dos riscos de erosão costeira a orla da Zona Sul apresenta grande
vulnerabilidade devido a sua orientação voltada diretamente para as tempestades e com
baixa capacidade de ajuste a elevação do nível do mar por retrogradação em
consequência da fixação da pós-praia por elementos como muros, vias e pela
urbanização. Sob esses aspectos, as praias da Baixada de Jacarepaguá estariam em
melhor situação. No trecho de orla semi exposta e abrigada são destacados dois pontos
de riscos: na Baía de Guanabara onde as áreas mais expostas dependendo da orientação
e da pista de vento, podem ser afetadas pela ação das ondas e correntes, o que causaria a
destruição da orla feita artificialmente por enrocamento muros e cais; e na Baía de
Sepetiba que teria as obras de urbanização certamente transpostas pelas ondas
(NACARATTI, 2008).
Para a elaboração de prognósticos com base nos dados preliminares o texto
afirma ser preciso definir dentre os cenários sugeridos pelos relatórios do IPCC, o nível
a adotar para estimativas de consequência dos eventos. Entretanto, quaisquer que sejam
estes, as praias oceânicas da Zona Sul e áreas mais urbanizadas, tenderão a perder areia,
enquanto as praias menos urbanizadas poderão sofrer ajustes de recuo em até uma
dezena de metros (NACARATTI, 2008).
O efeito mais danoso da elevação do nível das marés na cidade, entretanto, seria
pela elevação do nível freático aumentando as chances de inundações das áreas baixas e
bloqueio de rios e canais das baixadas, que já apresentam problemas de ajuste ao nível
do mar atual.
Os resultados da elevação do nível das marés na cidade segundo as observações
preliminares de MUEHE & NEVES (2007), portanto, agravariam os problemas de
erosão de orla e inundações já existentes em consequência de sua ampliação espacial e
do número de pessoas atingidas.
39
Figura 5. Áreas do Município do Rio de Janeiro com cotas de 0,40, 0,60 e 1,50m. Fonte:
MENDONÇA & SILVA (2007).
Para a elaboração das hipóteses de impactos nos ecossistemas remanescentes da
cidade foram adotados os mesmos cenários de elevação no nível do mar em um
horizonte de 100 anos. Apesar de todos os especialistas considerarem as informações
disponíveis pontuais, descontinuadas e extremamente particulares, os pareceres
“Ecossistemas de Encostas” (COELHO NETO, 2007), “Formações de manguezais” 13
(SOARES, 2007) e Sistemas lagunares (PRAST, 2007) congregam as análises
preliminares acerca dos impactos sobre o patrimônio natural remanescente da cidade e
região metropolitana.
O documento “Ecossistemas de Encostas” elaborado por COELHO NETO
(2007) trata da vulnerabilidade do domínio do ecossistema da Floresta Atlântica de
Encostas, parte integrante do bioma da Mata Atlântica no município do Rio de Janeiro.
Considera a paisagem do Rio de Janeiro como um conjunto formado por
compartimentos topográficos montanhosos circundados por uma baixada costeira, que
se interconectam através de redes de canais fluviais que deságuam nos reservatórios
terminais das lagoas costeiras, das baías ou diretamente no oceano. Essa rede de canais
constitui as principais vias de conexão entre os domínios de encostas e as áreas
passíveis de serem afetadas pela ascensão do nível do mar evidenciada nas simulações
40
feitas por Mendonça e Silva (2007) já anteriormente descritas, dos três cenários do
aumento do nível médio do mar.
Apesar de apenas dispor de uma base de dados consistente para o Maciço da
Tijuca, Coelho Neto (ibid.) avalia a vulnerabilidade das encostas a ocorrência de
deslizamentos considerando os principais agentes que interferem na instabilidade desses
locais – regime de chuvas, perda da cobertura vegetal e ocupação urbana.
Conclui que a tendência a elevações de temperatura e aquecimento do oceano
faz com que seja também esperado um aumento da frequência de eventos de chuvas de
alta intensidade, já verificados nas últimas décadas, especialmente durante o alto verão,
cenário que aumentaria o risco a deslizamentos.
Não relaciona a elevação do nível das marés diretamente à instabilidade nos
ecossistemas de encostas de acordo com os cenários projetados, mas considera que esse
fato possa potencializar a frequência e magnitude das enchentes nas áreas de baixada.
As constatações da autora mostram tendência a formação de um cenário
preocupante, considerando-se a população de baixa renda que habita as áreas de maior
precariedade de saneamento básico nas baixadas acarretando riscos de propagação de
doenças e epidemias durante e após os períodos de enchentes.
As funções de estabilização da linha de costa e o assoreamento dos corpos
d’água adjacentes, de acordo com SOARES (2007), tornam a avaliação de variação do
nível médio do mar e o seu impacto sobre os manguezais particularmente importante.
Baseado em um modelo conceitual sobre o comportamento e respostas dos
manguezais frente a elevações do nível médio do mar em que a dependência de fatores
primários locais como: topografia, fonte de sedimento, taxa de aporte de sedimento, e
outros, SOARES (2007) admite que na região de Guaratiba, no município do Rio de
Janeiro, existem condições de acomodação e migração progressiva das formações ali
existentes em direção ao continente, ocupando áreas disponíveis, que antes eram
ocupadas por sistemas terrestres ou de água doce, que progressivamente serão invadidos
por águas salgadas. Entretanto, essa condição favorável poderá ser prejudicada pela
pressão da ocupação urbana, o que torna faz com que seja mais provável ocorrer a
redução da área dos remanescentes de manguezais. Para outros fragmentos de
manguezais existentes na baía de Sepetiba pode-se esperar um comportamento similar,
41
sendo que a situação é mais crítica na região do rio Piraquê. Essas tendências podem
ainda ser agravadas pelo possível rompimento da restinga da Marambaia, já que estudos
sobre o local confirmam que esta estaria submetida a um forte grau de erosão e, uma
elevação do nível médio do mar poderá romper o equilíbrio nesse ponto, consolidando
seu processo de erosão. Todavia, estudos mais aprofundados se fazem necessários para
a definição de um prognóstico seguro.
Cenários semelhantes podem ser visualizados nas baías de Guanabara e Sistema
Lagunar Jacarepaguá-Barra da Tijuca onde as áreas de manguezais encontram-se
submetidas a forte ocupação urbana.
Os estudos realizados nas lagoas costeiras da cidade permitiram que PRAST
(2007) fizesse as considerações sobre os sistemas lagunares da cidade apresentadas a
seguir.
A avaliação da Lagoa Rodrigo de Freitas não evidenciou tendência à expansão
de sua área, pois seu nível d’água é controlado de forma artificial por meio de
comportas ligadas ao sistema de drenagem que podem impedir a entrada excessiva de
água do mar e manter o nível da lagoa próximo ao atual. Por isso apresenta baixa
vulnerabilidade a esse impacto. Por outro lado, a manutenção desse ecossistema
fechado, sem troca de água com o mar por longos períodos e a intensificação de eventos
extremos de chuva, pode reduzir a qualidade de suas águas. Há ainda o fato de que a
lagoa na entrada de águas do sistema de drenagem pluvial em períodos de chuvas
intensas pode acarretar no recebimento de esgotos domésticos lançados ao mar pelo
emissário.
Os aspectos observados das lagoas da Baixada de Jacarepaguá sugerem que
esses ecossistemas e seu entorno sejam as áreas mais vulneráveis à elevação do nível
d’água no Rio de Janeiro em razão da pouca altitude em que se situam, com cota
altimétrica média abaixo de 1,50 m.
O resultado esperado seria a elevação imediata do nível do mar e a ampliação do
espelho d’água em consequência do aumento do volume de água e do nível do lençol
freático o que ocuparia grande parte dos bairros do Recreio dos Bandeirantes e de
Vargem Grande.
42
PRAST (2007) por fim, conclui que o aumento da frequência de tempestades
tropicais pode também aumentar a frequência de inundações nas moradias em períodos
de chuvas intensas ou de elevadas marés. O contato da população com a baixa qualidade
das águas dessas lagoas pode ocasionar problemas de saúde pública na região.
2.2. Impactos e vulnerabilidade nas zonas costeiras
O conceito de vulnerabilidade tem suas raízes no estudo do risco de eventos
naturais, e pode se definir como "as características de uma pessoa ou grupo em relação
a sua capacidade de antecipar, de fazer frente a, de resistir e de se recuperar de um
impacto e risco natural. Implica uma combinação de fatores que determinam o grau no
qual a vida e a forma de vida de alguém são colocadas em risco por um evento discreto
e identificável na natureza e na sociedade" (BLAIKIE et al., 1994).
De acordo com o IPCC, "a vulnerabilidade é o grau pelo qual um sistema é
susceptível ou incapaz de enfrentar efeitos adversos da mudança climática, incluindo a
variabilidade e os extremos do clima. É função do caráter, magnitude e rapidez da
mudança climática e da variação a que um sistema está exposto, de sua sensibilidade e
sua de capacidade adaptação" (IPCC, 2001).
As mudanças climáticas somadas à vulnerabilidade da sociedade estão
provocando incrementos nos desastres associados ao clima, tais como secas e enchentes,
conforme apresentado anteriormente, nos cenários que mostraram eventos extremos de
seca e de chuva para grande parte do país.
Mesmo que não se tenha total segurança sobre as consequências da mudança
climática em longo prazo, nas últimas décadas têm se observado diferentes eventos de
precipitação, ilhas de calor e sequência de eventos extremos (secas seguidas de chuvas
intensas), que têm causado perdas humanas, econômicas, de infraestrutura e
biodiversidade. As enchentes e as tempestades seguem sendo desastres frequentes de
consequências dramáticas e de longo prazo para a população mais pobre em todo o
mundo. No Brasil os desastres por enchentes representam 59% dos registros, seguidos
pelos deslizamentos com 14%, sendo que mais de 80% dos desastres que acontecem no
Brasil têm sua explicação na instabilidade climática, a qual somada à mudança do
43
clima, ao crescimento populacional, à pobreza, à segregação sócio espacial, aumenta a
vulnerabilidade da população (MARCELINO, 2007).
No Brasil, de acordo com o Relatório do Clima do INPE (2007), o Nordeste é a
região mais vulnerável à mudança climática, uma vez que trata-se da região que
apresenta os menores indicadores sociais, baixa renda e pouca capacidade de adaptação,
apresentando um clima mais quente no futuro e uma maior ardização, podendo-se
esperar que afete a agricultura de subsistência regional, a disponibilidade de água e a
saúde da população. O Sul e Sudeste do Brasil também são zonas de alta
vulnerabilidade, sendo os impactos que a mudança climática para estas zonas seriam de
extremos de chuva, seca e temperatura, afetando a agricultura, a saúde da população e a
geração de energia.
Nas metodologias para a avaliação da vulnerabilidade é possível identificar duas
tendências. Na primeira estariam as metodologias encarregadas de avaliar a
vulnerabilidade frente a uma ameaça específica associada, como: enchentes, secas,
incrementos no nível do mar, etc. Na segunda se encontram aquelas que analisam todas
as ameaças em um só conjunto. Esta última tendência considera a variabilidade e a
mudança climática como uma ameaça. Destacam-se as metodologias que constroem e
aplicam índices, onde a vulnerabilidade é expressa como um valor numérico
(MARENGO, 2007c).
No Brasil têm-se realizado poucos estudos em relação à avaliação da
vulnerabilidade de um setor específico à mudança climática. Com relação à
vulnerabilidade da costa, alguns estudos foram realizados, tanto em relação às
mudanças climáticas considerando os diversos efeitos (FUNDAÇÃO COPPETEC,
2009; TAGLIANI et al., 2010) quanto aos aspectos isolados, como à erosão costeira
(e.g. LINS DE BARROS, 2005; MAZZER et al., 2008; MORAIS et al., 2008;
PINHEIRO et al., 2006) e a salinização de solos e aquíferos (e.g. HERLINGER e
VIERO, 2007; SILVA JÚNIOR e PIZANI, 2003). Ainda assim, apesar do presente
esforço, há um desconhecimento pretérito das variáveis ambientais e falta de
investigações sobre engenharia costeira (FUNDAÇÃO COPPETEC et al., 2009). Além
disso, devido à longa extensão da costa brasileira mais estudos são necessários para a
compreensão dos impactos no território e das particularidades de cada região do nosso
litoral.
44
No caso de zonas costeiras, dependendo de sua localização, se em costa aberta
ou se em ambientes sujeitos a efeitos continentais, a vulnerabilidade a condições
atmosféricas, oceanográficas ou hidrológicas, são fatores físicos determinantes para o
planejamento futuro, em escala de algumas décadas. Portanto, o tema é bem mais
complexo do que a simples elevação eustática do nível médio dos mares (NEVES &
FIALHO, 2012).
Um fator limitante para a previsão de vulnerabilidade de áreas costeiras
brasileiras às mudanças do clima, como a determinação das áreas potencialmente
inundáveis dessas regiões, é a incompatibilidade cartográfica de um datum geodésico
entre as áreas costeiras oceânicas (Cartas náuticas da Diretoria de Hidrografia e
Navegação da Marinha do Brasil – DHN) e continentais (Instituto Brasileiro de
Geografia e Estatística - IBGE), o que inviabiliza a elaboração de um modelo digital de
terreno dos ambientes costeiros (NEVES & MUEHE, 2008), nesse sentido os estudos
acabam adotando escalas e resoluções pouco sensíveis como no estudo da SAE/PR
(2015) apresentado acima.
Algumas medidas para monitoramento do nível do mar têm sido realizadas no
âmbito do Programa Gloss-Brasil (Global Sea Level Observing System), vinculado à
Comissão Oceanográfica Intergovernamental da Unesco denominado GOOS – Global
Ocen Observing Sytem (NEVES & MUEHE, 2008). O programa prevê a instalação de
até doze estações marégraficas, das quais fazem parte os pontos de Rio Grande (RS)
Imbituba (SC), Cananéia (SP), Ilha Fiscal (RJ), Macaé (RJ), Trindade (ES), Salvador
(BA), Fernando de Noronha (PE) e São Pedro e São Paulo (PE) que fornecerão
informações de variação de maré e desvio do nível médio, majoritariamente por
correntes oceânicas ou eventos atmosféricos (GOOSBRASIL, 2015).
Em termos históricos, há dados coletados por instituições como DHN e o CHM
(Centro Hidrográfico da Marinha), pelo INPH (Instituto de Pesquisas Hidroviárias),
órgão atualmente vinculado à Companhia Docas do Rio de Janeiro, pelo Instituto
Oceanográfico da Universidade de São Paulo – IOUSP, pelo IBGE, pela Rede
Maregráfica Fluminense (UFRJ), a Eletronuclear, o Instituto de Estudos do Mar
Almirante Paulo Moreira – IEAPM e a Petrobras.
45
2.3. Principais alterações dos parâmetros ambientais intervenientes
na zona costeira
No Brasil, os conhecimentos acerca dos impactos das mudanças climáticas e dos
eventos extremos sobre a zonas costeira são pontuais e dispersos (PNA, 2016). A
principal conclusão do Painel Brasileiro de Mudanças Climáticas (PBMC, 2014) a
respeito dos impactos sobre a zona costeira aponta para a carência de informações
relacionadas aos efeitos das mudanças climáticas sobre os ecossistemas costeiros, bem
como para a vulnerabilidade desses ecossistemas a tais alterações. A falta de
conhecimento sistemático sobre a dinâmica costeira e as informações imprecisas
relacionadas à altimetria11 e batimetria12 constituem, no momento, a maior dificuldade
para que se possa conhecer a vulnerabilidade natural dessa região e o que poderá ser
incrementado com as mudanças climáticas.
Diante dessa carência de dados, e buscando uma melhor compreensão desses
processos, os seguintes parâmetros/impactos foram considerados importantes para o
estudo dos impactos e vulnerabilidades nas zonas costeiras, bem como na definição de
estratégias de adaptação.
2.3.1. Variações do Nível do Mar
Segundo NEVES & FIALHO (2012), é importante distinguir as variações
eustáticas do nível médio do mar (associadas ao volume de água dos oceanos, que pode
aumentar devido ao derretimento de geleiras continentais ou devido à expansão térmica
da água do mar), variações transientes do nível médio do mar (associadas à passagem de
sistemas meteorológicos) e oscilações periódicas (associadas à maré astronômica).
11 Altimetria: medição da altura relativa dos terrenos, expressa pelo conjunto formado pelas curvas de nível e pontos
cotados de um mapa onde as altitudes são expressas em metros, tendo como ponto de origem o nível do mar (nível
zero).
12 Batimetria: medição da profundidade dos oceanos, lagos e rios e é expressa cartograficamente por curvas
batimétricas que unem pontos da mesma profundidade com equidistâncias verticais (curvas isobatimétricas), à
semelhança das curvas de nível topográfico.
46
No primeiro caso podem-se usar os cenários divulgados pelo IPCC, que variam
na faixa de 0,20 a 0,80 m, embora haja previsões mais pessimistas que atingem até 6m,
até o ano 2100 (IPCC, 2014).
Já as variações associadas à passagem de ciclones são transientes, têm duração
de 2 a 7 dias, e são denominadas marés meteorológicas. Em geral tais eventos na costa
Sul e Sudeste do Brasil são frequentes e possuem magnitude de 0,50 a 1,0m, portanto
bem maiores que as previsões do IPCC para a elevação eustática do nível do mar. Em
eventos de tempestades no mar ou durante a passagem de furacões (ou tufões), a
elevação do nível do mar devido ao decréscimo da pressão atmosférica e à ação de
ventos atinge até 3m acima da maré prevista (NEVES & FIALHO, 2012).
Neste caso, a previsão desses eventos extremos torna-se significativo, e a
questão central é identificar o quão severos seriam esses eventos, de modo a estimar a
maré meteorológica.
Segundo o estudo de TAGLIANI & GONÇALVES (2016), a análise da
vulnerabilidade à elevação do nível do mar devem estar na mais alta prioridade de
qualquer atividade de pesquisa e desenvolvimento dos impactos de mudanças climáticas
em zonas costeiras. Entretanto, não se pode esperar que modelos globais, ou
desenvolvidos para outras regiões do planeta, possam ser suficientemente precisos para
determinação dos impactos desse fenômeno nas escalas locais e regionais da costa
brasileira. Variações do nível do mar são consequência de processos meteorológicos,
geológicos, climáticos, astronômicos, hidrológicos, glaciológicos e biológicos, bem
como das interações que realizam entre si, afetando tanto o nível do mar global como
apenas uma determinada região. Algumas áreas do globo sofrerão maior influência,
outras menos, pois os processos de incursão das águas são função do geóide
equipotencial terrestre (modelo físico da forma da Terra baseado no seu campo
gravitacional), da estrutura morfológica costeira, das marés astronômicas e das marés
meteorológicas, fatores não lineares que, quando associados, tornam cada região um
caso especial e particular.
Na previsão da elevação do nível do mar sobre a linha da costa brasileira, duas
fragilidades essenciais são identificadas para a condução adequada dos estudos: a
inexistência de um referencial altimétrico ortométrico para a zona costeira e a carência
de dados históricos de nível do mar que permitam estabelecer as taxas de elevação. Um
47
dos principais aspectos metodológicos a ser enfrentado é o estabelecimento da rede
geodésica de referência de alta precisão e seu adensamento junto à linha de costa,
permitindo a integração de dados pretéritos à dados recentes e, também, dados a serem
obtidos em operações específicas planejadas. O desenvolvimento e o uso de
metodologias de restituição digital, integrando dados de sensores orbitais e imagens
aerofotográficas, apoiadas em robustos levantamentos geodésicos referenciados à uma
rede única, é uma solução fundamentada para este problema. Somente a partir da
existência de uma base confiável de dados será possível mapear as vulnerabilidades dos
diversos setores da costa brasileira à elevação do nível do mar, realizar uma previsão
dos impactos sobre os meios físico, biótico e socioeconômico, gerar cenários futuros e
avaliar as alternativas de mitigação bem como estratégias adaptativas
2.3.2. Temperatura e ciclo hidrológico
Como mostrado nos cenários do IPCC e cenários regionalizados, notadamente os
parâmetros mais conhecidos são as alterações na temperatura e no regime hidrológico.
Ao contrário da previsão futura das condições climáticas sobre os oceanos, as
previsões de mudanças climáticas em áreas continentais estão bem mais desenvolvidas.
É possível assim, estabelecer cenários com mais segurança, a partir da expectativa de
maior ou menor pluviosidade. No caso de ambientes de estuários e baías, como é o caso
do Rio de Janeiro, o regime hidrológico continental desempenha papel muito relevante
(NEVES & FIALHO, 2012), na zona costeira.
Como por exemplo, no caso de eventos extremos de chuvas, os ambientes
localizados próximos a embocaduras fluviais, se o aumento de vazão fluvial estiver
associado à ocorrência de maré meteorológica, que represa a água do rio, podem ocorrer
condições de enchente e calamidade, como no Porto de Itajaí e o Terminal de
Navegantes, onde as cheias de 2008 impediram a operação portuária por longo prazo,
mas também se aplica aos portos de Rio Grande, Santos, São Francisco do Sul e Vitória.
Várias lacunas do conhecimento ainda precisam ser preenchidas para uma
correta previsão e avaliação dos impactos das alterações climáticas nos estuários
brasileiros. A análise de tendências e a aplicação de modelos numéricos, visando
48
simular eventuais cenários futuros, dependem ainda da implantação de sistemas
observacionais eficientes e da obtenção de séries temporais longas. Para tanto, algumas
ações são necessárias como: (i) a implantação de uma rede de estações maregráficas
costeiras georeferenciadas; (ii) a localização das estações maregráficas em diversos
pontos dos estuários, já que as alterações de nível podem ser produto também de
tendências na descarga fluvial; (iii) a obtenção das vazões dos rios que deságuam nos
estuários ao longo da costa brasileira; (iv) o mapeamento detalhado do relevo no
entorno das regiões estuarinas, possibilitando identificar áreas comprometidas com
variações do nível e (v) a obtenção de séries temporais de salinidade, um bom
parâmetro indicador de alterações nestes sistemas.
2.3.3. Ventos
Os modelos atmosféricos regionalizados apresentados no item anterior, já
indicam uma mudança no regime dos ventos e uma tendência de ocorrência mais
frequente de ciclones extratropicais no Atlântico Sul. E de fato, o monitoramento
permanente por satélite conduzido pela NASA tem indicado a presença de sistemas
meteorológicos com força de furacão, ainda que não necessariamente atinjam a costa
(NEVES & FIALHO, 2012).
Se pensarmos no setor portuário, este fator talvez seja a principal
vulnerabilidade associada às mudanças climáticas. Os ventos constituem elemento
fundamental de projeto em várias instâncias e etapas de construção e operação de
portos. O cálculo de esforços sobre equipamentos, sobre estruturas e sobre navios,
atracados ou em fase de aproximação, o posicionamento e a ação sobre pilhas de
estocagem de granel sólido, a indução de circulação hidrodinâmica em recintos
portuários, são exemplos de situações problemáticas relatadas na literatura e observadas
em vários portos brasileiros.
A problemática relacionada ao aumento da força dos ventos nos portos pode ser
observada em diferentes eventos, como por exemplo, em 10 de janeiro de 2003, no
Terminal de Carvão - TECAR do Porto de Itaguaí, rajadas de 108 km/h deslocaram um
dos carregadores de minério por uma distância de 270 m, causando prejuízos da ordem
49
de 10 milhões de dólares (BATISTA et al. 2005). Não havia previsão de ventos para o
local na época e as medições efetuadas forneciam apenas a intensidade do vento, sem
informar a direção de incidência.
Estudos sobre a passagem de sistemas frontais, sistema importante na
determinação das condições do tempo, mostram que na América do Sul estes sistemas
são responsáveis principalmente por acumulados significativos de chuva e incursões de
ar frio (SELUCHI & MARENGO, 2000), com impactos na agricultura, recursos
hídricos, setor econômico e social.
As análises de tendência baseadas em índices de extremos diários de
temperatura, obtidos a partir da temperatura máxima e mínima, indicam um menor
número de dias frios e ocorrência de noites mais quentes no leste da América do Sul. No
Brasil as análises indicam aumento das temperaturas do ar à superfície durante o Século
XX, compatíveis com o aquecimento global experimentado pelo planeta (MARENGO,
2007a; AMBRIZZI, 2007; IPCC, 2007). No sul do Brasil, a tendência de temperatura
nas últimas décadas indica forte aumento da temperatura mínima comparada com a
máxima, resultando em um decréscimo da variação diurna da temperatura (MARENGO
& CAMARGO, 2007). O estudo de MARENGO & CAMARGO (2005) sugere que nos
últimos anos o aquecimento tem sido maior no inverno que no verão. Embora a
temperatura média do ar próximo à superfície tenha aumentado no inverno dos últimos
anos, casos extremos continuam a ocorrer, com o deslocamento de sistemas frontais
acompanhados de massas de ar muito frio, episódios que afetam diretamente a
agricultura.
Tem sido discutido que em uma atmosfera com temperaturas mais altas haveria
também mais vapor de água disponível e as tempestades seriam mais severas. As
projeções climáticas que indicam um aumento de temperatura principalmente nas
regiões de latitudes mais altas (IPCC 2007) reduziria o gradiente norte-sul e a baroclinia
da atmosfera, mudando a frequência e intensidade dos sistemas frontais.
O estudo de ANDRADE et al. (2011) comparou a frequência de sistemas
frontais sobre o sudeste da América do Sul, dividido em três áreas que compreenderam
as regiões do sul do Brasil, o Uruguai e a costa da Argentina, com simulações climáticas
do clima presente e futuro, com a finalidade de investigar o comportamento destes
sistemas no clima futuro. Com os resultados das simulações e projeções dos modelos,
50
foi analisado o impacto das mudanças climáticas no número dos sistemas de frontais,
bem como a posição das frentes e a configuração dos campos atmosféricos. Os dados
diários correspondem a períodos do clima presente da reanálise do NCEP/NCAR
(KALNAY et al. 1996) e dos modelos GFDL CM 2.0 e Hadley (HadCM3) no período
1961- 1990 para os meses de maio a setembro. Para o clima futuro foi considerado o
cenário do experimento A2 do IPCC (IPCC 2007), que é o de condições extremas de
aquecimento global, do modelo GFDL e Hadley para o período 2081-2100.
Nas projeções para o clima futuro, os centros de baixa pressão são mais intensos
e se estendem para latitudes mais baixas, a advecção de ar frio é mais intensa, e o jato
subtropical sobre a América do Sul apresenta uma extensão latitudinal maior do que na
simulação para o clima presente. Em uma atmosfera mais aquecida, como indica os
modelos de mudanças climáticas, alterações na circulação atmosférica poderia afetar o
número de sistemas frontais. Embora a temperatura seja mais alta, com a entrada de um
ar mais frio a queda de temperatura seria maior, como mostrado neste estudo,
principalmente pelo modelo GFDL. As projeções futuras de maior frequência de
sistemas frontais e incursões de ar frio mais intenso nas áreas estudadas iriam produzir
um forte impacto na agricultura e consequentemente na economia dessas regiões, a qual
é altamente dependente da produção.
2.3.4. Ondas
A formação de ondas nos oceanos está diretamente associada aos ventos, sua
intensidade, duração e direção. De modo que, as ondas, juntamente com marés e ventos,
tornam a zona costeira um setor altamente dinâmico, intervindo de maneira significativa
na mobilização, circulação e transporte de sedimentos, definindo as características
morfológicas das praias.
As condições da agitação marítima são influenciadas por fatores climáticos com
variabilidades em diferentes escalas temporais, por processos não lineares que
controlam os estados de mar no decorrer de décadas, estações do ano e pelas flutuações
de curto prazo de condições de climas locais (REGUERO et al., 2012).
51
As informações sobre o clima de ondas têm sido obtidas através de instrumentos
como boias e satélites altimétricos, porém as boias geram medidas espacialmente
pontuais e temporalmente reduzidas ou com interrupções, enquanto os satélites
apresentam séries de coleta de dados apenas a partir de 1992, e com resolução temporal
irregular (REGUERO et al., 2012). Adiciona-se a isso o fato de que se enfrenta no
Brasil uma escassez de bases de dados coletados in situ, representativos e de alta
qualidade, que permitam a caracterização confiável do clima de ondas nas diversas
regiões do extenso litoral brasileiro. A carência de séries longas de dados de ondas,
temporalmente contínuas e espacialmente abrangentes, foi demonstrada em estudo sobre
as alterações na dinâmica costeira e a influência das mudanças climáticas na
vulnerabilidade da costa, para elaboração de políticas de desenvolvimento econômico e
sustentável para a região da América Latina e Caribe (CEPAL, 2011).
Apenas a Petrobras mantém, há algumas décadas, medições sistemáticas de
ondas na Bacia de Campos e o Instituto Nacional de Pesquisas Hidroviárias (INPH)
manteve campanhas permanentes para medições de ondas, em suporte a projetos
portuários. Entretanto, programas sistemáticos de observação de ondas ao longo da
costa brasileira não foram implantados por outros órgãos.
Portanto, estudos das condições da agitação marítima em séries sistemáticas e
contínuas, sobretudo na caracterização do clima de ondas que alcança a linha de costa,
interagindo com as feições naturais ou antrópicas instaladas nos diversos setores da
faixa costeira. E em função desta deficiência, quanto aos dados de ondas, há um
crescente interesse em modelos que possam gerar séries de longo prazo de parâmetros
de clima de ondas espacialmente homogêneas, tal como a Base de Dados de Ondas de
Reanálise, Wave Reanalyses Databases - WRD (REGUERO et al., 2012). A WRD
constitui uma solução para locais onde não existem dados de onda obtidos a partir de
medições instrumentais (WEISSE & VON STORCH, 2010).
Devido a esta variação, tanto no intervalo de tempo como na qualidade dos
dados numéricos disponíveis sobre o clima de ondas, REGUERO et al. (2012)
apresentaram um novo modelo de WRD, denominado de Global Ocean Waves - GOW,
com conjunto de dados atualizados de cobertura global, em série temporal longa (desde
1948) e de alta resolução temporal (a cada hora), calibrados e validados com medições
instrumentais de boias oceânicas e por satélites altimétricos. Esta base de dados é
52
recomendada na avaliação de ondas em águas oceânicas, tal como, a exemplo, em
estudo sobre a variação interanual de ondas extremas no Oceano Atlântico Nordeste
(IZAGUIRRE et al., 2012), na América Central e do Sul (IZAGUIRRE et al., 2013).
Apesar da base de dados do tipo WRD apresentar diversas vantagens, tais como
uma boa cobertura espacial e o fornecimento de séries temporais contínuas de
parâmetros de ondas e dados climáticos em períodos de tempo significativamente
longos (por exemplo, mais de 40 anos), especialmente relevantes para os locais sem
dados medidos instrumentalmente, há restrições quanto ao seu uso. Na base de dados
WRD, as ondas são pobremente representadas em áreas de águas rasas, porque a
resolução espacial não é suficientemente detalhada e as transformações de onda, devido
à interação com a morfologia do substrato marinho raso, normalmente não são
modelados (CAMUS et al., 2013). Para a solução deste problema é necessária uma
modelagem destes processos de transformação das ondas, com base no aumento da
resolução espacial, processo este conhecido como downscaling (CAMUS et al., 2011).
Deste modo, os dados GOW foram submetidos a este procedimento, gerando a base de
dados de ondas de reanálise para 40 anos (de 1948 a 2008) para águas intermediárias e
rasas, denominada Downscaled Ocean Waves - DOW, com alta resolução espacial e
devidamente validada (CAMUS et al., 2013).
Esta base de dados DOW foi utilizada na avaliação de efeitos das mudanças
climáticas globais nas zonas costeiras da América Latina e Caribe (CEPAL, 2011;
REGUERO et al., 2013). Recentemente, esta base de dados DOW foi disponibilizada
através do Sistema de Modelagem Costeira do Brasil, para todo o litoral brasileiro
(SMC-Brasil). O SMC-Brasil foi desenvolvido pelo Instituto de Hidráulica Ambiental
da Cantábria (IHCantabria /Universidad de Cantabria) e transferido ao Brasil através do
estabelecimento de um projeto de colaboração internacional entre Brasil e Espanha.
O SMC-Brasil é uma ferramenta que inclui, além das bases de dados de
dinâmica marinha, modelos numéricos como o Modelo de Morfodinâmica de Praias
(MOPLA), que por sua vez consiste dos Modelos de Propagação de Onda (OLUCA) e
Modelos de Correntes Geradas pela Arrebentação das Ondas em Praias (COPLA),
assim como metodologias que permitem estudar os processos costeiros e quantificar as
variações que sofre o litoral como consequência de eventos naturais ou de atuações
humanas na costa.
53
Recentemente, no estudo de Almeida et al. (2014), confirmou-se que o SMC-
Brasil vem a contribuir para a solução da falta de dados em séries temporais contínuas,
principalmente por ser um pacote de ferramentas e de base de dados livre, uma vez que
disponibiliza uma base de dados de ondas gerada a partir da metodologia de reanálise e
downscaling, que integra dados meteoceanográficos desde 1948 até 2008 (tempo
presente), minimizando desta forma a deficiência no Brasil de dados sistemáticos e de
longo prazo.
Entretanto, vale salientar que há a necessidade de validação local desta base de
dados e dos resultados de propagações usando modelos numéricos, através da
comparação com dados in situ.
Considerando que os cenários futuros das mudanças geomorfológicas do litoral
serão totalmente regulados pela ação das forças motrizes naturais (ondas, marés,
correntes e ventos) e antropogênicas, Uma abordagem consistente e integrada para o
desenvolvimento adequado da zona costeira, baseado em modelos conceituais
sistêmicos, conhecimento apropriado dos dados do meio físico e a elaboração de
modelos preditivos de morfodinâmica das praias, é fundamental.
Dentre os modelos de clima de ondas globais, são utilizados o Wave Watch III,
da National Oceanic and Atmospheric Administration - NOAA norte americana; o
ERA-40, do European Centre for Medium-Range Weather Forecasts - ECMWF
europeu; e o MIKE 21, do DHI dinamarquês. De modo geral, esses modelos numéricos
de interação vento-onda para transformar os dados disponíveis de ondas em águas
profundas para as águas rasa de zona costeira. Para as condições de contorno do modelo
podem ser forcados com medições de ondas e/ou modelos globais ou regionalizados de
previsão vento.
Por exemplo, no estudo apresentado anteriormente, de Adaptação às Mudanças
do Clima: Cenários e Alternativas Infraestrutura Costeira (SAE/PR, 2015), Já se
observou uma carência de dados em diversos pontos, sendo que para dados de variação
do nível do mar e amplitude de maré está sendo utilizado o SMC Brasil, apresentado
anteriormente. Para as projeções do clima de estão sendo utilizados os modelos Wave
Watch III e o Era -40 forcados com os resultados de vento obtidos no downscaling.
54
Por fim, modelos como o MIKE 21 e, no âmbito nacional, o SisBaHIA®
(Sistema Base de Hidrodinâmica Ambiental) tem sido usado para analisar a
hidrodinâmica costeira e variações do nível do mar na zona costeira, incluindo os efeitos
combinados de ondas, marés, escoamento fluvial, ventos e correntes oceânicas. Esses
modelos pode ser bi ou tridimensional dependendo da necessidade de resolver a
estrutura de correnteza no vertical devido aos gradientes de salinidade e/ou temperatura.
2.3.5. Transporte de sedimentos
As atividades humanas nas bacias de drenagem e nas planícies costeiras, como a
erosão do solo devido a mudanças de uso da terra, têm aumentado o aporte de
sedimentos nos rios, alterando sistemas fluviais, e a consequente distribuição dos
sedimentos na zona costeira.
Como consequência das mudanças climáticas, o aumento das precipitações nas
bacias hidrográficas contribuintes, alimenta, consequentemente, a vazão de sedimentos
carreados em direção à costa. Por outro lado, a mudança do regime de ventos sobre o
oceano pode alterar a altura e a direção das ondas no litoral, mudando assim a
capacidade das ondas em carrear sedimentos na zona de arrebentação.
Alguns exemplos dos efeitos na mudança do transporte de sedimentos podem ser
vistos em muitos portos e terminais brasileiros que já exigem a realização recorrente de
dragagem de manutenção de profundidade (e.g. Belém, Santos, Rio de Janeiro), e
podem ser agravados como consequência das mudanças climáticas.
Há que se considerar também o transporte eólico de sedimentos, fator muito
importante, por exemplo, para a estabilidade da linha de costa na Região Nordeste,
sendo este mecanismo de transporte de sedimentos considerado por Pierre F. Berthot,
em 1862, como o único mecanismo de sedimentação sobre o Porto de Fortaleza
(GALVÃO, 1869). Tal situação é de particular interesse para portos localizados em
região de dunas móveis ou passíveis de serem mobilizadas (e.g. Fortaleza, Pecém,
Ilhéus, Açu).
55
Os cálculos de transporte de sedimento são realizados com base nos dados de
ondas e correntes, utilizando modelos de transporte de sedimentos e evolução
morfológica do fundo, como o SisBaHIA®.
56
Capítulo III. Ecossistemas de Carbono Azul
McLeod et al. (2011) constataram em seu estudo que os ecossistemas de
vegetação costeira, como pântanos de sal, manguezais e pradarias marinhas, apresentam
maiores taxas de sequestro e de acumulação de carbono por unidade de área, quando
comparadas às taxas de acumulação de carbono em solos de três tipos de florestas
(temperadas, tropicais e boreais). Esse carbono armazenado, sequestrado e liberado
pelos ecossistemas costeiros é chamado Carbono Azul (HERR et al., 2012).
O papel do Carbono Azul na mitigação e adaptação às mudanças climáticas
agora alcançou destaque internacional. Atualmente os cientistas buscam maior precisão
na extensão dos ecossistemas de Carbono Azul; técnicas para determinar a proveniência
do Carbono Azul; compreensão dos fatores que influenciam o sequestro de carbono
nesses ecossistemas e as ações de gestão que são eficazes na manutenção e ampliação
desse valor (PETER et al., 2019).Também é necessário compreender como as mudanças
climáticas afetam o acúmulo de carbono em ecossistemas maduros de Carbono Azul e
durante sua restauração.
3.1. Conceitos
O termo Carbono Azul, ou Blue Carbon (BC sigla em inglês) foi cunhado pela
primeira vez há uma década para descrever a contribuição desproporcionalmente grande
dos ecossistemas com vegetação costeira para o sequestro global de carbono
(MACREADI et.al. 2019) e que eles devem ser protegidos e, se necessário, restaurados
para manter e expandir sua capacidade como sumidouros de carbono. O conceito foi
introduzido em 2009 em um relatório de avaliação para uma colaboração especial do
Programa das Nações Unidas para o Meio Ambiente (PNUMA), Organização para
Alimentação e Agricultura das Nações Unidas (FAO) e a Comissão Oceanográfica
Intergovernamental das Nações Unidas para a Educação, a Ciência e Organização
Cultural (IOC/UNESCO) (NELLEMAN et al., 2009).
57
Uma avaliação detalhada foi encomendada pela União Internacional para a
Conservação da Natureza (em inglês, International Union for Conservation of Nature,
IUCN) (LAFFOLEY & GRIMSDITCH, 2009) para documentar o potencial de gestão
carbono de pântanos salgados, florestas de mangue, prados de ervas marinhas, florestas
de algas e recifes de coral. O relatório descobriu que esses habitats costeiros são
quantitativa e qualitativamente importantes por várias razões, incluindo um alto
potencial para o manejo de carbono (LAFFOLEY & GRIMSDITCH, 2009). O relatório
concluiu que: (1) sedimentos e solos nesses ecossistemas, embora pequenos em
extensão geográfica, sequestram proporcionalmente mais carbono do que os
ecossistemas terrestres; (2) há, portanto, uma necessidade crítica de inventários
abrangentes de carbono desses habitats para avaliar adequadamente seu papel na
absorção de emissões de carbono; (3) as emissões antropogênicas de gases de efeito
estufa estão sendo subestimadas uma vez que as emissões desses habitats costeiros não
estão sendo contabilizadas em inventários nacionais e internacionais; e (4) esses
habitats continuam a ser destruídos e precisam ser protegidos e restaurados.
Relatórios de políticas publicados subsequentemente (HERR et al., 2012;
SIFLEET et al., 2011; IOC, 2011) indicaram que quando esses habitats são convertidos,
seu carbono é liberado de volta na atmosfera, revertendo assim o efeito de promover o
sequestro de carbono. Existem três componentes envolvidos no sequestro de C: (1) a
taxa de sequestro anual, ou seja, o fluxo anual de carbono orgânico (Corg ) transferido
para solos anaeróbicos e sedimentos onde não pode sofrer oxidação para CO2 e ser
lançado na atmosfera; (2) a quantidade de carbono armazenado na biomassa acima e
abaixo do solo; e (3) o estoque total de carbono do ecossistema armazenado abaixo do
solo como resultado do sequestro anterior, isto é, sequestro histórico ao longo da vida
de um habitat.
Desde então, o papel do Carbono Azul na mitigação e adaptação às mudanças
climáticas alcançou destaque internacional (MACREADIE, et al., 2019). O interesse
global no Carbono Azul está enraizado no seu potencial de mitigar as mudanças
climáticas e, ao mesmo tempo, alcançar co-benefícios, como proteção costeira e
melhoria da pesca (NELLEMAN et al., 2009; DUARTE et al., 2013; McLeod et al.
2011) . O Carbono Azul atraiu a atenção de um grupo diversificado de atores além da
comunidade científica, incluindo organizações do setor de conservação e do setor
58
privado, governos e órgãos intergovernamentais comprometidos com a conservação
marinha e a mitigação e adaptação às mudanças climáticas. O momento fornecido por
esses atores de conservação e política energizou a comunidade científica, desafiando-os
a abordar as lacunas de conhecimento e as incertezas necessárias para informar as ações
de políticas e gestão.
À medida que a ciência do Carbono Azul se consolida como paradigma, alguns
aspectos ainda são controversos, como por exemplo, as perspectivas contrastantes sobre
o papel da produção de carbonato e se as algas contribuem para o Carbono Azul
(MACREADIE, et al., 2019).
O papel das ervas marinhas e macroalgas marinhas como principais sumidouros
de carbono no oceano foi proposto pela primeira vez por Smith, que sugeriu que as
ervas marinhas e macroalgas marinhas foram ignoradas como sumidouros de carbono
(SMITH, 1981), no entanto, na época, houve uma aceitação mínima do conceito nos
esforços de mitigação das mudanças climáticas. Em 2003, o primeiro inventário global
de armazenamento de carbono em solos de sapais e manguezais trouxe à luz a
importância desses sumidouros costeiros. Em 2005, foi demonstrado que as ervas
marinhas, manguezais e sedimentos de marés representam 50% de todo o carbono
sequestrado em sedimentos marinhos (DUARTE et al., 2005). Esta evidência crescente
levou ao desenvolvimento de iniciativas internacionais e nacionais de Carbono Azul
(por exemplo, The Blue Carbon Initiative13). Isso levou a esforços de pesquisa para
propor fatores de emissões de perda e restauração de ecossistemas de Carbono Azul
para a contabilidade carbono (KENNEDY et al,, 2006); fornece evidências empíricas de
emissões após perturbação e redução de carbono da restauração (ARIAS-ORTIZ, et al.
2018; MARBÀ, 2015; MACREADIE et al., 2015), mapear a densidade de carbono de
solos de mangue globalmente (ATWOOD et al., 2017) e explorar o potencial dos
ecossistemas de Carbono Azul para apoiar a adaptação às mudanças climáticas
(DUARTE et al., 2013).
Assim, segundo SERRANO (2019) são ecossistemas costeiros com vegetação,
especificamente pântanos de maré (ou marismas14), manguezais e prados de ervas
13 https://www.thebluecarboninitiative.org/
14 Marismas são vegetadas por plantas tolerantes ao sal, compreendendo uma diversidade de gramíneas,
juncos e ervas, frequentemente chamados de sapais (ADAM, 1993), são atualmente considerados
59
marinhas, que possuem capacidades excepcionais para sequestrar dióxido de carbono
(CO2). Tratam-se dos habitats mais produtivos da Terra, e através da fotossíntese eles
fixam o CO2 como matéria orgânica, removendo assim o CO2 da atmosfera (DUARTE
et al., 2005). Recentemente, macroalgas marinhas, que são as principais produtores na
zona costeira, também foram considerados como contribuintes para o sequestro global
de Carbono Azul, atuando como doadores de carbono para outros ecossistemas onde seu
material orgânico se acumula (HILL et al., 2015; KRAUSE-JENSEN e DUARTE,
2016).
Para ALONGI (2014), o termo Carbono Azul é cada vez mais usado para
descrever projetos que visam melhorar o armazenamento de carbono através da
expansão de cobertura de manguezal, com base no fato de que o sequestro de carbono
por manguezais é desproporcional à sua área. Carbono azul é praticamente um jargão
através do qual os projetos para restaurar, conservar e criar mangues são conduzidos. A
expectativa de organizações não-governamentais e dos governos é que a restauração de
manguezais vai ajudar a amenizar a mudança climática. No entanto, esta noção é uma
simplificação, pois é improvável que a expansão global dos manguezais possa corrigir
significativamente o desequilíbrio global de CO2.
Há, portanto, a necessidade de estabelecer um programa de pesquisa abrangente
na ciência de Carbono Azul que aborde as lacunas atuais, enquanto continua a responder
às políticas imediatas e necessidades gerenciais. Além disso, este programa de pesquisa
pode informar direções políticas com base em novos conhecimentos, desempenhando
assim um papel na definição da agenda de gestão e não simplesmente respondendo a
ela.
ecossistemas de BC, embora os pântanos de maré de água doce não o sejam. Manguezais são árvores e
arbustos adaptados para viver em água salina ou salobra costeira nos estuários e áreas marinhas das linhas
costeiras (DUKE et al., 1998). As ervas marinhas também são plantas com folhas variadas, que crescem
em áreas marinhas e estuarinas, sendo comuns em águas entre-marés e águas rasas - profundidades de
cerca de 30 m, onde há luz suficiente para o crescimento (HEMMINGA e DUARTE, 2000). Macroalgas
são um grupo polifilético de algas multicelulares: vermelho, verde e algas marrons que habitam a zona
litorânea a uma profundidade com luz suficiente para conduzir a fotossíntese (HURD et al., 2014).
60
3.2. Ecologia dos Ecossistemas de Carbono Azul
Os oceanos desempenham um papel fundamental na captura e reciclagem de
CO2 atmosférico global, devido às trocas gasosas na interface atmosfera-oceano
(SIEGENTHALER & SARMIENTO, 1993). Os oceanos absorveram mais de um terço
das emissões antropogênicas de CO2, através de processos biológicos, físicos e
químicos. Em mar aberto, os organismos vivos marinhos capturam carbono,
convertendo CO2 em biomassa através da fotossíntese. Contudo, a maior parte do CO2
assimilado por organismos fotossintéticos no oceano é reciclado perto da superfície e
convertido novamente em CO2 por bactérias marinhas, que foi denominada bomba
biológica, ou “biological pump” (LONGHURST & HARRISON, 1989). Uma parcela
significativa desse carbono biogênico seja depositada no fundo do mar, onde pode
efetivamente ser armazenado por longas escalas de tempo (séculos a milênios),
constituindo um sumidouro de CO2 e contribuindo para mitigar as mudanças climáticas
(BOWLER et al., 2009).
O processo de sequestro de CO2 nos ecossistemas de Carbono Azul é semelhante
ao que ocorre nos oceano (isto é, conversão de CO2 em biomassa através da
fotossíntese) (Figura 6), mas sua capacidade de armazenamento de carbono é
excepcional em comparação com outros sumidouros naturais de carbono
(NELLEMANN & CORCORAN, 2009).
61
Figura 6. Diagrama conceitual do sequestro de carbono por ecossistemas de carbono azul e
algumas das atividades que influenciam as trocas de CO2 entre a atmosfera, solo, áreas
costeiras e oceano. Fonte: Adaptado de SERRANO (2019).
Apesar desses ecossistemas de pântanos de marés, manguezais e ervas marinhas
ocuparem menos de 0,2% da área do fundo do mar, eles contribuem com quase 50% do
sequestro de CO2 em sedimentos marinhos, e suas taxas de sequestro de carbono
excedem em 30 a 50 vezes as de solos de muitos ecossistemas terrestres (CHMURA et
al., 2003; DUARTE et al. 2005, 2013; MCLEOD et al., 2011). A maioria das
comunidades de macroalgas que cresce em substrato rochoso e não formam depósitos
sedimentares de carbono significativos, mas as estimativas iniciais da quantidade de
carbono sequestrado por macroalgas sugerem que é comparável por todos os outros
ecossistemas do Carbono Azul (KRAUSE-JENSEN & DUARTE, 2016). Além disso, o
carbono capturado por esses ecossistemas é armazenado em solos marinhos para
milênios. Isto é devido em parte das altas taxas de acúmulo vertical nos ecossistemas de
marés, manguezais e ervas marinhas, variando de 0,4 a 21 mm.ano-1 (MATEO et al.,
1997; MCKEE et al., 2007; DUARTE et al., 2013).
62
Em todo o mundo, manguezais e ecossistemas de ervas marinhas sequestram
anualmente uma quantidade semelhante de carbono em comparação às florestas
terrestres, apesar de sendo sua extensão inferior a 3% da das florestas (DUARTE et al.,
2013). Ao contrário das florestas terrestres, manguezais e marismas raramente queimam
em incêndios florestais, embora estejam expostos a outros distúrbios (por exemplo,
tempestades tropicais) (SERRANO, 2019).
A degradação, conversão para usos alternativos da terra e perda de ecossistemas
de Carbono Azul podem resultam na liberação de GEE na atmosfera a partir da
decomposição microbiana dos estoques de carbono em sua biomassa e solo,
alimentando as mudanças climáticas (PEDERSEN et al., 2011; PENDLETON et al.,
2012; MURDIYARSO et al., 2015; KROEGER et al., 2017; LOVELOCK et al.,
2017a).
Os ecossistemas de Carbono Azul estão experimentando um declínio global
acentuado (DUARTE, 2009). Embora as quantificações possam ser problemáticas,
estimou-se que entre 25% e 40% da extensão dos ecossistemas de manguezais, sapais e
ervas marinhas foram perdidos desde a década de 1940, com taxa de perda se
acelerando em muitos países (VALIELA et al., 2001; DUARTE et al., 2008; DUARTE,
2009; WAYCOTT et al., 2009; NELLEMANN & CORCORAN, 2009; ATWOOD et
al., 2017). Desde a década de 1950, houve um declínio global na extensão das florestas
de macroalgas de 0,018 por ano, atribuída a colheita, poluição, entrada de espécies
invasoras e/ou mudanças de temperatura (BYRNES et al., 2016).
Embora os riscos enfrentados pelas florestas tropicais e seus benefícios
socioeconômicos e ecológicos sejam relativamente bem compreendidos, existe um
entendimento relativamente baixo do status dos riscos e dos benefícios associados aos
ecossistemas de Carbono Azul (CHMURA, 2013; NELLEMANN & CORCORAN,
2009).
3.3. Ciclo do Carbono nos Ecossistemas de Carbono Azul
Mesmo que os ecossistemas Carbono Azul sejam reservatórios
Corg significativos, dependendo a dinâmica do Corg e do Cinorg , eles também poderiam
63
ser emissores líquidos de CO2 para a atmosfera por meio da troca gasosa de CO2 ar-
água (REGNIER et al., 2013). Por exemplo, em ecossistemas submersos, como de ervas
marinhas, o armazenamento de Corg não está diretamente relacionado com a remoção de
CO2 atmosférico porque a coluna de água separa a atmosfera dos sistemas
bentônicos. Existem lacunas científicas nos processos biogeoquímicos inorgânicos e
orgânicos complexos que ocorrem na coluna d'água e determinam o funcionamento do
sequestro de CO2.
A fotossíntese reduz a concentração de CO2 na água de superfície conforme o
Carbono Inorgânico Dissolvido (DIC) é incorporado ao Corg e a respiração e a
remineralização aumentam a concentração de CO2 (Figura 7). Ecossistemas
autotróficos líquidos reduziriam a concentração de CO2 nas águas superficiais e seriam
um sumidouro direto de CO2 atmosférico (MAHER & EYRE, 2012; TOKORO et al.,
2014). A redução da concentração de CO2 nas águas superficiais é facilitada se as
entradas de Corg e DIC alóctones forem baixas. Reações do carbono inorgânico também
pode alterar a concentração de CO2 nas águas superficiais e, portanto, influenciar a troca
líquida de CO2 com a atmosfera (MACREADIE et al., 2017; HOWARD et al., 2017). A
formação de minerais de carbonato de cálcio (calcificação) resulta em um aumento de
CO2 na coluna de água enquanto a dissolução de minerais de carbonato diminui o
CO (Figura 7).
Esses processos podem afetar criticamente a troca de gás CO2 ar-água. Embora
estudos recentes relacionados ao papel do Carbono Azul na mitigação das mudanças
climáticas estejam começando a abordar a abundância e a taxa de sepultamento de Cinorg
nos solos (MACREADIE et al., 2017; HOWARD et al., 2017; SADERNE et al., 2019;
MAZARRASA et al., 2015; FODRIE et al., 2017), estudos que investigam o conjunto
completo de processos-chave para fluxos de CO2 ar-água, como química de carbonato
e dinâmica de Corg em águas costeiras rasas e sedimentos, ainda são escassos (MAHER
& EYRE, 2012; TOKORO et al., 2014; WATANABE & KUWAE, 2015; BAUER et
al., 2013). Em particular, a relevância da química do carbonato para a dinâmica espaço-
temporal geral de pools e fluxos de Corg e Cinorg (por exemplo, origem, destino,
abundância, taxa, interações) e fluxos de CO2 ar-água é amplamente incerto para os
ecossistemas de Carbono Azul (MACREADIE et al., 2017).
64
Figura 7. Diagrama conceitual mostrando a biogeoquímica do carbono associada às trocas ar-
água de CO2 . As linhas azuis indicam os processos que aumentam a captação de CO2 atm, e as
linhas vermelhas indicam aqueles que aumentam a emissão. A concentração de CO2 nas águas
superficiais é a principal responsável por determinar a direção do fluxo. Essa é determinada pelo
equilíbrio do carbonato no DIC e regulado diretamente pela produção líquida do ecossistema (o
equilíbrio da fotossíntese, respiração e remineralização) (1 e 2); por partículas alóctones de
Corg, Cinorg e entradas de DIC de sistemas terrestres e oceanos costeiros (3 e 4); pela produção
líquida de Cinorg do ecossistema (o equilíbrio de calcificação e dissolução), regulando
diretamente tanto DIC quanto alcalinidade total (5, 6) e temperatura (solubilidade de CO2). A
calcificação produz CO2 com uma razão (CO2 liberado /Cinorg precipitado) de aproximadamente
0,6 na água do mar normal. Fonte: Adaptado de SADERNE et al., 2019.
Portanto, além dos processos relacionados ao Corg que ocorrem em sedimentos e
na vegetação, a ciência do Carbono Azul também deve quantificar outros processos-
chave, como fluxos de CO2 e Corg da superfície ar-água e a dinâmica de Cinorg na água,
para compreender totalmente o papel desses ecossistemas na mitigação das mudanças
climáticas (KUWAE et al., 2016).
65
3.4. Fatores que Influenciam o Estoque de Carbono nos
Ecossistemas de Carbono Azul
Ecossistemas de Carbono Azul têm taxas de sepultamento de carbono em uma
ordem de magnitude maiores do que ecossistemas terrestres (McLeod et al., 2011). Essa
alta taxa de sepultamento é produto de vários processos que afetam: a massa de carbono
produzida e sua disponibilidade para sepultamento; sua sedimentação; e sua posterior
preservação. Uma série de fatores biológicos, biogeoquímicos e físicos em interação,
bem como distúrbios naturais e antropogênicos, afetam esses processos.
Com relação aos fatores biológicos, não está claro como a diversidade e
características do produtor primário (por exemplo, composição bioquímica,
produtividade, tamanho e alocação de biomassa) influenciam (HANDA et al., 2014;
CHAPIN, 2003). No entanto, é provável que o conjunto de macrófitas presentes em
ecossistemas de Carbono Azul seja crítico para a massa de carbono disponível para ser
capturada e preservada, como sugerido para pântanos de maré (KELLEWAY et al.,
2017). Da mesma forma, é incerto como a fauna influencia a produção, acumulação ou
preservação de Corg por meio de processos de cima para baixo, como a
herbivoria (ATWOOD, 2015; THOMAS & BLUM, 2010; JOHNSON et al., 2017; HE
& SILLIMAN, 2016). Da mesma forma, os predadores podem regular a biomassa,
persistência e recuperação de ervas marinhas, pântanos e manguezais, desencadeando
cascatas tróficas (ATWOOD, 2015).
Além disso, a diversidade funcional e atividade da comunidade de
decompositores microbianos, e como variam com a profundidade e ao longo do tempo,
está apenas começando a ser examinada (LIU et al., 2017). Muito provavelmente, essa
comunidade microbiana será mais importante na definição do destino de Corg entrando
em solos do que sua produção e sedimentação.
Os efeitos gerais da hidrodinâmica no sequestro de carbono em ecossistemas de
Carbono Azul são compreendidos, mas há muito aspectos que ainda não entendemos e
poderia explicar a variabilidade no sequestro que vemos nesses ecossistemas. Sabemos
que a hidrodinâmica, mediada por propriedades biológicas (por exemplo, tamanho e
estrutura do dossel), afeta o aprisionamento de partículas (GACIA & DUARTE, 2001;
HANSEN & REIDENBACH, 2012; WILKIE et al., 2012) e, presumivelmente, as taxas
66
de sedimentação Corg. Por exemplo, o aumento da densidade dos manguezais afeta
positivamente a atenuação das ondas afetadas, aumentando o acúmulo de material
granulado fino (HORSTMAN et al., 2014), o que promove o acúmulo
de Corg (sedimentos e argilas retêm mais Corg do que as areias) (KEIL & HEDGES,
1993; BURDIGE, 2007). No entanto, uma variação significativa no Corg do solo foi
observada dentro de prados de ervas marinhas (RICART et al., 2015), apontando para
complexas interações hidrodinâmicas de dossel que não entendemos, mas que podem
afetar nossa capacidade de desenvolver estimativas robustas de sepultamento do
Carbono Azul em escala de prados. Por exemplo, um estudo de prados de ervas
marinhas restaurados encontrou fortes correlações positivas entre os estoques de Corg e a
proximidade da borda, levando a gradientes nos estoques de carbono em escalas de
menos um quilometro (ORESKA et al., 2017). Em outro lugar, dosséis flexíveis
mostraram interagir com a dinâmica das ondas, aumentando a turbulência perto da
superfície do sedimento (ABDOLAHPOUR et al., 2018). Como esses tipos de interação
hidrodinâmica podem afetar os padrões espaciais e temporais na acumulação de
carbono, eles precisam ser melhor compreendidos para projetar avaliações de estoque e
acumulação e prever o desenvolvimento temporal dos estoques após ações de manejo.
Os controles biogeoquímicos básicos sobre o acúmulo de Corg dentro dos solos
são compreendidos, por exemplo, natureza bioquímica dos insumos de Corg que variam
entre os produtores primários (TREVATHAN-TACKETT et al., 2017;
TORBATINEJAD et al., 2007; KOGEL-KNABNER, 2002) e a química de seus
produtos de decomposição (BURDIGE, 2007), mas permanece obscuro o que controla a
estabilidade do Corg armazenado nos solos e se esses fatores variam entre os
ecossistemas ou sob diferentes condições ambientais (incluindo perturbação). Com a
exceção de um artigo recente (MACREADIE et al., 2019), sabemos pouco sobre
as associações Corg- minerais nos ecossistemas de Carbono Azul, como elas afetam a
recalcitrância do Corg do solo ou se formas específicas são mais protegidas por este
mecanismo do que outros, embora este seja claramente o caso em outros
ecossistemas (YEASMIN et al., 2017; LEHMANN & KLEBER, 2015; BALDOCK et
al., 2000).
Sem dúvida, o caráter anaeróbico dos solos Carbono Azul coloca um controle
significativo nas taxas in situ de decomposição e remineralização de Corg. No entanto, o
67
tempo que os materiais orgânicos são expostos ao oxigênio antes de entrar na zona
anaeróbica dos solos Carbono Azul afetará a quantidade e a natureza do Corg,
assim como o potencial redox alcançado no solo. A quantidade de tempo que a matéria
orgânica é exposta ao oxigênio explica a observação de que Corg as concentrações nos
pântanos de maré globalmente são mais altas nas costas onde o aumento relativo do
nível do mar tem sido rápido em comparação com aqueles onde o nível do mar tem sido
relativamente estável (ROGERS et al., 2019). Além disso, recentemente foi
demonstrado que a exposição do Carbono Azul ao oxigênio desencadeia um ataque
microbiano, mesmo antigo (5000 anos) e quimicamente recalcitrante (MACREADIE et
al., 2019). Aprimorar nossa compreensão dos tempos de exposição ao oxigênio e
potenciais redox críticos ajudará a explicar as variações nas taxas de acumulação
de Corg e preservação em diferentes ecossistemas de Carbono Azul.
Do exposto, há evidências crescentes de que não entendemos as interações
complexas entre fatores ambientais influenciadores bem o suficiente para prever
prováveis estoques de Corg nos solos, incluindo temperatura, fatores hidrodinâmicos,
geomórficos e hidrológicos que podem afetar processos biogeoquímicos ou mediar
processos biológicos, e isso leva a contradições aparentes. Por exemplo, a influência da
disponibilidade de nutrientes nos estoques de Corg não está clara com um estudo
relatando um aumento nos estoques de Corg do solo ao longo de um gradiente de
disponibilidade crescente de fosfato (ARMITAGE & FOURQUREAN, 2016 ), e outro
relatando nenhum efeito (HOWARD et al., 2016) descobrindo que o aumento da
disponibilidade de nutrientes levou à redução da Corg. Alguns estudos empíricos
examinaram os efeitos interativos para explicar a diferença no estoque Corg (THOMAS
& BLUM, 2010; JANOUSEK et al., 2017; WEISS et al., 2016). No entanto, esses
estudos são raros e limitados pela complexidade ou as interações que estão sendo
examinadas.
3.5. Fluxo Líquido de Gases de Efeito Estufa entre os Ecossistemas
de Carbono Azul e a Atmosfera
Ecossistemas de Carbono Azul são geralmente fontes ou sumidouros
substanciais de GEE (CO2, CH4, N2O), embora não se possa construir inventários
68
globais de Carbono Azul precisos devido às incertezas nos fluxos líquidos. O inventário
de carbono disponível é mais restrito para manguezais, estimando-se que esses
ecossistemas consumem globalmente 700 Tg C ano-1 por meio da produção primária
bruta, e respirando 525 Tg C ano-1 (75%) de volta para a atmosfera como
CO2 (ALONGI, 2014). No entanto, existe grande incerteza nos inventários devido às
vias de mineralização (LEHMANN & KLEBER, 2015).
Não temos inventários globais robustos de carbono para outros ecossistemas de
Carbono Azul devido a evidências empíricas insuficientes (DUARTE, 2010). Por
exemplo, embora tenhamos estimado os estoques globais de Corg (FOURQUREAN et
al., 2012) do solo e as taxas de acumulação de ervas marinhas, isso é insuficiente para
criar um inventário global desse ecossistemas (MACREADIE et al., 2014), uma vez que
não temos dados representativos sobre o metabolismo da comunidade e fluxos de GEE,
particularmente para emissões de CH4 e N2O. Assim, precisamos quantificar melhor o
equilíbrio líquido entre a produção primária e as emissões da degradação do ecossistema
e respiração pelágica, bentônica, do solo da floresta e do
dossel (ALONGI, 2014). Também precisamos entender como a dinâmica da fonte/
sumidouro muda os inventários ao longo do tempo e como os parâmetros ambientais
afetam os fluxos de GEE (ALONGI, 2014), permitindo estimar os limites que mudam
os ecossistemas de Carbono Azul de sumidouros de GEE para fontes.
Os inventários geralmente se concentram nos fluxos de CO2, embora deve-se
entender melhor os fluxos de outros GEE, como CH4 e N2O, e sua contribuição para o
inventário global do Carbono Azul (KROEGER et al., 2017). Estimativas globais
mostram que as emissões de CH4 podem compensar o sepultamento de carbono nos
manguezais em 20% porque o CH4 tem um potencial de aquecimento global maior do
que o CO2 por molécula (ROSENTRETER et al., 2018). As emissões de CH4 também
podem compensar o sepultamento de carbono nas ervas marinhas, embora essas
estimativas não tenham sido feitas. Em contraste, alguns manguezais são sumidouros
de N2O (ERLER et al. 2015) o que aumentaria o valor do enterro do carbono como
meio de mitigar as mudanças climáticas. No geral, a biogeoquímica de CH4 e N2 é
pouco estudada em ecossistemas de Carbono Azul.
Finalmente, devemos entender como os fluxos de GEE mudam conforme os
ecossistemas substituem uns aos outros, como quando os manguezais se expandem para
69
pântanos em seus limites latitudinais (BIANCHI et al., 2013) e como as emissões
podem mudar com a perda desses ecossistemas (MURRAY et al., 2015).
3.6. Distúrbios nos Ecossistemas de Carbono Azul e as Emissões
Associadas
Os ecossistemas terrestres podem mudar de sumidouros líquidos de CO2 para
fontes de CO2 como resultado de mudanças no uso da terra e efeitos climáticos, por
exemplo, desmatamento, deflorestação, práticas agrícolas, mudanças na precipitação e
temperatura, incêndios e danos causados pela poluição (SALOMÃO et al., 2007).
Os ecossistemas de Carbono Azul não são diferentes e todos de modo geral estão
atualmente experimentando declínios na área (GEDAN et al., 2009; WAYCOTT et al.,
2009; BYRNES et al., 2016; ATWOOD et al., 2017). Os principais impulsionadores
desses declínios incluem a conversão do uso da terra, desenvolvimento agrícola,
aquicultura, produção de sal, mudanças na hidrologia e fluxo das marés, eutrofização,
dragagem e outras atividades (PENDLETON et al., 2012). Aumentos da temperatura do
mar a longo prazo, eventos de ondas de calor a curto prazo e o aumento do nível relativo
do mar associados à mudança climática representa ameaças adicionais (WARREN e
NIERING, 1993; LOVELOCK et al., 2017b; ARIAS-ORTIZ et al., 2018). Essas
pressões têm o potencial de afetar o armazenamento de carbono desses ecossistemas de
duas maneiras: através de impactos diretos no produtor primário; e através de distúrbios
diretos ou indiretos os solos.
Uma ameaça particularmente importante aos ecossistemas de Carbono Azul é o
fenômeno do aumento do nível médio relativo do mar, que faz com o ecossistema
costeiro recue em direção à terra, entretanto isso é impedido pela presença de ocupação
humana e desenvolvimento costeiro (DOODY, 2004; TORIO e CHMURA, 2013).
As ameaças que resultam em perda ou redução da biomassa e da produtividade
do produtor primário incluem redução de luz (por exemplo, através de dragagem,
eutrofização e aumento da turbidez) (LOVELOCK et al., 2017a). Essas pressões têm o
efeito inicial de reduzir a produção autóctone de carbono que pode ser potencialmente
sequestrado e levando à redução da densidade do dossel o que pode afetar a captura de
70
carbono alóctone. Mesmo que o ecossistema não sofra mais danos, essas mudanças
provavelmente levarão a um sequestro de carbono muito reduzido. Além disso, é
provável que haja uma emissão de GEE através da decomposição da biomassa morta no
sistema.
Outras ameaças atuam no diretamente no solo dos ecossistemas de Carbono
Azul. Esses distúrbios físicos incluem por exemplo, uso do solo para desenvolvimento
de habitação, extração de madeira ou aquicultura, dragagem para mineração ou
desenvolvimento de infraestrutura como ancoradouros para barcos, e erosão causada
pela alteração na hidrodinâmica. Ameaças que inicialmente não levam a problemas
físicos dos solos pode indiretamente fazê-lo quando a perda de biomassa resultar em
uma maior suscetibilidade à erosão do solo. Esses distúrbios podem levar a
ressuspensão e exposição a condições oxigenadas de estoques de carbono previamente
enterrados, aprimorando a remineralização e as emissões de CO2 (BURDIGE, 2007;
PENDLETON et al., 2012). Portanto, nessas situações, as ameaças podem resultar não
apenas em sequestro reduzido, mas também emissões aprimoradas de GEE (HICKS et
al., 2003; SERRANO et al., 2016).
Assim, o efeito da perturbação na produção e armazenamento do Carbono Azul
tornou-se um tópico de intenso interesse por causa de um desejo crescente de proteger
ou melhorar este serviço ecossistêmico relacionado ao clima. Existem três questões
principais, todas começando a ser abordadas por pesquisadores de Carbono Azul, mas
exigindo mais estudos: (1) a profundidade no perfil do solo para a qual o distúrbio se
propaga, (2) a proporção de carbono perturbado que é perdido como CO2, e (3) até que
ponto as questões 1 e 2 dependem do contexto.
Estimar as consequências da perturbação do ecossistema que levam as emissões
de GEE pode ser difícil devido à incerteza em torno de alguns fatores-chave. Essas
incertezas podem incluir o tamanho do estoque de carbono, as condições de linha de
base com as quais as condições pós-perturbação precisam ser comparadas, e o destino
do deposito de carbono perturbado, este último geralmente o mais difícil de avaliar
(LOVELOCK et al., 2017a; Duarte, 2017). Embora avaliações rigorosas, mas
razoavelmente rotineiras, possam determinar quanto carbono foi perdido de um sitio
após a perturbação, é muito menos claro quanto desse estoque serão remineralizadas, se
71
as emissões incluem CO2, CH4 e/ou NOx, e se os fluxos ocorrerão através da coluna de
água ou diretamente através da interface terra e atmosfera.
Os ecossistemas de Carbono Azul diferem biogeoquimicamente dos pântanos de
água doce, que podem atuar como fontes naturais de metano (CH4) para a atmosfera
(WHALEN, 2005). Isto é devido ao suprimento de sulfatos das águas marinhas para os
solos, que atua suprimindo a produção de CH4 fornecendo uma via de decomposição de
energia mais baixa (ou seja, redução de sulfato; LOVLEY et al., 1982). Assim, de modo
geral, espera-se que haja pouca emissão de CH4 em ecossistemas marinhos por conta
dos altos níveis de sulfato que geralmente restringem a ocorrência de metanogênese.
Contudo, ecossistemas de mangue e pântano de maré, que perdem o suprimento de
sulfato (por exemplo, através da desconexão do fluxo das marés) e são convertidos em
habitat de água doce, podem se tornar grandes fontes de emissão de metano
(WHALEN, 2005; GATLAND et al., 2014).
Os estudos de HICKS et al. (2003) mostra um exemplo de avaliações de perda
de estoque carbono e emissões potenciais pelas perturbações em um ecossistema misto
de mangue-pântano de maré. No caso, havia um nível relativamente alto da certeza
sobre os estoques perdidos, mas foram necessárias premissas em relação à emissão que
isso representou. Geralmente, as emissões são estimadas assumindo que uma proporção
do estoque perdido é remineralizada em condições oxicais (LOVELOCK et al., 2017c).
O IPCC (IPCC, 2003, 2006 e 2014) fornece valores padrão para o tamanho de estoques
de carbono em alguns ecossistemas das zonas úmidas costeiras, bem como fatores de
emissão, usando de nível (Tier) 1 para o 3 (por exemplo, de valores globais para de
estimativas locais específicas). Essa abordagem normalmente reduz o nível de incerteza
em torno da emissão potencial de GEE, embora isso geralmente acarrete um custo maior
do investimento em medições, modelagem e outros estudos que sustentam as
estimativas aprimoradas. Infelizmente, para o litoral de zonas úmidas, a gama de
atividades (por exemplo, mudanças no uso da terra) que os fatores de emissão
fornecidos são limitados e as incertezas ao seu redor são bastante substanciais
(SERRRANO, 2019).
Para atividades não cobertas pelo IPCC Wetlands Supplement (IPCC, 2014),
outras abordagens são necessárias para estimar as emissões. LOVELOCK et al. (2017a)
propuseram uma avaliação de risco que combina o tamanho dos estoques de carbono do
72
solo com as avaliações da probabilidade de remineralização do solo. LOVELOCK et al.
(2017c) utilizaram um modelo simples para estimar as emissões de CO2 de
ecossistemas de marismas, manguezais e ervas marinhas com base na decomposição
taxas de matéria orgânica desses ecossistemas sob condições oxicais ou anóxicas,
combinadas com suposições da proporção de carbono sendo expostas a ambientes
oxicais ou anóxicos após perturbação.
Os ecossistemas de Carbono Azul ocupam principalmente os ambientes entre-
marés e águas rasas, onde sua distribuição, produtividade e taxas de acréscimo vertical
dos solos são fortemente influenciados pelo nível do mar (KIRWAN & MEGONIGAL,
2013; LOVELOCK et al., 2015) e pelo espaço disponível para acumular sedimentos
(WOODROFFE et al. 2016). Assim, a elevação do nível do mar está entre os fatores
mais importantes que influenciarão os estoques e sequestros de carbono futuros. O
aumento do nível do mar pode resultar em ganhos de carbono, com aumento da
extensão da área em direção à terra dos ecossistemas, quando possível (SCHUERCH et
al. 2018), e aumento vertical de sedimentos e estoques de carbono (ROGERS et
al. 2019; KELLEWAY et al., 2016); mas também de perdas de carbono, com perdas de
extensão do ecossistema (ALBERT et al, 2017), falha de restauração (LEE et al., 2019),
remineralização da matéria orgânica armazenada (ELLISON, 1993), que resulta em
emissões de GEE para a atmosfera (Tabela 1).
Tempestades intensas (KNUTSON, 2010), ondas de calor
marinhas (WERNBERG et al., 2013), elevados níveis de CO2 (REEF et al., 2017) e
disponibilidade alterada de água doce (ASBRIDGE et al., 2016) também foram
implicados como fatores importantes que afetam a distribuição, produtividade,
composição da comunidade e sequestro de carbono desses ecossistemas em uma
variedade de locais (Tabela 1). A variação geográfica na exposição às mudanças
climáticas é alta. Além disso, as taxas de mudança de temperatura e mudanças na
frequência de tempestades intensas e chuvas variam regionalmente (CABANES et
al., 2001; HANSEN et al., 2006; KNUTSON et al., 2010).
73
Tabela 1. Exemplos de ganhos e perdas para ações do Carbono azul associado a gama de fatores de mudança climática. Em negrito indica possíveis efeitos
positivos nas ações do Carbono Azul, em itálico indica efeitos negativos, e o texto em romano (sem negrito nem itálico) indica onde os efeitos podem ser
positivos ou negativos. Fonte: Adaptado de PETER et al. (2019).
Ecossistema Aumento do nível do
mar Tempestades extremas Temperaturas mais altas CO 2 extra Precipitação alterada
Mangue
Expansão em direção à
terra aumenta a área e
os estoques de C.
Perdas de florestas
entre marés baixas e
compressão costeira
podem reduzir os
estoques de C.
Aumento do espaço de
acomodação aumenta
o sequestro de C.
Danos no dossel,
recrutamento reduzido e
subsidência do solo,
resultando em perdas de
estoques de C.
Ganhos de elevação do
solo devido à deposição
de sedimentos,
aumentando os estoques
de C e reduzindo os
efeitos do aumento do
nível do mar.
Impactos mínimos previstos,
embora o aumento da
decomposição do solo C seja
possível
A propagação do pólo das
florestas de mangue às custas
dos pântanos aumenta os
estoques de C.
Mudança nas espécies
dominantes pode influenciar
o sequestro de C.
Aumento no
CO2 atmosférico beneficia
a produtividade vegetal de
algumas espécies, o que
pode alterar os estoques de
C.
Perda do dossel devido à
seca
Perdas de estoques de C
devido à remineralização
e redução da
produtividade.
Aumento da
precipitação pode
resultar em aumento da
produtividade e
sequestro de C.
Pântano de marés
(Tidal Marsh)
A expansão em direção
à terra aumentou a
área e os estoques de C
Perdas de pântano entre
marés baixas e
compressão costeira
podem reduzir os
estoques de C O
aumento do espaço de
acomodação aumenta
o sequestro de C
Perda de área de pântano e
estoques de C
Sedimentação
aprimorada e elevação do
solo, aumentando os
estoques de C e reduzindo
os efeitos do aumento do
nível do mar
O aumento das temperaturas
pode aumentar a
decomposição da matéria
orgânica do solo, mas
compensado pelo aumento
da produtividade da
vegetação do pântano das
marés. A expansão dos
manguezais irá substituir o
pântano das marés e
aumentar o armazenamento
de C.
Um aumento no
CO 2 atmosférico beneficia
a produtividade vegetal de
algumas espécies, o que
pode alterar os estoques de
C
Reduzida produção
acima e abaixo do solo
devido à seca, reduzindo
o sequestro de C
Possíveis perdas de
estoques de C devido à
remineralização O
impacto pode ser maior
em áreas que já têm
chuvas escassas ou
variáveis
Ervas marinhas
Perda de ervas
marinhas em águas
profundas.
Algumas tempestades
extremas causam a erosão
de ervas marinhas e perda
Mortes térmicas levando a
perdas de estoques de C
Rotatividade de espécies
Um aumento no C
inorgânico. dissolvido
beneficia a
A maioria das ervas
marinhas são tolerantes
a eventos agudos de
74
Migração em direção à
terra em áreas onde a
água do mar inunda a
terra (para o
ecossistema de mangue
ou pântano).
de estoques de ervas
marinhas C, mas algumas
espécies de ervas marinhas
são resistentes a esses
eventos principais.
Cheias associadas a chuvas
extremas podem resultar
em mortalidade, mas
também podem aumentar o
acúmulo de sedimentos e
sequestro de C.
Colonização de novas
regiões polares.
Maior produtividade.
produtividade da planta,
aumentando os estoques
de C.
Acidificação do oceano
leva à perda de
biodiversidade de ervas
marinhas, diminuindo os
estoques de C.
baixa salinidade
associados a altas
chuvas, mas algumas são
afetadas negativamente e
potenciais interações
com doenças podem
levar a perdas de
estoques de C.
Redução da chuva
aumenta a
disponibilidade de luz,
o que aumenta a
produtividade e o
sequestro de C
Algas marinhas
Perda de algas de águas
profundas.
As algas devem
colonizar substratos
duros que ficam
inundados,
aumentando os
estoques de C.
Reduz a cobertura de algas
marinhas, mas pode levar
ao sequestro de estoques
de C à medida que os
detritos afundam.
Maior retração nas reservas
C da floresta de algas em
bordas de alcance não
polares;
Expansão esperada nas
bordas da faixa polar.
Aumento da biomassa e
produtividade de algas
onde a temperatura da
água permanece fria o
suficiente.
Pouco efeito
Efeitos
regionais gerais na flora
de algas em áreas com
grande escoamento de
terra / rios.
75
As respostas dos ecossistemas adjacentes aos ecossistemas de Carbono Azul às
mudanças climáticas podem influenciar a exposição e a sensibilidade dos ecossistemas
de Carbono Azul e seus estoques de carbono. Por exemplo, a degradação dos recifes de
coral pode aumentar a altura das ondas, o que pode levar a perdas de ervas marinhas ou
manguezais (SAUNDERS et al., 2014), ou diminuições de sedimentos carbonáticos
devido à acidificação do oceano, podem reduzir a capacidade de alguns ecossistemas de
Carbono Azul para acompanhar o aumento do nível do mar (SADERNE et al., 2018).
Além disso, a sensibilidade dos ecossistemas de Carbono Azul às mudanças
climáticas também é provavelmente influenciada pelas atividades humanas na zona
costeira. Por exemplo, a deterioração da qualidade da água pode aumentar os impactos
do aumento do nível do mar nas ervas marinhas (SAUNDERS et al., 2013) e a
diminuição da sedimentação por represamento de rios e modificações hidrológicas
podem afetar negativamente os estoques de Carbono Azul em manguezais e pântanos de
maré (LOVELOCK et al., 2015; SPENCER et al., 2016).
Temos uma compreensão incipiente dos processos pelos quais os distúrbios
naturais e humanos alteram a decomposição. A morte de raízes subterrâneas e rizomas
em pântanos de maré, por exemplo, altera a composição química do Carbono Azul e
assembleias microbianas associadas, subsequentemente aumentando a decomposição e
diminuindo o carbono armazenado (em até 90%) (MACREADIE et al., 2013). Em
ecossistemas de ervas marinhas, a exposição de sedimentos profundamente enterrados
ao oxigênio desencadeou a degradação microbiana do antigo carbono (MACREADIE et
al., 2019). Neste estágio, há algumas evidências de que distúrbios podem diminuir os
estoques de carbono, por exemplo: derramamentos de óleo (SILLIMAN et al., 2012),
aquicultura (SIDIK, F. & LOVELOCK, 2013), eutrofização (MACREADIE et al.,
2017), vazões de maré alteradas (MACREADIE et al., 2017) e captura de recursos
pesqueiros (COVERDALE et al., 2014; ATWOOD et al., 2015). Mas os exemplos na
literatura são frequentemente específicos para um determinado distúrbio ou ambiente de
ecossistema, e ainda não oferecem o entendimento generalizado necessário para
construir uma estrutura abrangente que oriente os projetos de gestão.
76
3.7. Sinergias entre Mitigação e Adaptação dos Ecossistemas de
Carbono Azul
Considerando as abordagens tecnológicas para remover o CO2 atmosférico, a
biosequestração de CO2 já é um processo comprovado, que podem ser conservados,
fortalecidos e incorporados às estruturas de contabilidade de emissões (IPCC, 2014) e
traz benefícios adicionais para a sociedade (SERRANO, 2019).
As ações para prevenir essas emissões e mitigar as mudanças climáticas
concentraram-se na preservação e restauração de ecossistemas terrestres, principalmente
florestas tropicais (AGRAWAL et al., 2011). A determinação para reduzir as emissões
de CO2 causadas pelo desmatamento e degradação do solo levou à elaboração de
soluções globais de mitigação das mudanças climáticas, como o Reducing Emissions
from Deforestation and Forest Degradation Program (REDD; IPCC, 2003). A base
desta estratégia é compensar economicamente as nações pelo manejo da vegetação
terrestre para melhorar o sequestro de carbono e evitar as emissões de CO2. Com um
foco maior na negociação carbono em todo o mundo, é importante entender melhor o
ciclo do carbono e identificar os sumidouros e fontes de emissões de carbono
(ULLMAN et al., 2013).
As regiões costeiras constituíram pontos estratégicos de assentamento humano
através da história, causando impactos persistentes e severos nos ecossistemas de
Carbono Azul por uma ampla variedade de atividades humanas (LOTZE et al., 2006). A
perda dos ecossistemas de Carbono Azul implica a perda de todos os serviços
ecológicos que eles fornecem, incluindo sequestro de carbono (BARBIER et al., 2011;
KIRWAN e MEGONIGAL, 2013) e o emissão de GEE (PENDLETON et al., 2012).
A conservação e restauração dos ecossistemas de Carbono Azul proporcionam a
manutenção dos benefícios, incluindo pesca, proteção costeira, e serviços relacionados
ao ecossistema, que apoiam as comunidades costeiras e seus meios de subsistência
(BARBIER et al., 2011; DUARTE et al., 2013), contribuindo para atingir o objetivo de
manter o aquecimento global abaixo de 2 ° C até 2050 (UNFCCC, 2016). Com
crescimento do mercado de carbono, existem oportunidades para financiar a restauração
de ecossistemas de Carbono Azul usando esquemas de compensação de carbono
(THOMAS, 2014).
77
Essas atividades podem incluir a criação, restauração e/ou gerenciamento de
condições hidrológicas, suprimento de sedimentos, características de salinidade,
qualidade da água, e/ou comunidades vegetais nativas (VCS, 2015; KELLEWAY et al.,
2017a). Quantificando o potencial de carbono, a restauração do habitat tem sido um
ponto focal da pesquisa de Carbono Azul. Como a geração de créditos de Carbono Azul
através do gerenciamento sustentável do ecossistemas de mangue em Madagascar
(BENSON et al., 2017), a restauração de lagoas de aquicultura para habitat de mangue
(MATSUI et al., 2012), reflorestamento de florestas de mangue degradadas no Quênia
(HUXHAM et al., 2015), a restauração da hidrologia a áreas degradadas várzeas
costeiras (HOWE et al., 2009) e a revegetação de ecossistemas perdidos de ervas
marinhas (MARBÀ et al., 2015;). Também a criação de cinturões de macroalgas no sul
da Coréia promove a remoção de CO2 e o gerenciamento de ecossistemas macroalgais
também poderia ser considerado nos projetos do Carbono Azul (CHUNG et al., 2013).
Atualmente, as metodologias disponíveis para a contabilidade de Carbono Azul
incluem: (1) MDL para manguezais (Florestação e reflorestamento de habitats
degradados de mangue), que podem ser usados em nações em desenvolvimento; (2)
metodologia para o Delta do Mississippi, disponível no American Carbon Registry
(ACR)15 (MACK et al., 2012), que está ligada a uma metodologia para contabilizar o
sequestro de carbono com a restauração dos pântanos de marés na Califórnia16; e (3) o
Verificado Padrão de Carbono (VCS), que possui uma metodologia aprovada para
restauração e conservação pântanos, manguezais e ervas marinhas17 (VM0033).
Destaca-se também, que o Acordo de Paris de 2015 estabeleceu uma meta de
adaptação para aumentar a capacidade e resiliência adaptativas e reduzir a
vulnerabilidade no contexto do desenvolvimento sustentável. A experiência de
adaptação em todo o mundo foi avaliada de forma abrangente pelo WGII-AR5. Essa
avaliação identificou a experiência de adaptação acumulada nas regiões, tanto no setor
público quanto no privado, e no nível da comunidade. No governo, em vários níveis, a
adaptação está sendo incorporada aos processos de planejamento e às políticas
15 https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standards-methodologies/restauração-deltaic-wetlands-delta-
mississippi-delta
16 https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standardsmethodologies/
17 http://database.verra.org/metodologias / metodologia-maré-pantanal-e-seagrass-restore-v10
78
emergentes de adaptação, com as mudanças climáticas também sendo integradas aos
planos de desenvolvimento mais amplos.
Nesse cenário, o WGII-AR5, desenvolveu importantes enquadramentos
conceituais para entender e avaliar a adaptação em suas dimensões científica, técnica e
socioeconômica (IPCC, 2014). Esses enquadramentos incluíam ênfase na análise das
opções e necessidades de adaptação, na distinção entre planejamento e implementação
da adaptação, e considerando as restrições, oportunidades e limites de adaptação. A
avaliação considerou a economia, co-benefícios, sinergias e trade-offs de adaptação,
incluindo o potencial de má adaptação, enfatizando o contexto da tomada de decisão e a
adaptação como um processo dinâmico.
Desde o AR5 em 2014 e o Acordo de Paris de 2015, a adaptação tem sido uma
área importante em pesquisas no mundo. Há um reconhecimento crescente da urgência
da adaptação, no momento atual e com riscos crescentes do aquecimento global. Esses
riscos crescentes exigem atenção especial também à luz da grande lacuna entre o status
atual das reduções de emissões de gases de efeito estufa e os requisitos para limitar o
aquecimento a bem abaixo de 2 °C de aumento da temperatura média global.
3.7.1. O Papel dos Ecossistemas de Carbono Azul para Adaptação às
Mudanças Climáticas
A conservação e criação de ecossistemas de Carbono Azul também fornecem
inúmeros benefícios e serviços que são essenciais para a adaptação às mudanças
climáticas ao longo das costas, incluindo proteção contra tempestades, prevenção de
inundações costeiras e erosão costeira, regulação da qualidade da água, fornecimento de
habitat para pescarias comercialmente importantes e espécies marinhas ameaçadas, e
segurança alimentar para as comunidades costeiras (BECK et al., 2001; NELLEMANN
& CORCORAN, 2009; BARBIER et al., 2011; JONES et al., 2012; DUARTE et al.,
2013; SMALE et al., 2013). Esses ecossistemas funcionam como "engenheiros do
ecossistema" alterando os níveis de luz, fluxo de água e leito próximo velocidade, taxas
de sedimentação, modificando o ambiente local e fornecendo abrigo contra predação
por outros organismos de significativa importância ecológica ou socioeconômica
79
(DUARTE et al., 2013). Através do fornecimento direto de alimento e habitat
estrutural, eles apoiam níveis mais elevados de biodiversidade e biomassa do que
habitats simples e não estruturados (BECK et al., 2001; STENECK et al., 2002;
BARBIER et al., 2011).
O aumento nas concentrações de CO2 atmosférico não só resulta no aquecimento
global, mas também envolve o aumento do nível do mar, SLR, e uma maior intensidade
e frequência de tempestades severas como extremo eventos que aumentam os riscos de
inundações costeiras e erosão, colocando o bem-estar de comunidades costeiras
ameaçadas (MENÉNDEZ & WOODWORTH, 2010; HOEGH-GULDBERG &
BRUNO, 2010; YOUNG et al., 2011; CHURCH $ WHITE, 2011). O derretimento do
gelo dobrou o SLR globalmente entre 1900 até o presente (0,17 e 0,32 cm.ano-1),
enquanto as projeções para SLR apontam para picos de 0,45 cm.ano-1 em 2050 e 1,1
cm.ano-1 em 2100 (CHURCH et al., 2013).
A população global sob ameaça de inundação aumenta comparativamente, de
190 milhões de pessoas em 2000 para 400 milhões até 2060 (NEUMANN et al., 2015).
Os impactos socioeconômicos do aumento do nível do mar (SLR) têm avaliado em
milhões de dólares, em particular nas áreas tropicais e subtropicais que são expostos a
grandes riscos (HALLEGATTE et al., 2013; Neumann et al., 2015). Assim, pântanos de
maré, manguezais, prados de ervas marinhas e comunidades de macroalgas constituem
uma proteção natural contra o SLR (DUARTE et al., 2013), dissipando energia
hidrodinâmica, favorecendo a deposição de partículas e a taxa de acréscimo do solo em
ecossistemas de Carbono Azul é comparável à de SLR (estimativas globais que variam
de 0,2 a 0,7 cm.ano-1) (DUARTE et al., 2013), o que sugere que esses ecossistemas têm
alguma capacidade tolerar o SLR (KRAUSS et al., 2014), embora permaneçam
incertezas quanto à sua probabilidade resposta a futuras acelerações ao SLR.
Nos últimos 200 anos, quantidades significativas de CO2 antropogênico foram
liberadas em da atmosfera, atingindo uma concentração de mais de 400 ppm na
atmosfera, a maior marca desde que os cientistas começaram a medi-lo no Observatório
Mauna Loa, Havaí (SHOWSTACK, 2013). O CO2 foi continuamente absorvido pelos
oceanos a uma taxa de 30% (MILLERO, 1995), causando uma redução do pH da água
do mar. O dióxido de carbono se dissolve na água do mar e forma ácido carbônico
(H2CO3), que por sua vez está dissociado em bicarbonato (HCO-3) e também pode se
80
dissociar em carbonato (CO3-2). As duas últimas reações também formam íons de
hidrogênio (H+), que baixam a água do mar pH e diminuir a concentração de carbonato.
Este processo, conhecido como acidificação do oceano (CALDEIRA & WICKETT,
2003), afeta diretamente a capacidade dos organismos calcificadores de construir suas
próprias conchas de carbonato de cálcio (CaCO3) (ORR et al., 2005; DONEY et al.,
2009). Os ecossistemas de Carbono Azul modificam o carbonato química e aumentar o
pH na água circundante por intensa fotossíntese, fornecendo refúgio para organismos
calcificadores de acidificação do oceano (MIDDELBOE & HANSEN, 2007; FABRY et
al., 2008; HENDRIKs et al., 2014). Portanto, a conservação e restauração dos
ecossistemas de Carbono Azul contribui para a adaptação às mudanças climáticas em
escalas locais, fornecendo benefícios diretos (ou seja, proteção contra a costa,
inundações, erosão, acidificação dos oceanos e segurança alimentar) para as
comunidades habitando áreas costeiras (DUARTE et al., 2013).
81
Capítulo IV. Manguezais: Características, vulnerabilidades
e os serviços ecossistêmicos
Os manguezais compreendem matas de árvores halofíticas, que ocupam margens
abrigadas de sedimentos finos entre marés, aproximadamente a 30º do equador, mas
mais comumente entre 5ºS e 5ºN (GIRI et al., 2011). Ocupam principalmente os
ambientes entre-marés e águas rasas, onde sua distribuição, produtividade e taxas de
acréscimo vertical dos solos são fortemente influenciados pela variação do nível do mar
(KIRWAN & MEGONIGAL, 2013; LOVELOCK et al., 2015) e pelo aporte de
sedimentos (WOODROFFE et al. 2016).
Os manguezais exibem alta biomassa vegetal acima e abaixo do solo e
representam importantes viveiros para peixes, atuam como amortecedores da erosão
costeira e de mudanças extremas do nível do mar (principalmente de eventos extremos,
como tsunamis e ciclones); são importantes centros de ciclagem de nutrientes, sequestro
de carbono e filtragem de água, além de prover alimento, lenha, materiais de construção
e medicamentos tradicionais as populações tradicionais locais (BORGES et al.., 2017;
KELLEWAY et al., 2017; WHITFIELD, 2017; FRIESS et al., 2019).
Devido à sua localização em áreas com grande crescimento da população
humana, associado ao desenvolvimento industrial, os manguezais são altamente
ameaçados, resultando no início do século XXI em taxas globais de desmatamento de
cerca de 0,16% ao ano, uma ordem de magnitude maior para a segunda metade do
século XX (FRIESS et al., 2019)
Os manguezais também respondem a concentrações crescentes de CO2
atmosférico de maneiras que dependem não apenas da identidade e localização das
espécies, mas também de interações com outras variáveis ambientais, incluindo
salinidade, disponibilidade de nutrientes, temperatura e disponibilidade de água
(ALONGI, 2015; WARD et al., 2016; WEAVER E ARMITAGE, 2018). Eles também
são vulneráveis à elevação do nível do mar, mas em algumas regiões os manguezais
demonstraram mais resiliência a esse respeito (WOODROFFE, 2018) do que em outras
(LOVELOCK et al., 2015). As variáveis-chave a esse respeito parecem ser a
disponibilidade de sedimentos em suspensão e o espaço terrestre para retirada
82
(ALONGI, 2015; LOVELOCK et al., 2015; WARD et al., 2016; SCHUERCH et al.,
2018; FRIESS et al., 2019 ; LEO et al., 2019).
Apesar da resiliência, os manguezais são particularmente vulneráveis a eventos
extremos. Por exemplo, secas, baixos níveis do mar e temperaturas incomumente altas
associadas ao ENSO podem causar dieback de mangue (LOVELOCK et al., 2017),
assim como ciclones tropicais (SIPPO et al., 2018). Em termos de adaptabilidade a esse
respeito, as espécies com capacidade de rebrotar após ciclones tropicais podem ser mais
resistentes.
Globalmente, projeta-se que os manguezais permaneçam resistentes ao aumento
do nível do mar até pelo menos 2100 no RCP 2.6, ou possivelmente até se expandam
onde o suprimento de sedimentos seja suficiente e outras ameaças aos manguezais
sejam controladas (SASMITO et al., 2016; SCHUERCH et al., 2018; FRIESS et al.,
2019). No entanto, sob o RCP8.5, impactos generalizados atribuídos ao aumento do
nível do mar começarão a se manifestar entre 2055 e 2070 (LOVELOCK et al., 2015;
SASMITO et al., 2016), resultando em perdas de manguezais de 30 a 78%, dependendo
de o grau de interrupção no suprimento de sedimentos e a quantidade de
desenvolvimento costeiro restringindo a transgressão à terra (SPENCER et al., 2016;
SCHUERCH et al., 2018; LEO et al. al., 2019). Em termos de adaptação planejada, a
perda em larga escala de manguezais pode ser evitada, se a construção da infraestrutura
antropogênica na zona costeira for restrita (SCHUERCH et al., 2018).
Para SPALDING et al. (2010), as causas mais relevantes para a perda das
florestas de mangue são a sua conversão para a aquicultura, agricultura e
usos urbanos do solo. Os autores também ressaltam que as zonas costeiras
costumam ser densamente povoadas e por essa razão, a pressão sobre essas
regiões é intensa, causando assim a degradação e exploração excessiva de
muitas áreas de manguezais. De acordo com o ICMBio (2018), presume-se que
cerca de 25% dos manguezais em todo o país tenham sido degradados desde o
início do século XX.
SPALDING et al. (2010) afirmam ainda que, aproximadamente 35.600
km2 de manguezais foram perdidos entre os anos de 1980 e 2005, totalizando um
quarto de toda a cobertura original de mangue, perdida como consequência das
ações humanas. Mesmo com a redução das taxas de perda, de 1,04% ao ano até a
83
década de 1980 para 0,66% ao ano em 2005, essas taxas ainda alcançam valores de
três a cinco vezes mais altos do que os valores geralmente alcançados pelas taxas de
perda florestal global, indicando que os mangues estão desaparecendo rapidamente
(SPALDING et al., 2010). GIRI et al. (2011) assinalam que a rápida degradação e
desaparecimento dos manguezais poderá acarretar consequências negativas no
deslocamento de materiais para o sistema aquático marinho, assim como poderá
influenciar na composição atmosférica e nas condições climáticas. SITOE et al.
(2014), apontam que os manguezais estão em sua maioria localizados em regiões
entre 30° norte e sul da linha do Equador, acrescendo-se de extensões desse ecossistema
ao norte das Bermudas e do Japão, ao sul da Austrália, Nova Zelândia e costa leste
da África do Sul. GRIMSDITCH et al. (2013) destacam que a África, a América do Sul
e o sul da Ásia são áreas que carecem de pesquisas sobre o carbono azul,
inibindo o entendimento relativo à capacidade dos habitats costeiros tropicais e
de latitudes elevadas na captura, armazenamento e liberação de carbono. Dessa
forma, os autores atentam para a importância de se desenvolver estudos
acerca desta temática nessas localidades (SANTOS et al., 2019).
4.1. Importância dos Manguezais
As árvores típicas do manguezal aprisionam o sedimento entre suas raízes e
troncos, processo no qual também são aprisionados poluentes, prevenindo que estes
contaminem as águas costeiras adjacentes. Além disso, servem como cortina-de-vento,
atenuando os efeitos de tempestades nas áreas costeiras, e abrandam a energia das ondas
que, de outra forma, ressuspenderiam os sedimentos das áreas litorâneas mais rasas.
Dessa forma, há uma melhoria da qualidade das águas estuarinas e costeiras, garantindo
o aporte de nutrientes de terra e sua imobilização, ao mesmo tempo em que atua como
filtro biológico e protege a linha de costa (SCHAEFFER-NOVELLI & JUNIOR, 2018).
Manguezais podem estar associados a corpos de água estuarina ou diretamente
às águas costeiras, de frente para o mar. Pelo intrincado sistema de pequenos cursos de
água (gamboas, canais de maré) encontrados nos estuários, as preamares atingem os
pontos mais internos e distantes do estuário, lavando e drenando o substrato dos
manguezais por ocasião das enchentes e das vazantes.
84
Os detritos – compostos por biomassa, fitomassa e necromassa, que constituem a
matéria orgânica (particulada ou dissolvida) – produzidos no manguezal a partir da
serapilheira (conjunto de folhas, flores, propágulos, galhos e detritos animais que caem
das árvores) são colonizados por uma miríade de micro-organismos, que compõe a base
da cadeia alimentar. Comunidades de protozoários, bactérias e fungos, por sua vez,
proveem alimento para crustáceos e peixes jovens. Tainhas adultas constituem
importante elo entre a cadeia alimentar estuarino-costeira, transformando partículas
orgânicas ingeridas em proteína animal para aves e peixes maiores. Outras aves se
alimentam diretamente nos bancos de lama dos lavados e apicuns, ingerindo pequenos
crustáceos e outros invertebrados de menor porte (SCHAEFFER-NOVELLI &
JUNIOR, 2018).
Mesmo considerando a diversidade de ambientes e seus diferentes aportes de
energia ao longo da costa, de espécies vegetais e da variabilidade estrutural dos
bosques, os manguezais existentes do Amapá à Santa Catarina representam importante
produtor primário do ambiente marinho, transformando nutrientes minerais em matéria
orgânica vegetal (fitomassa), sustentando a base de teias alimentares costeiras, gerando
bens e serviços sem custos para os usuários ribeirinhos, caiçaras e praianos
(SCHAEFFER-NOVELLI & JUNIOR, 2018).
4.2. Diversidade do Ecossistema Manguezal no Brasil
Segundo o Atlas dos Manguezais do Brasil (2018), a zona costeira dos 17
estados litorâneos do Brasil perfaz 7.408 quilômetros de contato com as águas do
Oceano Atlântico, incluindo em Fernando de Noronha, como único manguezal oceânico
do Atlântico Sul. Apenas o estado do Rio Grande do Sul não registra presença atual de
cobertura vegetal típica de manguezal. A diversidade de ambientes ao longo do litoral
brasileiro onde ocorrem manguezais é responsável pelos diferentes padrões de
desenvolvimento estrutural exibidos pelos bosques de mangue, resultado da otimização
do aproveitamento das energias subsidiárias representadas pelas condições edáficas e
topográficas, assim como por fatores climáticos, hidrológicos e oceanográficos
(SCHAEFFER-NOVELLI, 2018). As estruturas de sustentação das árvores de
manguezais, além da sustentação da árvore em sedimento lamoso, acabam sendo muito
85
eficientes na redução do fluxo das águas, o que garante estabilidade e proteção contra
erosão para as zonas costeiras tropicais com manguezais.
Embora a feição colonizada pelas árvores de mangue chame a atenção como
uma floresta à beira-mar, o ecossistema propriamente dito é constituído por um
continuum de feições ao longo da faixa do entre-marés – exemplo, entre os limites
inferior e superior das marés, mais baixas e mais altas. São elas: lavado, bosque de
mangue, ou simplesmente mangue, e apicum, também denominado campo salino ou
planície hipersalina, feição esta muitas vezes desprovida de vegetação arbórea que pode
estar no meio da feição bosque de mangue ou na parte posterior do ecossistema.
A feição denominada lavado está em contato direto com o estuário ou com as
águas costeiras, o lavado corresponde a um banco de lama exposto somente por ocasião
das baixa-mares de lua cheia ou lua nova – marés de lua ou marés grandes. Sobre a
superfície desses bancos de lodo vivem ricas comunidades de vegetais microscópicos,
as microalgas bentônicas, responsáveis por grande parte da síntese de fitomassa
exportada pelo ecossistema aos corpos de água adjacentes. Alguns lavados podem ser
colonizados por gramíneas. As mais comuns pertencentes ao gênero Spartina (capim-
praturá) que, com suas raízes fasciculadas ou em cabeleira, auxilia na fixação das
partículas finas de lama e também ajudam a aprisionar propágulos (SCHAEFFER-
NOVELLI, 2018).
Em seguida à feição lavado vem a feição coberta pelas árvores características do
ecossistema, o bosque de mangue. No Brasil são três os gêneros, com um total de seis
espécies típicas de mangue: o mangue vermelho, o mangue-verdadeiro ou “sapateiro”
(gênero Rhizophora, com as espécies R. mangle, R. harrisonii e R. racemosa); o
mangue-branco, o mangue-manso ou tinteira (Laguncularia racemosa, gênero com uma
única espécie), e o mangue-preto, siriba ou sereiba (gênero Avicennia, com as espécies
A. schaueriana e A. germinans) (SCHAEFFER-NOVELLI, 2018).
A porção mais interna do ecossistema, onde pode ser encontrada superfície
areno-lamosa (mistura de areia e lodo), somente atingida pelas marés de sizígia ou
marés de lua (lua nova ou cheia)18.
18 Quando estamos em Lua Cheia ou Lua Nova, a força gravitacional da Lua combinada com a do Sol, cria
amplitudes maiores da maré (ou seja, marés altas maiores que a média e marés baixas menores do que a média - o
mar avança/recua mais em relação à faixa de areia). Neste caso, ocorre a maré de sizígia.
86
Nas planícies hipersalinas podem ser identificadas associações vegetais de porte
herbáceo, como Sesuvium portulacastrum, Eleocharis mutata, Sporobolus virginicus e
Salicornia virginica, e de micro-organismos (como algas), adaptados a conviver com as
condições físico-químicas dominantes de em ambientes hipersalinos. Algas do tipo
cianofíceas e diatomáceas crescem nesses terrenos, sendo comum avistar caranguejos
(Sesarma sp., Chasmagnatus sp., Uca spp, Ucides cordatus) alimentando-se nas
manchas de vegetação herbácea.
A feição apicum, embora desprovida de vegetação vascular típica do
ecossistema, concentra os nutrientes que o manguezal vai utilizar para sintetizar matéria
orgânica vegetal e animal – fitomassa e biomassa, respectivamente, atuando como
reservatório de nutrientes e suporte para fases de ciclos biológicos de espécies da fauna
associada ao manguezal, entre inúmeras outras funções imprescindíveis à manutenção
da própria zona costeira.
O ecossistema manguezal se desenvolve melhor nas zonas tropical e
intertropical, ocupando a faixa situada entre as marés alta e baixa, conhecida como
entre-marés.
A feição arbórea – o bosque de mangue – cresce sobre substrato lodoso, numa
mistura de lama e areia. Algumas espécies possuem “raízes-escora” – rizóforos e raízes
adventícias. Outras possuem pneumatóforos, raízes que crescem em sentido oposto ao
da força da gravidade - geotropismo negativo. Os pneumatóforos servem de substrato a
outros vegetais, como algas macroscópicas e microscópicas que, por sua vez, servem de
habitat aos demais invertebrados. Raízes radiais (subterrâneas) formam o sistema de
sustentação para as árvores de mangue-branco e mangue-preto que precisam ser
“estabilizadas” no substrato pouco consolidado onde vivem. O mangue-vermelho tem
sua estabilidade, ou ancoragem, garantida por meio das ramificações que se formam
quando da penetração de cada um dos rizóforos no substrato (SCHAEFFER-NOVELLI,
2018).
A estrutura aérea das raízes de mangue, além de servir como substrato para
algas, fornece abrigo e alimento a muitos animais, desde seres invisíveis a olho nu,
como fungos e bactérias, até indivíduos maiores, como invertebrados, vertebrados e
mamíferos, incluindo o ser humano. Todo esse conjunto de plantas e animais que
convive à beira-mar encontra-se adaptado à variação da salinidade, a momentos de
87
dissecação e inundação, ao pouco oxigênio disponível no sedimento lodoso e, inclusive,
a certa acidez característica do substrato lamoso do manguezal.
Além de adaptações para conviver com ambientes salinos19, as espécies vegetais
típicas de mangue apresentam ainda aspectos reprodutivos característicos, como a
viviparidade20, quando está maduro, é liberado como embrião (propágulo), já
apresentando radícula (raiz) e cotilédones (folhas). Os vegetais do manguezal suportam
baixas concentrações de oxigênio no sedimento (ambientes quase anóxicos), convivem
com água salgada (plantas halófitas) e conseguem se sustentar em substrato lodoso
(pouco consolidado) (SCHAEFFER-NOVELLI, 2018).
4.3. Biogeomorfologia dos Manguezais
O modelo de desenvolvimento de florestas de mangue foi proposto por
JIMENEZ et al. (1985) e, posteriormente, foi ratificado por DUKE (2001) e
FROMARD et al. (1998; 2004) e FERNANDEZ (2014).
Segundo JIMENEZ et al. (1985), o desenvolvimento de uma floresta de mangue
é marcado pelos estágios de colonização, desenvolvimento inicial, maturidade e
senescência (Figura 8). A colonização é caracterizada por aumento acelerado da
densidade de plântulas e jovens, os quais se estabelecem assim que um substrato
favorável se torna disponível (clareira ou banco lamoso recém-depositado). Na fase de
desenvolvimento inicial ocorre forte competição por espaço e recursos, resultando em
decréscimo acentuado (mortalidade) de indivíduos menos aptos, através do processo de
desbaste natural. Portanto, apesar da redução da densidade, o crescimento dos
indivíduos persistentes leva ao incremento da biomassa total da floresta. A maturidade é
alcançada quando a taxa de crescimento das árvores diminui, existe mínima competição
por espaço e a floresta atinge o máximo desenvolvimento estrutural permitido pela
“assinatura energética” da região, caracterizada pela manutenção da densidade ao longo
do tempo. No estágio de senescência a floresta é dominada por poucas árvores antigas,
cuja morte abre clareiras a serem novamente colonizadas.
19 Filtragem de sal pelas raízes nutritivas e excreção de sal pelas folhas.
20 A germinação das sementes ocorre de forma precoce, antes da dispersão das mesmas.
88
Figura 8. Modelo esquemático proposto por JIMENÉZ et al. (1985) para descrever o
comportamento da densidade de florestas de mangue ao longo do processo de
amadurecimento/desenvolvimento Fonte: Extraído FERNANDEZ (2014).
LUGO & SNEDAKER (1974) relacionaram o desenvolvimento estrutural e os
atributos funcionais observados em florestas de mangue com a atuação diferenciada de
determinado conjunto de fatores físicos, como frequência de inundação pelas marés,
concentração de nutrientes, aporte de água doce, evaporação, salinidade e temperatura.
Estes fatores regulam a biomassa potencial que poderá ser incorporada por
florestas que se desenvolvem sob a mesma latitude, ou seja, sob a mesma
disponibilidade de energia luminosa para a fotossíntese, porém sob diferentes condições
ambientais. Tais observações levaram os autores a classificar os manguezais em seis
tipos fisiográficos: franja, ribeirinho, ilha, bacia, rede e anão, ou arbustivo. Segundo
SCHAEFFER-NOVELLI et al. (2000), a movimentação de água (energia hidrológica e
hidroperíodo) pode ser considerada o principal critério utilizado para discriminar os
tipos fisiográficos. Esses autores sugerem, portanto, uma divisão entre os tipos com
maior movimentação de água (franja, ribeirinho, ilha), reunidos sob a denominação de
florestas de franja, e com menor movimentação de água (bacia, rede), denominados de
florestas de bacia. Ambas as florestas, de franja e de bacia, podem exibir redução do
desenvolvimento estrutural causada por condições extremas. Em caso de baixa
disponibilidade de nutrientes, o subtipo é identificado pelo termo “anão”. Em caso de
89
hipersalinidade, baixas temperaturas, alta energia marinha (ondas), ou outra condição
extrema, as florestas são caracterizadas como “arbustivas” (SCHAEFFER-NOVELLI et
al., 2000). Os anões e arbustos de mangue apresentam, além de baixa estatura,
ramificações em vários troncos a partir de altura próxima ao solo (FELLER, 1996,
SAINTILAN, 1997, ROSS et al., 2001, ESTRADA et al., 2013).
4.3.1. Desenvolvimento de sistemas costeiros de planície alagada
O desenvolvimento de longo prazo de pântanos costeiros e manguezais foi
estudado por mais de um século por geólogos, geomorfologistas e ecologistas (THOM
et al., 1975; FREY & BASAN, 1978; ALLEN, 1990; REDFIELD, 1965) usando
estratigráfico, datação e reconstruções ecológicas dos 'estágios' de desenvolvimento
subjacentes ao perfil biogeomórfico atual. Modelos conceituais geológicos de
desenvolvimento estuarino e delta consideram extensas planícies de maré e pântanos
como características de sistemas dominados pelas marés (COLEMAN & ROBERTS,
1989; DALRYMPLE et al., 1992 ). Estudos anteriores (VANN, 1959; THOM, 1967)
sugeriram que a vegetação é um fator secundário no desenvolvimento deltaico após a
formação de feições geomórficas que fornecem inundação e drenagem adequadas para a
ocupação de plantas específicas. CHAPMAN (1960) viu a frequência de inundação
como um controle chave na colonização por plantas emergentes. Como ADAM
(1990) observa, que é apropriado ver esses ecossistemas como 'aproveitando os locais
onde a acumulação de sedimentos já está ocorrendo'. Análises espaço-temporal
confirmaram os limites inferiores de desenvolvimento de pântano salino em relação à
inundação das marés, usando a colonização por plantas como indicador (PETHICK,
1981). O início da colonização dos manguezais é semelhante, com ondas e correntes
sendo controles importantes na distribuição e estabelecimento de propágulos. No
entanto, como os pântanos, uma vez que a vegetação é estabelecida, um conjunto
complexo de interações entre os processos bióticos e físicos controla o desenvolvimento
da morfologia e dos padrões da vegetação. Esses padrões são a base do papel das
zonas úmidas costeiras como defesas contra inundações (REED & van
WESENBEECK, 2018).
90
Desde REDFIELD (1965) mostrou que os pântanos salgados respondem a
mudanças na escala do século milenar no nível do mar, e muitos autores discutiram se e
como as zonas húmidas costeiras podem acompanhar o aumento do nível do mar
relativo (STEVENSON et al., 1986; ALLEN, 1990; REED, 1995; CAHOON et al.,
1995a; KIRWAN & MURRAY, 2008; FAGHERAZZI, 2013). O equilíbrio entre a
mudança de elevação da superfície e o aumento relativo do nível do mar é considerado
um controle chave a longo prazo sobrevivência desses ecossistemas. No entanto, há
também um importante componente horizontal para a sobrevivência a longo
prazo. Medições de campo, modelagem numérica e estudos de laboratório observaram a
importância da erosão marginal na determinação da extensão da área (MARANI et al.,
2011; MARIOTTI & FAGHERAZZI, 2013; BENDONI et al., 2016; FRANCALANCI
et al., 2013), mas em algumas áreas, a erosão marginal é um fenômeno cíclico. A
inclinação do perfil concentra espacialmente o ataque das ondas e aumenta a
probabilidade de erosão da borda (BOUMA et al., 2014; KIRWAN et al., 2016).
Já o suprimento de sedimentos para sistemas de planícies alagadas de maré
raramente é constante. Tempestades mobilizam sedimentos e proporcionam altos níveis
de água que permitem a deposição de sedimentos em grandes áreas no alto da maré
(CAHOON et al., 1995b ; YANG et al., 2003; BARTHOLDY et al., 2004; KIM et al.,
2011; SCHUERCH et al., 2012; TWEEL & TURNER, 2012). Ciclos naturais e
processos em maior escala também podem influenciar o estado
dos manguezais. Os bancos de lama anexados à costa de 10-40 km de comprimento que
se movem ao longo da costa da Guiana Francesa a taxas médias de 1,5 km/ano (WELLS
& COLEMAN, 1981) são um bom exemplo. O amortecimento das ondas por bancos de
lama não consolidados em alto-mar favorece a colonização de manguezais, mesmo na
costa aberta. À medida que a lama fluida é movida para a planície das marés pela
configuração costeira e pela maré cheia (ALLISON & LEE, 2004 ), o manguezal
existente se espalha em direção à costa (GENSAC et al., 2011). A colonização pioneira
também ocorre, frequentemente facilitada por rachaduras por dessecação na região
intertidal superior (GEDAN et al., 2011). No entanto, à medida que a migração do
banco de lama continua, o ataque das ondas aumenta, levando à erosão dos manguezais
durante o período interbancário.
91
O fornecimento de sedimentos pode ser limitado dentro dos estuários por
intervenções humanas, incluindo impactos de barragens a montante (YANG et al.,
2006), recuperação de terras (van MAREN et al., 2016) e aprofundamento do canal
(Kerner, 2007). No entanto, em alguns estuários, a dragagem aumentou a concentração
de sedimentos em suspensão (van MAREN et al., 2015 ) e promoveu o aumento e a
inclinação dos planos entre-marés (VET et al., 2017), que levou ao desenvolvimento de
novos pântanos em planícies anteriormente não vegetadas. Tais influências antrópicas
no suprimento e distribuição de sedimentos podem ser consequências indiretas de
intervenções com objetivos muito diferentes. Assim, embora em muitos casos as zonas
húmidas costeiras possam sobreviver a pelo menos taxas moderadas de aumento do
nível do mar, especialmente onde a migração para o interior é possível (KIRWAN et al.,
2016), em escalas de tempo mais longas, a existência desses ecossistemas com
fornecimento limitado de sedimentos está ameaçada.
Além do aumento do nível do mar, as mudanças climáticas podem influenciar a
presença de diferentes espécies de halófitas (ADAM, 1990), incluindo a separação de
espécies de pântano salgado e manguezais com base na tolerância ao clima de
inverno. As temperaturas mais altas do inverno, que levam a reduções na intensidade
dos eventos de congelamento, podem resultar em uma mudança da vegetação do
pântano para as florestas de mangue. OSLAND et al. (2013) demonstram o potencial
para uma mudança substancial na direção do pólo em manguezais às custas de pântanos
ao longo do norte do Golfo do México com uma mudança modesta nas geadas de
inverno.
RAABE et al. (2012) documenta que, em Tampa Bay, a proporção entre
manguezais e pântanos mudou de 86:14 para 25:75 desde a década de 1870. No
entanto, SAINTILAN & WILLIAMS (1999) documentam padrões mais complexos de
migração de manguezais para áreas de pântano salgado. Outros fatores, como mudanças
locais no nível de nutrientes ou dispersão de propágulos, podem estar envolvidos. Em
geral, o clima exerce controle geral sobre as distribuições em grande escala, mas a
interação entre vários fatores físicos nos sistemas de pântanos e manguezais influenciam
os padrões específicos de distribuição da vegetação (WOODROFFE, 1982; KIM et al.,
2010).
92
4.3.2. Contribuições para redução do risco de inundação
Os sistemas de planície alagada de maré podem mitigar o risco de inundações
por vários mecanismos. Devido às influências batimétricas e ao atrito, eles podem
alterar a propagação da onda, atenuar as ondas e reduzir a velocidade da corrente.
(WAMSLEY et al., 2010). A atenuação das ondas por sistemas de marés planas e
pantanosas pode reduzir potencialmente:
• ataque direto das ondas em infraestrutura costeira desprotegida, limitando
os danos ou reduzindo a necessidade de blindagem ou reforço;
• aumento da onda em diques ou outras estruturas de proteção, limitando o
galgamento que pode reduzir diretamente as inundações e a necessidade
de blindar o lado seco das estruturas;
• erosão de diques de terra no lado da terra do sistema de pântano plano,
aumentando sua confiabilidade durante os eventos ou a necessidade de
blindagem no lado úmido.
Embora tudo isso possa ocorrer durante eventos de tempestade, a proteção dos
diques da erosão das ondas também é importante durante eventos de magnitude inferior,
por exemplo, marés altas ou tempestades moderadas, quando o ataque das ondas às
estruturas, de outra forma, precisaria ser mitigado.
As contribuições para redução do risco de inundação são detalhadas a seguir.
4.3.2.1. Redução da altura da onda durante tempestades
A redução da altura da onda foi estudada usando a teoria da hidrodinâmica,
observações de campo e modelagem numérica. A altura das ondas de tempestade é uma
função complexa da batimetria, duração dos ventos persistentes, velocidade de
propagação e ângulo da tempestade, presença de vegetação e outros fatores (RESIO &
WESTERINK, 2008). Embora os efeitos da vegetação costeira na redução das ondas de
tempestade tenham sido documentados em casos históricos, os efeitos variam e não
93
podem ser reduzidos a um único 'fator de redução' das ondas de tempestade nas zonas
úmidas costeiras.
Poucas observações diretas de atenuação de ondas nas costas dominadas por
zonas úmidas foram realizadas. WILLIAMS et al. (2007) fornecem evidências
de manguezais perto de Cairns, na Austrália, protegendo a infraestrutura local durante
o ciclone Larry. WAMSLEY et al. (2010) analisaram medições durante o
furacão Rita em 2005, na Louisiana e no Texas, feitas por MCGEE et al. (2006) e
descobriram que as taxas de atenuação de onda medidas variaram de 1m por 25 km a
1m por 4 km.
Devido à dificuldade de coleta de dados de campo alinhados com a trajetória da
tempestade e desprovidos de influência de outras características, como a presença de
estruturas urbanas, a exploração do efeito desses ecossistemas na onda tem sido
amplamente restrita a estudos de modelagem. Ferreira et al. (2014) isolaram os efeitos
da cobertura do solo usando diferentes fontes de dados de cobertura para conduzir
simulações de ondas associadas ao furacão Brett e uma série de tempestades
sintéticas. Eles encontraram incerteza de aproximadamente 7% do valor do pico
associado às variações da cobertura da terra testadas, mas o estudo não considerou os
efeitos das ondas. LODER et al. (2009) também examinou os efeitos na onda usando
uma grade de modelo experimental idealizada dentro da qual eles simularam mudanças
na fricção de fundo, elevação e continuidade das zonas húmidas. Os autores não
relacionaram a fricção do fundo diretamente a tipos de vegetação específicos ou fatores
da paisagem, e descobriram que a fricção do fundo induzida pela vegetação diminuiu os
níveis de ondas de tempestade para picos de onda menores de 2m. Descobriu-se que os
efeitos das zonas úmidas nas ondas de tempestade dependem fortemente das
especificidades da tempestade. Esse ponto foi reiterado por WAMSLEY et al. (2010),
que simulou ondas de tempestade e propagação de ondas em pântanos e baías na costa
da Louisiana. Eles descobriram que as taxas de atenuação de onda variaram de 1m por
50 km a 1m por 6 km com as variações devido ao caráter da paisagem (incluindo
batimetria e tipo de ecossistema) e características da tempestade, incluindo tamanho,
velocidade, trajetória e intensidade. ZHANG et al. (2012), usando simulações de
modelo, encontraram taxas de atenuação de pico mais altas para o furacão Wilma em
94
manguezais do sul da Flórida (1m por 5 km a 1m por 2 km), mas também identificou
uma forte dependência de atenuação na intensidade e velocidade da tempestade.
No Western Scheldt, um estuário na Holanda, SMOLDERS et al. (2015) usaram
modelagem numérica para examinar a influência de diferentes configurações de zonas
úmidas na atenuação ao longo do estuário das marés de tempestade. Eles descobriram
que uma área de superfície úmida maior aumentou a atenuação ao longo do estuário,
mas a relação era não linear com um limite além do qual o aumento da área não resultou
em mais atenuação.
4.3.2.2. Atenuação de onda
Para muitas costas, eventos de tempestade de magnitude moderada, porém de
alta frequência, produzem ondas que causam erosão ou ameaçam as defesas
costeiras. Muitos estudos examinaram o papel da vegetação em contribuir para o arrasto
e atenuar as ondas. Estes incluem estudos laboratoriais detalhados em pequena escala de
caules idealizados e suas propriedades, como flexibilidade e estrutura (BOUMA et al.,
2005; FEAGIN et al., 2009; SMITH & ANDERSON, 2014) e estudos de campo através
de povoamentos de vegetação monoespecíficos ou diversos (HORSTMAN et al., 2014;
MULLARNEY et al., 2017; NORRIS et al., 2017; FOSTER-MARTINEZ et al.,
2018). Essas investigações afirmaram que a atenuação das ondas de vento pela
vegetação está relacionada a fatores como rigidez, biomassa vegetal e
altura. HORSTMAN et al. (2014) encontraram fortes relações positivas entre a
densidade volumétrica da vegetação e a taxa de atenuação das ondas em povoamentos
de mangue. Eles atribuíram a perda de energia principalmente ao arrasto da vegetação,
em vez de fricção do fundo ou dissipação viscosa, pois 'as taxas de atenuação eram
menores nas planícies de maré nuas e aumentavam significativamente dentro da
vegetação de mangue'. BOUMA et al. (2010) relatou essencialmente o mesmo resultado
para sapais. A atenuação das ondas por duas espécies com características de
crescimento muito diferentes foi explicada por uma função comum da biomassa acima
do solo, que é equivalente à densidade volumétrica.
95
O amortecimento das ondas pela vegetação depende tanto das condições
hidráulicas, como profundidade da água e altura das ondas que chegam, quanto das
características da vegetação, como altura, densidade, diâmetro e flexibilidade da
vegetação. O caráter da vegetação é comumente representado por um coeficiente de
arrasto usado como um parâmetro de calibração em aplicações práticas. VAN
WESENBEECK et al. (2017a), mostra que as ondas mais altas são amortecidas muito
mais rápido do que as ondas mais baixas. Assim, uma ampla gama de alturas de onda de
entrada resulta em uma faixa estreita de altura de onda depois de passar por um
povoamento vegetado. Além disso, o amortecimento depende fortemente do
comprimento das ondas que chegam, pois as ondas com períodos maiores precisam de
distâncias maiores para viajar através da vegetação para um amortecimento substancial.
VAN ROOIJEN et al. (2016) mostra que a vegetação costeira pode ter um efeito
significativo na redução da configuração das ondas costeiras.
PHAN et al. (2014) destacam a interação entre as ondas longas e
a geomorfologia da área costeira. Embora as ondas longas possam mover os sedimentos
para o interior de um manguezal, elas também podem ser um fator primordial para inibir
a sedimentação líquida. A construção de um dique muito perto do mar pode alterar o
papel das ondas longas na distribuição de sedimentos e levar à perda de manguezais a
longo prazo.
Até recentemente, estavam disponíveis observações limitadas de pântanos ou
manguezais sujeitos a ondas altas que se moviam em áreas úmidas profundamente
inundadas, ou seja, em condições extremas de tempestade. MÖLLER et
al. (2014) conduziram um estudo de calha simulando ondas de tempestade e mostraram
que a dissipação das ondas ainda pode chegar a 20% em uma distância de 40m, mesmo
em profundidades de água normalmente encontradas durante condições de
tempestade. Comparando com uma seção cortada, eles descobriram que 60% da
mudança era devido à vegetação. Esses autores complementam os estudos de campo
com uma versão calibrada do modelo SWAN e descobriram que a vegetação dissipa
frações significativas da energia das ondas bem antes do início da quebra das ondas,
mudando o principal mecanismo de dissipação de energia da quebra intensa e com foco
local para a dissipação difusa sobre a vegetação. Este estudo identificou duas
contribuições da vegetação para a atenuação das ondas: a atenuação direta levando a
96
uma difusão da dissipação da energia das ondas e os efeitos indiretos através da
manutenção de uma batimetria levemente inclinada e relativamente alta que também
contribui significativamente para a atenuação das ondas. Sem o efeito da vegetação no
padrão de quebra de onda e estabilizador de sedimento, tal batimetria não seria estável e
a dissipação de energia das ondas seria muito diferente.
O efeito limitado da vegetação na redução da altura das ondas de tempestade
reflete o mesmo fenômeno, já que as ondas de tempestade são ondas extremamente
longas (ordem 105 – 106 m). As interações das ondas com a vegetação são semelhantes à
interação com as correntes das marés. As forças de arrasto irão desacelerar a propagação
da onda localmente e levar ao aumento da altura da onda em direção ao mar da
vegetação. No entanto, se a onda for sustentada por um longo período, a vegetação terá
pouca influência na altura da onda perto da costa eventualmente. Portanto, a vegetação
pode ser um fator significativo na evolução da onda, mas qualquer simplificação em
termos de um fator de atenuação torna-se, na melhor das hipóteses, aproximada, e uma
base inadequada para medidas de redução de risco.
4.3.2.3. Efeitos de características topográficas locais
Muitos pesquisadores identificam a necessidade de grandes extensões de
vegetação para defesa eficaz (BAO, 2011; MARIOTTI & FAGHERAZZI,
2013; BOUMA et al., 2014), mas poucos consideram a dinâmica natural desses
sistemas e como características específicas, além da vegetação, influenciam seus função
de defesa contra inundações. Uma das partes mais dinâmicas do sistema de planícies
alagadas de maré é a transição de zonas não vegetadas para zonas com vegetação.
As variações paralelas da costa ou dentro das características desses ecossistemas,
como riachos e canais de drenagem , tanques de superfície e topografia local dentro do
sistema, também podem influenciar a função de defesa contra inundações. A relação
entre canais e áreas de plataforma que influenciam a atenuação da maré de tempestade
foi explorada por STARK et al. (2016) usando medições de campo no Western Scheldt
(Holanda). Eles descobriram que a atenuação máxima ocorreu ao longo de transectos de
97
canal estreito com plataformas largas, com taxas de atenuação mais baixas ao longo de
canais mais largos com plataformas menores.
A configuração e a dimensão vertical das transições na profundidade da água e
rugosidade associadas a riachos, mudanças na vegetação, características da superfície e
zona de transição de planície alagada precisam ser consideradas na avaliação específica
do local das funções de defesa natural. O caráter e, portanto, a influência na função de
defesa contra enchentes, pode mudar ao longo do tempo devido a forças externas, como
suprimento de sedimentos e aumento do nível do mar, ou como resultado de
intervenções destinadas a melhorar ou manter as defesas naturais.
4.4. Arcabouço Legal de Proteção aos Manguezais
A proteção dos manguezais tem sido objeto de crescente preocupação não
apenas no Brasil como também em todo o mundo. O atual arcabouço legal que confere
proteção a esse ecossistema é produto não apenas de leis nacionais como também
resulta do direito internacional do meio ambiente, cujas normas foram internalizadas
pelo País. Este capítulo tem como objetivo apresentar um histórico dos dispositivos
legais brasileiros relacionados ao manguezal a partir da análise apresentada por
ROSARIO e ABUCHAHLA, 2018.
4.4.1. Período Colonial
Os indígenas se relacionavam com a floresta por meio de aspectos do divino,
aspectos econômicos e por tentativa e erro, formando daí seus costumes (ROSARIO,
2010). Muito provavelmente, essas tribos tinham costumes relacionados ao manguezal
para esses aspectos do cotidiano. Holanda (1976 apud SOFFIATI, s/d) abordou a
obtenção de alimentos pelos indígenas brasileiros em áreas de manguezal, e que,
posteriormente, a mesma prática foi realizada por escravos libertos e outras
comunidades. Um exemplo atual pode ser retirado da vida dos índios Canoé-Tremembé,
situados em Almofala, no estado do Ceará. Para esta tribo, se o mangue-preto está com
98
muito orvalho nos meses de setembro e outubro, significa que haverá muita chuva em
março do ano seguinte (SCHAEFFER-NOVELLI, 2012). Esse costume leva à
preservação do manguezal durante o planejamento de suas atividades diárias. Com a
chegada dos europeus e diante da posse da Terra Brasilis por Portugal, a legislação da
Metrópole passou a vigorar nas terras de além-mar (ROSARIO e ABUCHAHLA,
2018).
No Brasil, as Ordenações Afonsinas (1446-1514), as Ordenações Manuelinas
(1514-1595) e as Ordenações Filipinas (1595) previam penas severas para o corte de
árvores (SERVILHA e STRUCHEL, 2007). Nesse período, uma norma um tanto
genérica já envolvia o manguezal: trata-se do Regimento de 4 de fevereiro de 1577, que
estabelecia regras para o uso dos terrenos férteis – chamados lezírias – e que, embora
considerassem apenas os aluviões, e não os salgados, afetavam interessados que
também cobiçavam as árvores do mangue para a obtenção do tanino (MACIEL, 2001).
Dessa forma, é possível depreender que as autoridades dos poderes executivo e
legislativo da época já reconheciam a importância dos manguezais e das áreas úmidas.
Prova disso foi a edição do Decreto de 5 de março de 1664, que teve como meta proibir
a concessão de lezírias e piauís (pântanos), visando a conservação do manguezal e das
áreas alagadas (MACIEL, 2001)21. A Carta Régia de 4 de dezembro de 1678 confirmou
o manguezal como um ambiente de propriedade pública que não poderia sofrer o corte.
Essa norma é derivada de uma discussão entre jesuítas que queriam utilizar o mangue e
a população que não queria permitir esse uso (MACIEL, 2001).
No que se refere à legislação específica para o manguezal, a primeira norma
editada foi o Regimento de 24 de julho de 1704, no qual o mangue era considerado um
bem da coroa e não poderia haver sua doação; apenas pequenas áreas poderiam ser
objeto de concessão real. Essa norma tinha como fundamento a importância econômica
das madeiras do mangue e o tanino de suas cascas (POLETTE, 1995). Alguns
documentos da época já tratavam o manguezal como fonte importante de extrativismo
de proteína animal, mais notadamente, ostras, caranguejos e peixes (ANTONIL, 1976).
Em 1760, o Alvará de 10 de julho determina a proteção dos manguezais, autorizando a
queima de madeiras do mangue somente após a retirada do tanino. O descumprimento
21 Esse decreto antecipou em três séculos a proteção de tais áreas, posteriormente vislumbrada na
Convenção de Ramsar, em 1971.
99
dessa determinação impunha aos infratores uma pena de três meses de prisão e
pagamento de multa no valor de cinquenta mil réis. Essa norma demonstra, mais uma
vez, a importância econômica do manguezal para a época, caracterizada pelo tanino
encontrado em espécies vegetais típicas de mangue (RUFFINO, 1980).
4.4.2. Legislação durante o Império
A partir de setembro de 1822, com a Independência e a instalação do Império no
Brasil, surge a legislação referente aos terrenos de marinha – áreas que, apesar do nome,
não são da Marinha brasileira, mas sim do governo brasileiro. Trata-se de uma
legislação complexa que, por meio de diversas transformações, está em vigor até os dias
de hoje (ROSARIO e ABUCHAHLA, 2018).
Uma das normas que deriva dessa legislação é o Decreto nº 4.105, de 1868, que
indiretamente propiciou proteção ao manguezal. Em seu artigo 1º, estabelece que os
terrenos de marinha são áreas de 33 metros, contados a partir do litoral para o
continente, tendo como referência a linha da preamar média de 1831. Essas áreas eram e
são de domínio do governo brasileiro. Assim, os manguezais, em toda a sua extensão,
que eram e são englobados pelos terrenos de marinha, também pertenciam e pertencem
ao Governo Federal. Esse decreto garantiu certa proteção ao ecossistema, uma vez que
impôs ao particular maiores dificuldades para ter acesso a tais áreas.
Além dos terrenos de marinha, o Decreto nº 4.105/1868 também estabeleceu os
terrenos reservados (parágrafo 2º do artigo 1º), presentes apenas nos rios navegáveis,
com a referência de 15 metros medidos a partir da margem do rio. Os terrenos
reservados são caracterizados por não sofrerem influência das marés e, ao mesmo
tempo, por não apresentarem mangue em seus domínios. Esse decreto estabeleceu ainda
os chamados terrenos acrescidos (parágrafo 3º do artigo 1º), caracterizados como
terrenos somados aos terrenos de marinha ou aos terrenos marginais no sentido das
águas, e que podem ser resultado de processos naturais ou artificiais. Nesse caso, a
dinâmica de muitas áreas litorâneas pode formar novas áreas de manguezal e tais áreas
passam a estar sob o mesmo estatuto dos terrenos de marinha.
100
Cabe aqui apontar que o parágrafo 4º do artigo 1º dessa lei estabelece que o
limite para os 15 metros ou para os 33 metros é definido como o ponto onde não há
mais influência das águas salgadas. Com o conhecimento atual, seria fácil afirmar que
esse limite seria onde o manguezal termina, geralmente ultrapassando em muito os 33
metros convencionados.
4.4.3. Legislação no Período Republicano
No início da República, o Decreto nº 14.596, de 31 de dezembro de 1920,
regulou o arrendamento em áreas de mangue. Segundo esse decreto, os terrenos situados
em uma faixa de 33 metros ao longo da costa não poderiam ser arrendados. A partir de
então, os terrenos de mangue foram divididos em áreas de cinco hectares, os quais
poderiam ser arrendados alternadamente e onde “nos lotes de exploração o corte do
mangue só poderá ser feito na altura de um metro acima, pelo menos do plano do nível
da preamar máxima” (parágrafo 4º). Esse decreto, apesar de permitir a utilização
econômica do mangue, procurou estabelecer um critério para a manutenção e
exploração racional dessas áreas. Além disso, o decreto estabelecia penas aos infratores.
No ano anterior (1919), o pesquisador alemão Hermann Luederwaldt havia
publicado um artigo que explicitava a relação íntima dos povos ribeirinhos com o
manguezal. Esse pesquisador descreveu o continuum de toda a Baixada Santista, desde
a Mata Atlântica até o mar (ROSARIO e ABUCHAHLA, 2018). Em 1934, foi editado o
primeiro Código Florestal do Brasil, por meio do Decreto nº 23.793, de 23 de janeiro de
1934. Entre seus diversos dispositivos, o artigo 4º instituía as florestas protetoras como
forma de conservação do regime das águas, de prevenção de erosão de terras e de
fixação de dunas.
O manguezal, por apresentar todos esses atributos, deveria ser incluído na
categoria de florestas protetoras. Adicionalmente, o Código de 1934, em seu artigo 23,
estabeleceu que nenhum proprietário poderia abater mais que três quartas partes da
vegetação existente em sua propriedade. Esse dispositivo também buscava assegurar
proteção ao mangue.
101
No mesmo ano de 1934 foi editado o Código de Águas – Decreto nº 24.643, de
10 de julho de 1934 –, que manteve a normatização sobre os terrenos de marinha e os
terrenos reservados como bens dominicais, isto é, como patrimônio da União. O Código
de Águas estabeleceu regras especiais aos ribeirinhos e aos pequenos proprietários,
tolerando o uso desses terrenos para seus cultivos desde que não colidisse com o
interesse público (artigo 11, parágrafo 2º). Esse dispositivo permitia a atividade de
marisqueiras e de catadores de caranguejos, por exemplo.
Outro marco importante para o manguezal, ainda em 1934, foi registrado durante
o 1º Congresso Nacional da Pesca. Nesse evento, o Dr. F. W. Freise, representante da
academia, apresentou a proposta de criação de uma unidade de conservação abrangendo
o manguezal existente em uma área da baía da Guanabara (MACIEL, 2001). Ainda que
não seja uma legislação destinada especificamente ao manguezal, o estabelecimento de
unidades de conservação, ao longo da história, contribuiu para a conservação do
mangue.
Em 1946, o Decreto-Lei nº 9.760 convalidou o que fora estabelecido no Decreto
nº 4.105/1868 e incluiu os terrenos de marinha e os terrenos marginais, bem como seus
respectivos acrescidos, entre os bens da União. Na década de 1960, foi editada a Lei nº
4.771/1965, conhecida como Código Florestal, que protegia todas as formas de
vegetação do território nacional.
O artigo 2º estabeleceu a figura das áreas de preservação permanente (APP),
incluindo entre elas o manguezal. Em 2001, esse artigo foi alterado pela Medida
Provisória nº 2.166-67, que, no parágrafo 5º, estabeleceu que a supressão do mangue
somente poderia ser autorizada em caso de utilidade pública. O Código Florestal foi o
principal marco legal de proteção do mangue entre 1965 e 2012, quando foi revogado
pela Lei nº 12.651, que instituiu a lei de proteção da vegetação nativa.
Considerando que a proteção à fauna também auxilia a proteção do manguezal, a
Lei Federal nº 5.197/1967, em seu artigo 1º, estabeleceu que “os animais de quaisquer
espécies, em qualquer fase de seu desenvolvimento e que vivem naturalmente fora do
cativeiro, constituindo a fauna silvestre, bem como seus ninhos, abrigos e criadouros
naturais são propriedades do Estado, sendo proibida a sua utilização, perseguição,
destruição, caça ou apanha”. Àquela altura, sabia-se da importância do manguezal
102
como berçário de diferentes formas de vida e, por esse motivo, a lei em questão também
auxiliou a proteção e conservação do manguezal (ROSARIO e ABUCHAHLA, 2018).
No mesmo sentido, a Política Nacional de Meio Ambiente, como é conhecida a
Lei nº 6.938/1981, tendo por objetivo “a preservação, melhoria e recuperação da
qualidade ambiental propícia à vida, visando assegurar, no País, condições ao
desenvolvimento socioeconômico, aos interesses da segurança nacional e a proteção da
dignidade da vida humana”. Embora se trate de uma legislação genérica, uma vez que
estabelece uma política com objetivos, diretrizes e instrumentos, são esses objetivos que
devem ser perseguidos para que haja a conservação e proteção da qualidade do
manguezal.
4.4.4. Legislação pós-constituição de 1988
Em 1988, foi sancionada a atual Constituição Federal do Brasil, estabelecendo
um capítulo próprio para o Meio Ambiente, consagrado no artigo 225. Esse artigo
protege o manguezal diretamente, pois em seu parágrafo 4º considerou a Mata Atlântica
como “patrimônio nacional”. Como nossa legislação considera o manguezal um
ecossistema associado à Mata Atlântica, ele deve também ser considerado um
patrimônio nacional. Ainda em 1988, foi editado o Plano Nacional de Gerenciamento
Costeiro, por meio da Lei Federal nº 7.661, que, no artigo 3º, prevê a realização de
zoneamento de usos e atividades na Zona Costeira e, no inciso I, concede prioridade a
diversos bens, entre eles os manguezais. No âmbito da legislação referente à Mata
Atlântica, a edição do Decreto nº 750 em 1993 reafirmou a conceituação do manguezal
como um dos ecossistemas associados à Mata Atlântica, assegurando-lhe, com isso, o
mesmo nível de proteção legal.
Com a ratificação da já mencionada Convenção de Ramsar, por meio do Decreto
nº 1.905/1996, os dispositivos da Convenção sobre Zonas Úmidas de Importância
Internacional passaram a compor o arcabouço legal do País22. A Convenção de Ramsar
22 As convenções internacionais mediadas pela Organização das Nações Unidas constituem uma das
maneiras para se estabelecer diretrizes de proteção ambiental na esfera internacional. Assim,
reconhecendo a importância das zonas úmidas, em 2 de fevereiro de 1971, na cidade de Ramsar, Irã, foi
assinada a Convenção sobre Zonas Úmidas de Importância Internacional, especialmente como habitat de
103
é de suma importância tanto para a proteção das aves quanto dos ambientes que
habitam, entre os quais está o manguezal. Em 1998, a Lei nº 9.605 – erroneamente
conhecida por Lei dos Crimes Ambientais – estabeleceu em seu artigo 50, sanção para
quem destruir ou danificar florestas nativas ou plantadas, bem como vegetação fixadora
de dunas e protetora de mangues, objeto de especial preservação. A pena é de detenção
de três meses a um ano, além de multa, mostrando a responsabilidade que qualquer
indivíduo tem para com as áreas de manguezal em matéria criminal.
Em 2002, a Resolução Conama nº 312, de 10 de outubro, que trata do
licenciamento ambiental dos empreendimentos de carcinicultura na zona costeira, em
seu artigo 2º veda tal atividade em áreas de manguezal. Esse veto tem como
fundamentação técnica o fato de o manguezal ser um ambiente no qual diversas
espécies animais se reproduzem, uma vez que as raízes das árvores desse ecossistema
formam um local propício ao abrigo de larvas e ao desenvolvimento da fase juvenil
desses animais. A carcinicultura utiliza animais exóticos e o controle e monitoramento
dessa atividade ainda são incipientes, favorecendo a evasão dos animais de seus tanques
de crescimento para ambientes de outros animais, tornando-os uma ameaça às espécies
nativas. Esses crustáceos são, muitas vezes, predadores dos ovos e das formas juvenis
que se encontram associadas aos manguezais. Assim, essa resolução do Conama visava
garantir o desenvolvimento da diversidade de animais que se utilizam do manguezal, em
toda a sua extensão, nos estágios iniciais de vida, impedindo a destruição dos ambientes
do ecossistema.
Vale aqui ressaltar que as áreas conhecidas como apicum, ou salgado, também
fazem parte do ecossistema do manguezal e que frequentemente, por serem áreas
desprovidas de vegetação arbórea, são mais visadas por carcinicultores para a instalação
aves aquáticas, conhecida como Convenção de Ramsar. O Brasil assinou essa convenção somente em
1992, por meio do Decreto Legislativo nº 33, de 16 de junho, integrando-a ao ordenamento jurídico
nacional apenas em 1996, por meio do Decreto nº 1.905, de 16 de maio. Os países signatários da
Convenção de Ramsar se comprometem a proteger as áreas úmidas, entre as quais está incluído o
manguezal. A convenção estabelece um sistema de gestão internacional para as zonas úmidas
especialmente protegidas. Além da Convenção de Ramsar, outros instrumentos internacionais protegem o
manguezal, como a Convenção sobre Diversidade Biológica, a Convenção sobre o Comércio
Internacional das Espécies da Fauna e Flora Selvagens em Perigo de Extinção (CITES), a Convenção
sobre Mudança do Clima e a Convenção das Nações Unidas sobre o Direito do Mar. Tendo em vista seu
caráter internacional, essas convenções não apresentam dispositivos específicos de proteção do
manguezal, mas sim diretrizes amplas que visam a proteção e a conservação de áreas como os
manguezais (ROSARIO e ABUCHAHLA, 2018).
104
de seus empreendimentos. Essa prática se vale da não especificidade da definição do
ecossistema manguezal nos diversos dispositivos legais. A Resolução Conama nº 312
veda, claramente, a instalação de carcinicultura em toda a extensão do manguezal – o
que inclui, consequentemente, a feição apicum (ROSARIO e ABUCHAHLA, 2018).
Visando o desenvolvimento do turismo sustentável, em 25 de setembro de 2003
foi editada a Resolução Conama nº 341, dispondo sobre critérios para a caracterização
de atividades ou empreendimentos turísticos sustentáveis como de interesse social para
fins de ocupação de dunas originalmente desprovidas de vegetação na Zona Costeira. O
artigo 3º, em seu parágrafo 1º, inciso III, deixa claro que os empreendimentos dessa
natureza não poderão comprometer o ecossistema do manguezal.
Em 2006, o Decreto nº 750/93, citado anteriormente, foi parcialmente
substituído pela Lei da Mata Atlântica – Lei Federal nº 11.428/2006 –, que manteve o
manguezal como um dos ecossistemas associados à Floresta Atlântica e, portanto,
protegido pelo conceito legal de Mata Atlântica (VARJABEDIAN, 2010).
No âmbito da proteção assegurada pelas unidades de conservação, segundo a Lei
Federal no 9.985/2000, que criou o SNUC, o MMA editou a Instrução Normativa nº 3,
de 16 de abril de 2008, suspendendo a concessão de anuências e autorizações de
empreendimentos de carcinicultura em unidades de conservação federais até que seus
planos de manejo considerem a possibilidade de tal empreendimento (artigo 1º). Tal
dispositivo vale também para as zonas de amortecimento, mesmo que não estejam
devidamente instituídas por lei (parágrafo 2º do artigo 1º). Essa instrução ainda
determina que os empreendimentos de carcinicultura estabelecidos nessas áreas deverão
ter suas instalações retiradas e que suas áreas deverão ser recuperadas (artigo 2º).
4.4.5. Lei Nº 12.651/2012
Essa lei, que revoga o Código Florestal de 1965 – embora permaneça sendo
erroneamente denominada “Novo Código Florestal” –, foi amplamente discutida na
sociedade e no Congresso Nacional. No entanto, diversas considerações relativas ao
manguezal, apontadas pela academia, não foram internalizadas nesse processo
105
(LEWINSOHN et al., s/d; LEWINSOHN, 2010; METZGER, 2010; SPAROVEK et al.,
2011).
A Lei 12.651/2012 considerou o manguezal como APP em toda a sua extensão,
tanto em zonas rurais como urbanas (artigo 4º, inciso VII), mantendo o disposto no
Código Florestal de 1965. Em seu artigo 3º, trouxe algumas definições, entre as quais a
de manguezal (inciso XIII), reproduzindo a mesma redação da Resolução Conama nº
303/2012; salgado ou marisma (inciso XIV); apicum (inciso XV) e áreas úmidas (inciso
XXVI), conforme Tabela 2.
106
Tabela 2. Definições contidas no Art.3o da Lei 12.651/2012 relacionadas ao manguezal. Fonte: Adaptado de ROSARIO & ABUCHAHLA (2018).
Inciso Tópico Definição
XIII Manguezal
Ecossistema litorâneo que ocorre em terrenos
baixos, sujeitos à ação das marés, formado por
vasas lodosas recentes ou arenosas, às quais se
associa, predominantemente, a vegetação natural
conhecida como mangue, com influência
fluviomarinha, típica de solos limosos de regiões
estuarinas e com dispersão descontínua ao longo
da costa brasileira, entre os Estados do Amapá e
de Santa Catarina.
XIV Salgado ou marismas
Tropicais hipersalinos, áreas situadas em regiões
com frequências de inundações intermediárias
entre marés de sizígias e de quadratura, com
solos cuja salinidade varia entre 100 (cem) e 150
(cento e cinquenta) partes por 1.000 (mil), onde
pode ocorrer a presença de vegetação herbácea
específica.
XV Apicum
Áreas de solos hipersalinos situadas nas regiões
entre-marés superiores, inundadas apenas pelas
marés de sizígias, que apresentam salinidade
superior a 150 (cento e cinquenta) partes por
1.000 (mil), desprovidas de vegetação vascular.
XXVI Áreas úmidas
Pantanais e superfícies terrestres cobertas de
forma periódica por águas, cobertas
originalmente por florestas ou outras formas de
vegetação adaptadas à inundação.
107
A Lei 12.651/2012 define salgados, marismas tropicais e apicuns de forma
pouco clara, levando à inconsistência legal. Em primeiro lugar, a lei diferencia salgados
de apicuns, o que não é correto. De acordo com SCHAEFFER-NOVELLI et al. (2012),
o apicum (ou salgado) “pode apresentar-se hipersalino, limitando a ocorrência de
espécies arbóreas vasculares e dando a falsa impressão de que não faz parte do
manguezal e que nele não há vida”, adicionando ainda que pode haver espécies vegetais
rasteiras a colonizarem esta área. O apicum apenas ocorre associado ao ecossistema
manguezal. No entanto, há manguezais que não apresentam a feição apicum.
Além do erro na definição de apicum, a Lei nº 12.651/2012 não cita os
chamados lavados, uma das feições do manguezal. O lavado é a feição exposta com
maior frequência à inundação de marés, o que causa ausência de cobertura vegetal
vascularizada em seu substrato lodoso ou areno-lodoso (SCHAEFFER-NOVELLI et al.,
2012). Para que existisse maior consistência na referida lei, seria ideal que houvesse
também o discernimento da feição bosque de mangue do ecossistema manguezal. O
mangue é facilmente identificável por apresentar cobertura vegetal típica, constituída
por espécies arbóreas (SCHAEFFER-NOVELLI et al., 2012).
O parágrafo 2º do artigo 8º estabelece que a intervenção ou a supressão do
manguezal só poderá ser autorizada em casos de utilidade pública, de interesse social ou
de baixo impacto ambiental, nos locais onde a função do mangue esteja comprometida
(ROSARIO e ABUCHAHLA, 2018).
O último artigo da Lei nº 12.651/2012 que trata do manguezal dispõe que os
apicuns e salgados podem ser utilizados para a carcinicultura e para salinas. Aqui deve
ser lembrado que apicuns e salgados são sinônimos.
O inciso I desse parágrafo ainda estabelece a “área total ocupada em cada
Estado não superior a 10% (dez por cento) dessa modalidade de fitofisionomia no
bioma amazônico e a 35% (trinta e cinco por cento) no restante do País, excluídas as
ocupações consolidadas que atendam ao disposto no §6º (incluído pela Lei nº 12.727,
de 2012)”.
Este inciso diz que o ecossistema manguezal, no bioma amazônico, pode ter
10% de sua área utilizada para a carcinicultura ou para salinas, enquanto que nos outros
biomas o percentual é de 35%. Desse percentual devem ser excluídas as ocupações
108
consolidadas. As áreas consolidadas são explicadas, no parágrafo 6º desse artigo, como
aquelas implantadas antes de 22 de julho de 2008 nas quais o empreendedor comprove
que tal atividade estava localizada em área de apicum ou salgado e se obrigue, por
termo de compromisso, a proteger a integridade dos manguezais adjacentes.
Este parágrafo 6º contraria o estabelecido na Resolução Conama nº 212/2002,
que proibia a atividade de carcinicultura na área de manguezal – incluindo, portanto, os
apicuns, que fazem parte do ecossistema manguezal. Do ponto de vista legal, nenhum
empreendimento de carcinicultura poderia ter sido implantado em área de manguezal
entre a data da Resolução Conama nº 212/2002 e a publicação da lei de proteção da
vegetação nativa (Lei nº 12.651/2012).
Já o inciso II do parágrafo 1º impõe que, caso haja implantação de carcinicultura
ou salinas em áreas de apicuns, que seja garantida a “salvaguarda da absoluta
integridade dos manguezais arbustivos e dos processos ecológicos essenciais a eles
associados, bem como da sua produtividade biológica e condição de berçário de
recursos pesqueiros”.
Este inciso inviabiliza a utilização dos apicuns como áreas para a carcinicultura
ou para salinas, mostrando a má técnica na redação do artigo, já que a implantação de
qualquer carcinicultura ou salina em apicuns altera a integridade dos manguezais, ou
melhor, não garante a salvaguarda da absoluta integridade dos manguezais arbustivos e
dos processos ecológicos essenciais a eles associados (ROSARIO e ABUCHAHLA,
2018).
Por fim, o parágrafo 5º do artigo 11 estipula que cada Estado deve realizar o
Zoneamento-Ecológico-Econômico da Zona Costeira (ZEEZOC) no prazo máximo de
um ano, contado a partir de 25 de maio de 2012. Também é estipulado que, com esse
levantamento, poderá ocorrer a ampliação da ocupação nas áreas de apicuns, sempre
respeitando ZEEZOC. Essa é a primeira vez que o ZEEZOC aparece na legislação
nacional e, até a presente data, não foi realizado como determinado na lei. Por sua vez,
o Plano Nacional de Gerenciamento Costeiro (PNGC) estimulava o desenvolvimento de
um zoneamento de usos e atividades na zona costeira, a partir do Decreto nº 4.297, de
10 de julho de 2002, relativo ao Zoneamento Ecológico-Econômico do Brasil. Reiterar
tal meta, por um lado, foi muito importante, já que o ZEEZOC é fundamental para o
planejamento do conjunto de atividades na zona costeira. Todavia, no prazo de um ano,
109
como fixado pela Lei nº 12.651/2012, e sem prever recursos para tanto, não têm sido
implementados.
4.5. Unidades de Conservação e as Ameaças aos Manguezais
As unidades de conservação são espaços territoriais, incluindo seus recursos
ambientais, com características naturais relevantes, que cumprem a função de assegurar
a representatividade de amostras significativas e ecologicamente viáveis das diferentes
populações, habitats e ecossistemas do território nacional e das águas jurisdicionais,
preservando o patrimônio biológico existente.
O Sistema Nacional de Unidades de Conservação da Natureza (SNUC) organiza
as unidades de conservação em dois grupos: proteção integral e uso sustentável. As
unidades de proteção integral têm como objetivo proteger a natureza, sendo permitido
apenas o uso indireto dos recursos naturais – ou seja, aquele que não envolve consumo,
coleta ou danos aos recursos naturais. As unidades de uso sustentável, por sua vez, têm
como objetivo conciliar a conservação da natureza com o uso sustentável dos recursos
naturais.
Nesse grupo, atividades que envolvem coleta e uso dos recursos naturais são
permitidas, desde que praticadas de forma a assegurar perenidade dos recursos
ambientais renováveis e dos processos ecológicos. As unidades de conservação
asseguram às populações tradicionais o uso sustentável dos recursos naturais de forma
racional e ainda propiciam às comunidades de seu entorno o desenvolvimento de
atividades econômicas sustentáveis. Estas áreas estão sujeitas a normas e regras
especiais. São legalmente criadas pelos governos federal, estadual e municipal após a
realização de estudos técnicos sobre os espaços propostos e, quando necessário,
consulta à população.
Cabe ao Instituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade (ICMBio) –
autarquia criada em 2007, vinculada ao Ministério do Meio Ambiente – executar as
ações, no âmbito federal, do Sistema Nacional de Unidades de Conservação (SNUC)
instituído pela Lei nº 9.985, de 18 de julho de 2000, podendo propor, implantar, gerir,
proteger, fiscalizar e monitorar as unidades de conservação instituídas pela União. Cabe
110
ao ICMBio, ainda, fomentar e executar programas de pesquisa, proteção, preservação e
conservação da biodiversidade, bem como exercer o poder de polícia ambiental para a
proteção das unidades de conservação federais.
Existem 2071 unidades de conservação nas esferas federal, estadual e municipal,
abrangendo 1.547.792 km2 do território brasileiro. Desse total, 833 unidades são
reservas particulares do patrimônio natural (RPPN), de caráter privado, e representam
menos do 1% da área. As demais unidades de conservação são administradas
diretamente pelos órgãos ambientais públicos das distintas esferas. Essas áreas são um
instrumento fundamental na conservação da natureza, fornecendo as condições
substanciais e operativas para a preservação e o manejo sustentável dos recursos
naturais.
Segundo o mapeamento realizado pelo CSR/Ibama (MMA, 2018), o ecossistema
manguezal apresenta uma extensão de aproximadamente 14.000 km2 ao largo do litoral
do Brasil. Cerca de 80% dos manguezais em território brasileiro estão distribuídos em
três estados do bioma amazônico: Maranhão (36%), Pará (28%) e Amapá (16%). Essa
área de manguezais situada no norte do Brasil constitui a maior porção contínua do
ecossistema sob proteção legal em todo o mundo. O estado do Rio de Janeiro possui
13.779,90 hectares, o que representa 0,99% do Brasil.
Um total de cento e vinte unidades de conservação têm manguezais em seu
interior, abrangendo uma área de 12.114 km2, o que representa 87% do ecossistema em
todo o Brasil. Desse total, 55 são federais, 46 são estaduais e 19 são municipais,
distribuídas em 1.998 km2 de proteção integral (17%) e 10.115 km2 de uso sustentável
(83%). Essa situação, em tese, confere maior efetividade à conservação desse
ecossistema, reforçando seu status legal de área de preservação permanente23 (Figura
9).
A estrutura do SNUC estabelece uma série de requisitos de manejo que
constituem instrumentos úteis para se lidar com algumas das ameaças aos manguezais.
A criação de diferentes categorias de manejo é um deles, uma vez que possibilita a
23 Áreas de Preservação Permanente (APP) são definidas, segundo o art. 3 da Lei nº 12.651/2012, como
“área protegida, coberta ou não por vegetação nativa, com a função ambiental de preservar os recursos
hídricos, a paisagem, a estabilidade geológica e a biodiversidade, facilitar o fluxo gênico de fauna e flora,
proteger o solo e assegurar o bem--estar das populações humanas”.
111
aplicação de vários níveis de proteção sem desconsiderar a importância do ecossistema
para diversos setores produtivos e para o sustento de alguns dos setores mais
desfavorecidos da sociedade. De fato, o número de manguezais classificados como
unidade de conservação de uso sustentável é bastante elevado, chegando a 83% do total.
Entre elas há duas categorias particularmente significativas: as reservas extrativistas
(Resex)24 e as áreas de proteção ambiental (APA)25.
24 As Resex são áreas utilizadas por populações tradicionais cuja subsistência baseia-se no extrativismo e,
complementarmente, na agricultura de subsistência e na criação de animais de pequeno porte. A criação
de áreas dessa categoria visa proteger os meios de vida e a cultura dessas populações, assegurando o uso
sustentável dos recursos naturais. As populações que vivem nessas unidades possuem contrato de
concessão de direito real de uso, tendo em vista se tratar de área de domínio público. A visitação pública é
permitida, desde que compatível com os interesses locais e com o disposto no plano de manejo da
unidade. A pesquisa é permitida e incentivada, desde que haja prévia autorização do ICMBio. Acordos
específicos permitem que as comunidades continuem a desempenhar suas atividades tradicionais e sua
participação está garantida na gestão da unidade, por meio do Conselho Deliberativo. O fato de serem ao
mesmo tempo áreas de produção e de conservação torna as reservas extrativistas sítios ideais para as
novas abordagens de aproveitamento e manejo sustentável dos recursos naturais (MMA, 2018).
25 As APA são, geralmente, grandes extensões contendo certo grau de ocupação humana, bem como
atributos bióticos, abióticos, estéticos ou culturais importantes para a qualidade de vida e o bem-estar das
populações humanas. O objetivo dessa categoria é proteger a diversidade biológica, disciplinar o processo
de ocupação e uso do solo e assegurar a sustentabilidade do uso dos recursos naturais. Cabe ao órgão
gestor estabelecer as condições para a pesquisa e a visitação pelo público nessas áreas. A categoria APA
está intrinsecamente vinculada ao ordenamento territorial, devendo restringir o desenvolvimento de
atividades potencialmente prejudiciais ao meio ambiente por meio do zoneamento de seu território.
Determinado pelo plano de manejo da APA, o zoneamento territorial estabelece diretrizes de uso e deve
incluir zonas destinadas à conservação e preservação de vida silvestre com uso restrito ou proibido de
recursos naturais. Como as unidades da categoria APA costumam ser áreas extensas que exigem um
processo de zoneamento, constituem-se em territórios particularmente propício para a conservação de
manguezais, tanto no contexto mais amplo de planejamento quanto no controle das atividades realizadas a
montante. As comunidades locais e os diversos usuários também têm sua participação garantida só que
nessa categoria por meio de seu Conselho Consultivo (MMA, 2018).
112
Figura 9. Mapa de manguezais e unidades de conservação do Brasil, baseado no Sistema de
Coordenadas Geográficas Datum Sirgas 2000. Fonte: Dados do Ibama, IBGE, ICMBio, MMA;
Extraído de MMA (2018).
A relevância desse ambiente para o desenvolvimento humano é evidenciada pela
opção preponderante de estabelecimento de unidades de conservação da categoria de
uso sustentável para sua conservação. O ecossistema manguezal é um dos mais
produtivos e ricos do globo (UNEP, 2014), e sempre foi um espaço de relação dinâmica
com o homem nas dimensões social, cultural e econômica.
113
Segundo o recente Atlas dos Manguezais no Brasil (MMA, 2010), esse
ecossistema como principais ameaças a seguir:
(a) Aquicultura: Sobretudo a criação de camarões – a carcinicultura - vem
afetando negativamente os ecossistemas manguezais através da construção de tanques
de camarão e de barragens que modificam os corpos de água naturais, alterando o fluxo
hídrico e perturbando o equilíbrio hidrológico das áreas. Os danos aos manguezais
decorrem, ainda, da poluição da água por derramamentos químicos, pela introdução de
agentes patogênicos e parasitas, pelo aumento da concorrência entre espécies endêmicas
e exóticas e por alterações genéticas provocadas na fauna local por espécies exóticas.
Em alguns casos, a carcinicultura provoca o deslocamento e a exclusão de comunidades
humanas de seus territórios tradicionais de pesca.
Além do impacto consequente a conversão do uso do solo e dos fluxos
hidrológicos e ao desmatamento, existe outro assunto vinculado à criação de camarão
marinho em cativeiro: o uso maciço de uma “espécie exótica invasora”. A Convenção
sobre Diversidade Biológica (1992), a Política Nacional de Biodiversidade (Decreto Nº
4.339 de 22 de Agosto de 2002) e a Estratégia Nacional sobre Espécies Exóticas
(Resolução CONABIO Nº 05 de 21 de outubro de 2009) reconhecem que “as espécies
exóticas invasoras representam uma das maiores ameaças ao meio ambiente, com
enormes prejuízos à economia, à biodiversidade e aos ecossistemas naturais, além dos
riscos à saúde humana (...), são consideradas a segunda maior causa de perda de
biodiversidade, após as perda e degradação de habitats”, e definem a postura do
governo Brasileiro, as diretrizes e ações prioritárias. Até hoje tem sido pouco eficaz, por
terem encontrado fortes resistências na regulamentação e normatização. De fato, não
conseguem sair do papel. Associados a esses impactos inerentes às espécies exóticas
ainda podemos computar os demais impactos causados por um cultivo intensivo como a
aplicação de remédios e antibióticos e o excesso de ração que contaminam o ambiente.
No Brasil, existem aproximadamente 60 mil ha ocupados por tanques de
camarão, dos quais aproximadamente 70% em funcionamento, a quase totalidade com
processos incompletos de autorizações e licenciamento, e com escassos procedimentos
de bio-segurança. A maioria dos empreendimentos usa as águas salgadas das áreas
estuarinas de manguezal e devolvem as mesmas com tratamentos mínimos ou até
inexistentes. A regulamentação é uma prioridade: existem formas mais sustentáveis e
114
menos impactantes que presumem investimentos, como o aumento da densidade por
tanque, a introdução de sistemas fechados de água e o tratamento prévio à devolução
das águas, a gestão de insumos químicos, o uso de espécies nativas. A aquicultura pode
ser desenvolvida com maiores cuidados à manutenção das funções ecológicas do
mangue, o que permitiria desenvolver as demais atividades e gerar benefícios
econômicos para os habitantes e a comunidade em geral.
Se avaliarmos a carcinicultura desde o ponto de vista de geração de emprego e
distribuição de riqueza, o setor tem um impacto marginal no bem-estar das populações
locais . A média de geração de emprego do setor no Estado do Ceará é de apenas 0,54
empregos/ha (IBAMA, 2005). De fato, os empreendimentos expulsam os pescadores,
induzindo fenômenos migratórios e de abandono de usos tradicionais do manguezal.
Além de gerarem poucos empregos, concentram os lucros em poucos atores do
agronegócio. Os microempresários (<5 ha) e pequenos produtores (>5 ha < 10 ha)
representam aproximadamente 74% dos empreendimentos de carcinicultura na Região
do Nordeste, e respondem por apenas 7% da produção (em toneladas). Os médios (>10
ha < 50 ha) e grandes produtores (>50 ha) representam 26% dos empreendimentos
existentes, respondem por 86% da produção, e ocupam apenas um trabalhador a cada
dois hectares (IBGE, 2011).
Esses fatores – a perda de oportunidades de conservação e de uso alternativo e o
valor econômico dessas oportunidades – raramente são considerados. O intuito desse
artigo é de provocar uma reflexão e uma atitude mais crítica e informada. A aquicultura
e a carcinicultura representam uma importante oportunidade econômica; contudo geram
enormes perdas para a comunidade, e têm consequências negativas imediatas em alguns
dos grupos mais vulneráveis da sociedade, como as populações tradicionais, pescadores
artesanais, os catadores de caranguejos e moluscos, se realizada nas formas em que hoje
se dá no Brasil.
A carcinicultura é hoje uma forte ameaça a essas áreas protegidas. Apesar de
existir uma Instrução Normativa do Ministério do Meio Ambiente, desde 2008 (IN
MMA 03 de 16/04/2008), suspendendo esses empreendimentos nas UC federais, é
crescente e o número de pedidos de instalação de novos empreendimentos,
principalmente dentro das APAs.
115
Contudo exposto, dada a toda a importância do ecossistema manguezal e
considerando o disposto no novo Código Florestal (Lei nº 12.651/2012), onde foi
legalizada a prática da carcinicultura nas áreas de apicuns, feição indissociável do
ecossistema manguezal, se fazem necessários o monitoramento constante dessas áreas e
o estabelecimento de regras claras que impeçam o avanço de uma das maiores ameaças
aos manguezais do país.
(b) Agricultura – O arroz e a cana-de-açúcar são os principais produtos
agrícolas plantados em microbacias localizadas ao longo da costa, produzindo impacto
negativo nos manguezais. As plantações localizadas imediatamente a montante desses
ecossistemas são responsáveis pela redução da quantidade e qualidade da água,
induzindo alterações no equilíbrio hidrológico que levam ao aumento da sedimentação,
à erosão e ao assoreamento. O cultivo de cana-de-açúcar, particularmente importante no
Nordeste, demanda grandes quantidades de nitratos e fertilizantes, produtos que,
juntamente com a eliminação imprópria de dejetos líquidos produzidos pelas usinas,
poluem os cursos de água. A irrigação para o cultivo de arroz reduz o fluxo e a
qualidade da água devido ao desvio de córregos, à drenagem de lagoas e ao escoamento
com altos níveis de salinidade, pesticidas e fertilizantes.
(c) Exploração de madeiras – As espécies Rizhophora mangle e
Laguncularia racemosa são muito usadas na construção de pontes, cercas, barcos e
casas, constituindo, no mais das vezes, a única fonte de madeira disponível nas áreas de
manguezal. Representam também uma fonte de combustível para áreas periurbanas das
regiões Norte e Nordeste, principalmente para indústrias de fundo de quintal, como as
de cerâmica e couro. Outros tipos de madeira desse ecossistema são usados por suas
propriedades adstringentes e antibióticas ou como adoçantes e remédios tradicionais. A
despeito da legislação existente, a extração de madeira não observa os níveis ou técnicas
sustentáveis de extração e raramente conta com planos de manejo florestal.
(d) Indústria pesqueira – O aumento da pressão pesqueira sobre os estuários
e os manguezais a eles associados vem ameaçando algumas espécies importantes, entre
elas, o caranguejo-uçá, incluído na lista de espécies sobre-exploradas e o guaiamum,
espécie considerada criticamente ameaçada pela Lista de Espécies Ameaçadas do Brasil
(Portaria MMA 445/2014). Esses crustáceos cumprem papel fundamental nas funções
dos manguezais; seu esgotamento afeta o equilíbrio de nutrientes e, consequentemente,
116
o número e os tipos de espécies capazes de prosperar nesse ecossistema. O uso de
dinamite e de outras práticas ilegais estão levando à sobrepesca e à destruição dos
habitats, com a consequente perda da biodiversidade costeira. Por outro lado, a pesca de
arrasto é uma prática generalizada nas áreas estuarinas, resultando no aumento da
captura de indivíduos juvenis e de espécies não visadas.
(e) Instalações urbanas, industriais e turísticas – A construção desses
empreendimentos com frequência acarreta desmatamento, aterramento de áreas de
manguezal, erosão, sedimentação, eutrofização e mudanças imprevisíveis nos regimes
hidrológicos dos ambientes de manguezal. Os habitats aquáticos sofrem também os
impactos decorrentes da infiltração e do lançamento de esgoto sem tratamento
adequado; de poluentes domésticos e industriais, inclusive bacteriológicos e virais; de
metais pesados e de outros produtos tóxicos. Embora esses impactos ocorram
majoritariamente em áreas urbanas, a expansão de empreendimentos turísticos em áreas
costeiras outrora isoladas vem ganhando força nos últimos anos.
(f) Mudança do clima – As previsões indicam a possibilidade de que a
mudança do clima produza efeitos que impactarão os manguezais no futuro. O aumento
na frequência das tempestades e as mudanças nas correntes, somadas ao aumento no
nível do mar, podem levar a um recuo dos manguezais à medida que as espécies migrem
terra adentro em busca de condições ambientais ideais. Diante da impossibilidade de
ocupar esses espaços, devido à existência de obstáculos físicos construídos, prevê-se
uma extensa perda de habitat e de serviços de proteção e regulação fornecidos pelos
manguezais aos ecossistemas de terra firme e à infraestrutura costeira, reduzindo, assim,
sua resiliência a impactos adicionais induzidos pela mudança do clima. Embora o Brasil
permanecesse praticamente livre de depressões tropicais no passado, em 2006 esse
fenômeno atingiu o litoral brasileiro pela primeira vez. Prevê-se um aumento na
frequência de eventos extremos desse tipo, especialmente na área situada entre Ceará e
Santa Catarina, onde os manguezais muitas vezes não conseguem migrar terra adentro
devido à presença de obstáculos físicos.
117
4.6. Serviços Ecossistêmicos dos Manguezais
Na virada deste século, estimativas apontavam 100 milhões de pessoas em todo
o mundo vivendo a dez quilômetros de significativas áreas de mangue, com crescimento
previsto para 120 milhões até 2015 – todas se beneficiando de uma variedade de
produtos e serviços, como pesca e produtos florestais, água potável e proteção contra
erosão e eventos climáticos extremos. Ao mesmo tempo, estima-se que os manguezais
estejam sendo destruídos a taxas entre três e cinco vezes maiores que as médias
estimadas para outras florestas, de modo que mais de 1/4 da cobertura de mangue
original já desapareceu, impulsionado pela conversão de terras para a, agricultura, a
aquicultura, o crescimento urbano, a poluição e a exploração excessiva dos recursos
naturais (VAN BOCHOVE et al., 2014).
Ecossistemas de manguezais fornecem vários benefícios para as comunidades
locais e ambientes adjacentes (UNEP-WCMC, 2006). Desde o AR5 (IPCC, 2014), um
crescente corpo de trabalho tem procurado definir e medir os serviços ecossistêmicos
associados à sistemas oceânicos e costeiros (LIQUETE et al., 2013; THURBER et al.,
2014; HATTAM et al., 2015; LAU et al., 2019; MILON & ALVAREZ, 2019). Menos
estudos analisaram como as mudanças oceânicas afetarão os sistemas socioecológicos
através de alterações nos serviços ecossistêmicos ou dos benefícios que os sistemas
marinhos proporcionam às comunidades humanas. Esta seção pretende identificar os
serviços ecossistêmicos providos pelas florestas de mangue, métodos mais utilizados
para a valoração, bem como identificar os impactos observados das mudanças
climáticas nos serviços ecossistêmicos.
Assim, dentre os principais ecossistemas tropicais e subtropicais que
fornecem inúmeras funções e serviços estão as florestas de mangue (SITOE et al.,
2014). Os ecossistemas de manguezais estão entre os mais complexos ecossistemas no
planeta em termos biológicos, resultando em diversas propriedades ou processos
biológicos. Estes processos e propriedades, por sua vez, constituem funções
ecossistêmicas que, através de bens e serviços ecossistêmicos, trazem benefícios
essenciais não apenas para os biomas, mas também para a população humana, de forma
direta ou indiretamente (COSTANZA et al., 1997; BARBIER, 2019).
118
DE GROOT, WILSON & BOUMANS (2002) definem funções ecossistêmicas
como “the capacity of natural processes and components to provide goods and services
that satisfy human needs, directly or indirectly”, isto é, a capacidade dos processos
naturais e seus componentes de fornecer bens e serviços que satisfaçam as necessidades
humanas, de forma direta ou indireta. O papel da valoração econômica é quantificar
estas contribuições, ou benefícios, em termos de bem-estar social (BARBIER, 2019).
No entanto, a perda e a degradação desses serviços têm causas diversas,
incluindo a própria demanda excessiva por eles, decorrente do crescimento da
economia, de mudanças demográficas e de escolhas individuais (SANTOS e SILVA,
2012). Como ressalta BARBIER (2019), a poluição, exploração de recursos naturais,
conversão de terras, introdução de espécies e fragmentação de habitats são alguns
drivers humanos que podem impactar o desempenho dos ecossistemas costeiros. Assim,
o bem-estar humano é afetado não apenas pelas diferenças entre a demanda e a oferta
dos serviços ecossistêmicos, mas também pela crescente vulnerabilidade dos indivíduos,
comunidades e nações. Enquanto ecossistemas bem manejados reduzem os riscos e as
vulnerabilidades, sistemas mal manejados podem aumentar os riscos de enchentes,
secas, perdas de safra, fome e doenças. A quantificação dos ganhos ou perdas gerados
no bem-estar humano de tais alterações nos benefícios advindos dos ecossistemas
podem ser usados, então, para orientar políticas e a gestão costeira (BARBIER, 2019).
O bem-estar, o mal-estar ou a pobreza são sentidos e são dependentes de fatores
locais físicos, sociais e pessoais, tais como a geografia, o meio ambiente, a idade, o sexo
e a cultura. Nesse sentido, os ecossistemas são essenciais para o bem-estar humano
(MEA, 2003). A Avaliação Ecossistêmica do Milênio (em inglês, Millennium
Ecosystem Assessment, MEA) define (MMA,2003):
(a) Serviços ecossistêmicos – Os serviços ecossistêmicos são os benefícios
que as pessoas recebem dos ecossistemas. Estes incluem serviços de produção, como
alimento e água; serviços de regulação, como o controle de enchentes, de secas, da
degradação dos solos e de doenças; serviços de suporte, como a formação dos solos e os
ciclos de nutrientes, e serviços culturais, como recreação, valores espirituais e religiosos
e outros benefícios não materiais.
(b) Bem-estar – O bem-estar humano tem constituintes múltiplos, incluindo
materiais básicos para uma vida boa, liberdade de escolha, saúde, boas relações sociais e
119
segurança. Bem-estar é o oposto da pobreza, a qual foi definida como uma “privação
pronunciada de bem-estar”. Os componentes do bem-estar, vividos e percebidos pelas
pessoas, são dependentes da situação, refletindo a geografia local, a cultura e as
circunstâncias ecológicas.
No contexto dos manguezais brasileiros, fica claro que o bem-estar das
comunidades costeiras constitui ponto central nessa discussão, reconhecendo que a
biodiversidade e os ecossistemas possuem valor intrínseco (ALMEIDA E JÚNIOR,
2018). PEIXOTO (2011) vai além, ao discutir a incorporação de valores utilitaristas e
não utilitaristas na abordagem que os estudos conduzidos no âmbito da Avaliação do
Milênio (em inglês, Millennium Assessment, MA)26 fazem sobre os serviços
ecossistêmicos. O paradigma utilitarista está baseado na preferência pelo bem-estar
humano. Nessa abordagem, os ecossistemas e seus serviços seriam valiosos para a
sociedade humana, pois as pessoas fazem uso direto e indireto de seus recursos, tais
como os recursos pesqueiros. Também são englobados os recursos que não estejam
sendo momentaneamente usados, como os inúmeros princípios ativos farmacológicos
existentes na fauna e na flora, além dos serviços culturais, que envolvem valores
históricos, nacionais, éticos, religiosos e espirituais.
Por sua vez, o paradigma não utilitarista sustenta que as espécies e os
ecossistemas possuem valores intrínsecos, ou seja, valor de algo por si próprio,
independentemente de sua utilidade para a humanidade. Esses paradigmas interagem de
várias formas, mas usam medidas diferentes, sem denominadores comuns, e
normalmente apresentam dificuldades para serem usados de forma agregada (MEA,
2003).
Inicialmente, no âmbito da MEA foram reconhecidas 24 categorias distintas de
serviços ecossistêmicos, embora outros serviços tenham sido identificados e
relacionados nos últimos anos. De qualquer forma, esses serviços ecossistêmicos foram
inicialmente sistematizados em quatro grupos distintos: (1) serviços de produção ou
abastecimento, (2) serviços de regulação, (3) serviços de suporte e (4) serviços culturais.
Em linhas gerais, os serviços de produção, principalmente aqueles relacionados ao
provisionamento alimentar, como os pescados e fibras, se mostram essenciais ao bem-
26 https://www.millenniumassessment.org/en/index.html
120
estar humano. Por outro lado, os serviços de suporte e regulação, como a ciclagem de
nutrientes, são fundamentais às funções vitais do ecossistema. Também merecem
destaque os valores estéticos, educacionais, culturais e espirituais, além das
oportunidades de recreação e turismo (MA, 2005). A Figura 10 aponta a potencialidade
e a intensidade das interações possíveis entre os diferentes grupos de serviços
ecossistêmicos e o bem-estar humano, conforme interpretação da MA (2003).
Figura 10. Matriz de potencialidades e intensidade das interações entre os serviços
ecossistêmicos e o bem-estar humano (adaptado de MEA, 2003). Extraído do documento criado
pelo Grupo de Trabalho da Procuradoria Geral de Justiça. Fonte: Ato PGJ nº 036, de 06 de maio
de 2011, Ministério Público do Estado de São Paulo.
Os serviços de abastecimento, ou provisão, correspondem àqueles que geram
fluxos de materiais ou produtos, e estão ligados principalmente à pesca, ao turismo e à
121
atividade de extração de matéria-prima: produção de alimentos, fornecimento de
matéria-prima, recursos genéticos/banco genético, compostos bioquímicos. Os serviços
de regulação, por sua vez, estão associados à regulação de processos ecossistêmicos,
como a regulação climática e microclimática, hídrica, controle de erosão e retenção de
sedimentos, retenção de partículas atmosféricas, controle biológico, estoque/remoção de
CO2 da atmosfera, polinização, infiltração e escoamento pluvial, recarga de aquíferos,
prevenção de proliferação de doenças, estabilidade geotécnica (prevenção de desastres
naturais), proteção contra vento, anteparo ao avanço da maré/ estabilidade da linha de
costa, fixação de dunas (GASPARINETTI et al., 2018; ALMEIDA E JUNIOR, 2018).
Serviços de suporte correspondem àqueles que possibilitam a existência dos
demais serviços ecossistêmicos. Um exemplo é a existência de habitats e viveiros para
espécies, assim como a diversidade genética presente nos manguezais, suprimento
hídrico, formação de solo, ciclagem de nutrientes, conectividade de paisagem,
exportação de biomassa. Por último, os serviços culturais correspondem a serviços não-
materiais, como as atividades de turismo e recreação, ecoturismo, o valor educacional,
valores espirituais e religiosos, beleza cênica e conservação da paisagem
(GASPARINETTI et al., 2018; ALMEIDA E JUNIOR, 2018).
É certo que muitos dos serviços listados acima se destacam somente em algumas
situações particulares – ou seja, alguns dos serviços podem ser mais relevantes que
outros, dependendo do contexto de análise. Exemplo maior refere-se à pesca e ao
turismo, dois serviços bastante conhecidos pela maior parte da população e geradores de
emprego e renda ao longo de toda a costa brasileira (ALMEIDA & JÚNIOR, 2018).
Outros bons exemplos são os serviços ecossistêmicos relacionados à contenção
ou mitigação de impactos humanos, como filtro biológico, retenção de sedimento e
controle de enchentes, que se manifestam fortemente em manguezais urbanos. A
proteção da costa da energia de ventos e ondas e a conservação da pesca e da
biodiversidade nas águas adjacentes dos estuários e da costa correspondem a alguns dos
mais importantes benefícios ecossistêmicos gerados pelas áreas de mangue ao redor do
mundo (ESTRADA et al., 2015).
E, por fim, aqueles relacionados às tradições culturais e aos manguezais, como
nas cidades do Complexo Estuarino-Lagunar de Cananéia-Iguape-Paranaguá, na Baía de
Todos os Santos e em tantas outras comunidades tradicionais espalhadas pelo litoral
122
paraense e maranhense (ALMEIDA E JÚNIOR, 2018). A seguir, alguns destes serviços
são descritos.
4.6.1. Proteção da costa
Os manguezais desempenham um importante papel na proteção da linha de
costa, ao dissipar a energia destrutiva das ondas, e assim, servindo de barreiras naturais
contra a ação de furacões, ciclones, tsunamis ou tempestades (DE GROOT, RUDOLF
S; WILSON; BOUMANS, 2002; SALEM; MERCER, 2012). Segundo BARBIER
(2016), desde a tsunami de 2004 ocorrida no oceano índico, a habilidade de proteção da
costa e da população exercida pelos manguezais durante eventos extremos chamou
atenção do mundo inteiro. O valor associado à proteção da costa está relacionado à sua
capacidade de atenuar ou reduzir o impacto das tempestades e das ondas que se
aproximam da costa. O impacto das ondas deriva da vegetação e da estrutura dos
manguezais, que representam uma importante fonte de atrito para a circulação de água e
sedimentos (BARBIER, 2016).
Segundo SALEM & MERCER (2012), na sequência diversos estudos mostraram
que as regiões que possuem manguezais intactos tinham níveis de devastação exercida
por ciclones menores do que aquelas com florestas de mangue degradadas ou
restauradas.
Confrontado com elevação do nível do mar e tempestades tropicais, as nações
tropicais e subtropicais também se beneficiam da estabilização da costa e da proteção
que as árvores de mangue e os sistemas de raízes fornecem (ZHANG et al., 2012). As
florestas de mangue reduzem as taxas de erosão costeira e ajudam a acumular terras e a
consolidar os sedimentos. Os benefícios para a região costeira também são
significativos.
123
4.6.2. Suporte para biodiversidade e pesca
Os ecossistemas de mangue têm grandes ligações com as águas costeiras,
contribuindo com a exportação de nutrientes, eles sustentam a produtividade biológica
nas águas costeiras, servem como viveiros, criadouros e abrigo para muitas espécies
marinhas de peixes e crustáceos, além de larvas de camarão e juvenis que usam o
ecossistema de mangue antes de migrar para o oceano aberto quando adultos.
A complexidade física e estrutural do habitat fornece uma variedade de nichos
favoráveis à sobrevivência dos juvenis. A segregação de nicho geralmente leva à
minimização da competição inter e intraespecífica, resultando em uma alta taxa de
sobrevivência de juvenis de peixes e moluscos.
Assim, esses ecossistemas fornecem apoio à pesca por servirem habitat de
viveiro, criação e desova (SALEM & MERCER, 2012), representando inclusive um
refúgio de predadores para algumas espécies (LOCATELLI, 2014). Além disso, as
florestas de mangue são importantes fornecedoras de matéria orgânica para o ambiente
marinho, provendo nutrientes para a fauna não apenas do próprio manguezal, mas
também dos estuários e ambientes marinhos subjacentes (SALEM & MERCER, 2012).
A pesca é possibilitada uma vez que parte das espécies capturadas passam parte de seu
ciclo de vida em manguezais. Como destaca LOCATELLI (2014), este benefício gerado
pelo ecossistema de mangue não é quantificado e incluído na comercialização de
pescado oriunda da pesca.
Adicionalmente, muitas áreas de mangue abrigam uma rica diversidade
biológica e servem como dormitórios, descanso e locais de alimentação para
importantes espécies de aves migratórias.
4.6.3. Extração de matéria-prima
Além de servir como viveiro e habitat para diversas espécies de peixes,
caranguejos, ostras e mariscos, os manguezais representam grande importância
econômica direta para a subsistência de milhões de populações residentes costeiras em
124
todo o mundo que coletam recursos marinhos, a partir da extração de madeira para
construção, lenha e produção de carvão vegetal, cultivo de mel de mangue, álcool, entre
outras matérias-primas (SALEM & MERCER, 2012; CSF, 2018). As florestas de
mangue possuem, também, extratos de substâncias com diversas propriedades
medicinais (MITRA, 2019).
4.6.4. Ciclagem de nutrientes
O funcionamento da vida na terra depende da ciclagem e reciclagem de quase
metade dos elementos químicos presentes na natureza. Por se tratar de um ecossistema
de transição entre os ecossistemas marinhos e terrestres, os manguezais recebem
sedimentos de uma variedade de fontes, como os insumos marinhos, fluviais, matéria
proveniente da vegetação marginal e inclusive gerados dentro do próprio estuário
(HUSSAIN & BADOLA, 2008). Elementos como o carbono (C), o oxigênio (O), o
hidrogênio (H), assim como o nitrogênio (N), enxofre (S) e fósforo (P) são os elementos
e nutrientes mais importantes para a manutenção dos ecossistemas (DE GROOT,
RUDOLF S; WILSON; BOUMANS, 2002).
4.6.5. Controle do regime hidrológico costeiro e filtragem de água
Além da ciclagem de nutrientes, os manguezais desempenham um importante
papel de manutenção do regime hidrológico costeiro, potencialmente reduzindo as
inundações no interior e purificação de águas costeiras, por meio da filtragem de
resíduos e de poluentes de origem terrestre, impedindo que estes alcancem as águas
profundas. Estes processos ocorrem devido às propriedades biofísicas e ecológicas das
árvores de mangue e do tipo de solo em que se encontram (LOCATELLI, 2014). Seus
sedimentos finos e populações abundantes com espécies filtradores também ajudam a
manter a qualidade da água e atuam como filtros biológicos para alguns poluentes. A
purificação de água protege os recifes de coral, assim como os leitos de vegetação
marinha, contra o assoreamento e poluição (BARBIER, 2011). Segundo BARBIER
(2011), as raízes das árvores de mangue podem servir, também, como um bioindicador
125
para a poluição de metais nos sistemas estuarinos, auxiliando no monitoramento da
qualidade da água.
4.6.6. Recreação, turismo, educação, pesquisa científica e usos culturais e
religiosos
Além dos serviços de provisão e regulação, outros usos não consumíveis, como
recreação e turismo representando, assim uma fonte de renda para o país (SALEM &
MERCER, 2012). Opções comuns de recreações oferecidas pelos manguezais estão
associada à caça e pesca, observação de flora e fauna, fotografia, entre outras atividades
ligadas ao ambiente natural (MITRA, 2019).
Atividades de educação ambiental, pesquisa científica e usos culturais e
religiosos (isto é, sítios sagrados de floresta) também são fornecidos pelas
características únicas dos ecossistemas de mangue.
Os serviços ecossistêmicos listados acima correspondem apenas aos serviços
mais frequentes na literatura de valoração econômica ambiental de áreas de mangue. No
entanto, para uma gama que bens e serviços ecossistêmicos gerados pelos ecossistemas
costeiros, existe uma enorme lacuna de conhecimento. Como consequência, como
ressalta BARBIER (2019), parte das estimativas levantadas nos estudos de valoração
necessárias para apoiar as decisões de gestão de tais ecossistemas é inadequada, e há
espaço para evolução.
4.6.7. Estoque e sequestro de carbono
Um dos mais importantes serviços ecossistêmicos gerados pelos manguezais,
porém insuficientemente valorado, é o estoque e sequestro de carbono possibilitado
pelas florestas de mangue (KAUFFMAN et al., 2014). A biomassa acima e abaixo do
solo dos manguezais, florestas e áreas úmidas, armazenam uma quantidade significativa
de carbono orgânico, desempenhando um papel importante no ciclo global do carbono.
Como ressalta BARBIER (2011), os manguezais estão entre os ecossistemas mais
126
produtivos e biogeoquimicamente ativos, de forma que estes representem importantes
fontes de sequestro de carbono. No caso dos manguezais, embora ainda exista uma
incerteza nas estimativas do balanço de carbono nesse ecossistema, principalmente no
caso do carbono estocado abaixo do solo (ESTRADA et al., 2015; MITRA, 2019),
diversos estudos mostram seu potencial para armazenamento e estoque de carbono
(GASPARINETTI et al., 2018).
4.6.7.1. Estoque de carbono
Um recente estudo publicado por ALONGI (2020), compilou os estoques de
carbono em florestas de mangue que foram medidos em 52 países da África, Sudeste
Asiático, Sul e Leste Asiático, América Central e do Norte, Caribe, América do Sul,
Oriente Médio, Austrália, Nova Zelândia e algumas ilhas do Pacífico (Tabela
3). Os estoques totais de C org do ecossistema são estimados em 738,9 ± 27,9 Mg
C org ha −1 com 224 medições e um valor médio de 702,5 Mg C org ha −1; biomassa de
carbono acima do solo (viva e morta) entre 109,3 ± 5,0 Mg C org ha -1 com 272 medições
e biomassa de carbono abaixo do solo (raízes vivas e mortas) entre média 80,9 ± 9,5 Mg
C org ha -1, com 76,5% dos estoques totais de carbono investidos em solos de mangue
(média = 565,4 ± 25,7 Mg C org ha −1) a uma profundidade de pelo menos 1 m (Tabela
3).
Esses valores são consideravelmente menores do que as estimativas de ALONGI
(2012). Na maioria dos casos, as estimativas mínimas e máximas variaram em uma
ordem de magnitude. A biomassa de carbono acima e abaixo do solo foi responsável por
14,8% e 8,7% dos estoques totais do ecossistema. Há uma variabilidade considerável
nessas estimativas, refletindo a ampla gama de estágios sucessionais s e tipos
geomorfológicos de florestas - de plantações jovens a florestas maduras não
perturbadas. Além disso, é altamente provável que os estoques de carbono do solo
sejam subestimados na maioria dos estudos, pois outros estudos mediram estoques
consideráveis de carbono do solo abaixo de 1 m de profundidade. Além disso, esses
dados não incluem possíveis estoques de carbono inorgânico, particularmente em
127
manguezais áridos e aqueles próximos a recifes de coral e ambientes mistos terrígenos-
carbonáticos (SADERNE et al., 2019).
Tabela 3. Estimativas de estoques de carbono orgânico (Mg C org ha −1 ) em manguezais
acima do solo (AGBC org ) e biomassa de raízes subterrâneas (BGBC org ) e solos (SC org ) a
uma profundidade de 1 m. As estimativas de estoque SC foram tiradas de testemunhos com <1
m de profundidade não são apresentadas. Alguns estoques de SC foram retirados de núcleos > 1
m de profundidade. ND = sem dados. Apenas referências com métodos e replicação
suficientemente detalhados foram usadas. Fonte: Adaptado de ALONGI, 2020.
País AGBCorg BGCBCorg SCorg Estoque Total Corg
África
Benin 41,6 15,8 ND ND
Camarões 102,2 38,8 1961,1 2102,1
Congo 537,7 15,1 967,4 1520,2
Gabão 130,0 372,0 504,3 786,3
Gana 165,1 37,5 310,9 466,0
Guiné 59,6 22,7 ND ND
Costa do Marfim 99,8 38,8 ND ND
Quênia 101,1 68,8 643,6 806,7
Libéria 50,0 297,5 342,0 950,0
Nigéria 69,2 26,3 ND ND
Madagáscar 70,6 35,8 368,3 457,3
Moçambique 95,8 36,5 216,3 348,6
Senegal 34,0 401,0 240,0 675,0
Serra Leoa 62,7 23,8 ND ND
África do Sul 6,7 ND 228,1 234,8
Tanzânia 55,7 50,2 293,4 397,1
Ir 42,9 16,3 ND ND
Sudeste da Ásia
Camboja ND ND ND 657,4
Indonésia 142,0 335,9 420,1 794,9
Malásia 119,7 5,9 763,0 894,4
Myanmar 20,7 18,4 167,0 206,1
Filipinas 161,4 63,1 450,2 549,0
Cingapura 105,0 39,9 307,3 452,3
Tailândia 68,0 108,7 604,7 754,1
128
País AGBCorg BGCBCorg SCorg Estoque Total Corg
Vietnã 120,0 21,8 768,0 968,7
Sul e Leste Asiático
Bangladesh 81,4 42,3 438,9 565,6
China 89,5 30,3 380,1 499,9
Índia 88,0 33,6 81,3 248,5
Japão 57,9 27,0 154,2 239,1
Paquistão 93,3 39,0 ND ND
Sri Lanka 151,7 30,0 362,1 543,7
América Central, América do Norte e Caribe
Belize 42,4 725,0 333,4 738,3
Costa Rica 101,4 484,0 480,5 845,0
República Dominicana 50,5 112,3 690,8 853,5
Honduras 85,5 509 794,0 1222,4
México 109,1 88,8 643,1 810,7
Panamá 33,0 365,0 531,0 929,0
EUA 62,7 12,6 201,4 272,5
América do Sul
Brasil 87,9 33,8 310,6 432,3
Colômbia 84,2 382,2 159,0 648,2
Equador 100,7 ND 407,0 507,7
Guiana Francesa 91,2 31,8 149,2 272,1
Guiana 176,5 ND ND ND
Médio Oriente
Egito ND ND 389,4 ND
Irã 46,1 65,6 227,3 339,0
Arábia Saudita ND ND 92,0 ND
Emirados Árabes Unidos 25,4 31,7 123,2 180,4
Austrália e Nova Zelândia
Austrália 84,8 177,0 726,6 870,3
Nova Zelândia 17,0 21,4 73,5 103,0
ilhas do Pacífico
Havaí 179,3 78,3 197,1 464,0
Kosrae 256,4 237,9 694,1 1188,0
129
País AGBCorg BGCBCorg SCorg Estoque Total Corg
Palau 117,9 100,0 522,1 739,9
Yap 249,9 201,6 714,1 1165,7
Meios Globais
AGBC org BGBc org SC org Estoque Total C org
Significar 109,3 80,9 565,4 738,9
± 1SE 5.0 9,5 25,7 27,9
n 274 176 243 224
Mediana 94,1 34,1 500,5 702,5
Min 1,9 0,3 37,0 46,3
Max 537,7 866,0 2102,7 2205,0
Usando a mediana de 702,5 Mg Corg ha−1 e a estimativa mais recente da área
global de mangue de 83.495 km−2 (HAMILTON & FRIESS, 2018), derivamos uma
estimativa de estoque global de carbono para manguezais de 5,85 Pg C. Eta estimativa
é maior do que as estimativas de 5,0 Pg C encontradas por JARDINE & SIILAMÄKI
(2014) e 4,19 Pg C por HAMILTON & FRIESS (2018), inferior às estimativas de
SANDERS et al. (2016) de 11,2 Pg C e ALONGI (2018), porém encontra-se dentro do
intervalo (3,7 - 6,2 Pg C) estimado por OUYANG & LEE (2020).
Embora algumas dessas diferenças se devam ao uso de diferentes métodos de
estimativas de estoque de carbono, a principal diferença se deve à grande disparidade no
uso de estimativas de área global de mangue. As estimativas mais altas usaram a
estimativa de área global de GIRI et al. (2011) de 137.760 km 2, enquanto as
estimativas mais baixas usaram a estimativa de área global de 83.495 km de
HAMILTON & CASEY (2016). A última estimativa é baseada nos bancos de dados
mais novos e precisos do Global Forest Change, o banco de dados Territorial
Ecosystems of the World e o Mangrove Forests of the World para extrair a cobertura
florestal de mangue em altas resoluções espaciais e temporais.
Regionalmente, os estoques totais de carbono do ecossistema encontrados em
ALONGI (2020) são, em média, maiores nas ilhas do Pacífico (média = 987,4 Mg
Corg ha−1 ) de Kosrae, Yap e Palau, seguidos por manguezais no sudeste da Ásia (média
= 860,9 Mg Corg ha−1 ), América Central, do Norte e Caribe (média = 777,7Mg
130
Corg ha−1 ) e África (média = 664,2 Mg Corg ha−1 ). Os estoques totais do ecossistema
foram consideravelmente mais baixos na Austrália e Nova Zelândia (média = 563,4 Mg
Corg ha−1 ), América do Sul (média = 424,0 Mg Corg ha−1 ), Sul e Leste da Ásia (média =
395,5 Mg C org ha−1 ) e Oriente Médio (média = 248,4 Mg Corg ha−1 ). O tamanho dos
estoques de carbono do mangue está obviamente relacionado ao clima, com estimativas
mais altas nas florestas dos trópicos úmidos e estimativas mais baixas nos trópicos secos
e nas regiões subtropicais e temperadas quentes. Essa interpretação é apoiada pela
análise de SANDERS et al. (2016) que descobriram que 86% da variabilidade
observada nos estoques de carbono do manguezal está associada à precipitação anual,
que é o melhor preditor dos estoques carbono do ecossistema do mangue.
No nível da floresta individual, os menores estoques de carbono ocorrem em
pequenas áreas que ocorrem nos trópicos áridos ou são plantações florestais jovens. À
medida que as florestas envelhecem, a biomassa florestal e, portanto, os estoques de
carbono aumentam. Um exemplo claro são os manguezais de idade conhecida na
Guiana Francesa (WALCKER et al., 2018). À medida que as florestas envelhecem, os
estoques de carbono na biomassa acima e abaixo do solo aumentam (Figura 11). Cada
um dos quatro estoques de carbono mostra regressão linear significativa (r 2 =
0,959, p < 0,001 para AGBCorg ; r 2 = 0,618, p = 0,039 para BGBCorg ; r 2 = 0,982, p <
0,001 para C org do solo ; e r 2 = 0,979, p < 0,001 para o ecossistema total (C
org ). Esses dados indicam que os níveis de C org do mangue aumentam nos solos
conforme as raízes crescem, morrem e se acumulam e o dossel continua a crescer em
tamanho, sugerindo que o manguezal é mais bem preservado, se as florestas de mangue
maduras forem conservadas e deixadas intactas. Dados de plantação
de manguezais vietnamitas e indonésios (HIEU et al., 2017; ARIF et al., 2017; TEM et
al., 2018) indicam, de forma semelhante, maior armazenamento de carbono com o
aumento da dos estágios sucessionais.
131
Figura 11. A relação da biomassa de carbono orgânico do mangue acima (AGBCorg ) e abaixo
do solo (BGBCorg ); no solo; e estoque de Corg total do ecossistema em florestas com diferentes
idades na Guiana Francesa. Fonte: Extraído de WALCKER et al. (2018).
4.6.7.2. Perdas de carbono
O armazenamento de Carbono Azul em manguezais pode ser subestimado
considerando os reservatórios de Corg do solo apenas até uma profundidade de 1m, mas
pode ser compensado por perdas de CH4 e oxidação do antigo Corg armazenado em
solos profundos (ROSENTRETER et al., 2018; MAHER et al., 2017). Parte do Corg do
solo é decomposto e retornado à atmosfera como CH4, que tem um potencial de
aquecimento global mais alto do que o CO2 , podendo compensar o CO2 removido por
meio do sepultamento de Corg. ROSENTRETER et al. (2018) calculou que altas
emissões CH4 dos manguezais podem compensar parcialmente as taxas de sepultamento
de Carbono Azul em 20%, usando o potencial de aquecimento global de 20 anos. O
132
C org enterrado em depósitos de mangue não apenas libera CH4, mas também o carbono
sequestrado secular na forma de carbono inorgânico dissolvido (DIC) exportado. Em
um sistema de mangue subtropical, a variação de carbono 14 (14C) foi medida no DIC
exportado (MAHER et al., 2017). O DIC veio de uma profundidade média de 40 cm,
equivalente a cerca de um século de acúmulo de solo. Assim, o DIC de 100 anos ainda é
suscetível à remineralização e exportação de marés por meio da troca de água dos poros
ou descarga de água subterrânea submarina.
A perda de manguezais, independentemente da causa, resulta em perda
significativa de estoque de Corg , especialmente se o horizonte do solo for removido ou
perturbado. Essa remoção pode ser convertida em emissões de CO2eq (equivalente) de
volta à atmosfera. A remoção imediata de biomassa e solo de florestas de mangue para
converter a área em tanques de aquicultura, pastagens para gado e outros usos da terra
resulta em perdas extremamente altas (Tabela 4), com emissões de CO2eq com média
1802,2 Mg ha-1 · a 1 e variando de 407,9 a 2781,5 Mg ha−1 · a−1 (KAUFFMAN et al.,
2017; 2018), conforme estimado no Brasil, México, Filipinas, Honduras, República
Dominicana, Indonésia e Costa Rica. A maioria dessas emissões provém da perda do
reservatório de solo até uma profundidade de 1m. Se solos mais profundos que 1m
forem dragados, o CO2eq estimado será maior.
Tabela 4. Perdas de Carbono Azul via emissões de CO2eq (Mg ha−1 ·a−1) de manguezais
degradados em todo o mundo. ND = sem dados. A = Mg CO 2eq ha −1 perdido imediatamente
após a conversão/perturbação; B = perdas de C apenas da biomassa acima do solo. Fonte:
Adaptado de ALONGI (2020).
Perturbação Localização Método para estimar
a emissão de CO2
Anos desde
perturbação
Emissão
de CO2eq
Desmatamento
Belize
Câmaras de fluxo
1 106
20 30
Nova Zelândia 0,1–8 21,4
Camboja 10-15 48
Conversão para
aquicultura e / ou
pastagens para gado
Indonésia 25 16
Indonésia 25 44
República
Dominicana
Mudança no estoque de C no
solo (SC) 29 82
NE brasil Mudança do estoque de
C org no ecossistema
8-12 1392 A
México 7-30 2610 A
133
Perturbação Localização Método para estimar
a emissão de CO2
Anos desde
perturbação
Emissão
de CO2eq
Honduras ND 1068,4 A
Costa Rica ND 1811,9 A
Indonésia ND 2544,0 A
República
Dominicana ND 2781,5 A
Tailândia 10 179
Delta de
Mahakam,
Bornéu
16 120
Mortalidade de árvore Quênia Mudança no volume do solo
e fluxo de gás 2 25,3-35,6
Danos de furacão /
tufão
Honduras
Diferença no inventário de C
entre manguezais
perturbados e não
perturbados.
2 18,7
Dados globais
30 33,9
30 27,2
30 20,4
Vietnã 14 106,3
SW Florida Perda total do C org no
ecossistema. 14
25,7-
216,5 A
Erosão natural,
conversão para
agricultura
Delta de Rufiji
Inventário de C e
sensoriamento remoto.
16 119,7
Delta do
Zambeze 16 98,9
Delta do
Ganges 16 98,6
Delta do
Mekong 16 88,4
Viveiros de peixes
abandonados Filipinas
Variação no inventário de C
abandonado e manguezais
naturais.
11-15 407,9 A
Várias mudanças de uso
da terra
México Variação no inventário de C,
perda de manguezais.
20 14,8
Sundarbans,
Índia 38 3,7 B
Furacões e tufões podem destruir áreas significativas de manguezais, conforme
estimado nas Filipinas, Honduras, Vietnã e na Flórida (Tabela 4). Fazendo a média das
134
estimativas restantes (n=20), derivamos uma emissão de 65,2 ± 10,6 Mg
CO2eq ha−1 ·a−1 com uma mediana de 46 Mg CO2eq ha−1 ·a−1 (Tabela 4).
Assumindo o desmatamento total de manguezais (biomassa + solos até 1 m de
profundidade) e usando a emissão média de CO2eq de 1.802,2 Mg CO2eq ha−1 ·a−1 e
multiplicando por uma taxa média anual de desmatamento de 0,16% (HAMILTON &
CASEY, 2016; HAMILTON & FRIESS, 2018) e uma área global de mangue de 83.495
km −2 (HAMILTON & CASEY, 2016), podemos estimar uma perda anual de 24,08 Tg
CO2eq .a−1 ou 0,0024 Pg CO2eq .a−1 . Esta estimativa é consideravelmente menor do
que PENDLETON et al. (2012) e ALONGI (2018), principalmente devido a estimativas
recentes mais baixas de desmatamento anual e menos área global de mangue.
As perdas de mangue são pequenas em uma escala global, equivalendo a apenas
2,2% das perdas de CO2 quando comparadas com as perdas (1,1 Gt C.a -1) das florestas
tropicais terrestres do mundo (BRINCK et al., 2017).
4.6.7.3. Taxas de sequestro de carbono
As taxas de sequestro de carbono, derivadas das taxas de acréscimo de carbono
no solo, em manguezais forma estimadas em 179,6 g C org m −2·a −1 e uma mediana de
103 g C org m −2·a −1, com taxas variando amplamente de 1 a 1722,2 g C org m −2
·a −1
(Figura 12). Metade de todas as observações encontra-se na faixa de 1–100 g
C org m −2·a −1 (Figura 12). O valor médio é maior do que as estimativas de
BREITHAUPT et al. (2012), MCLEOD et al. (2011) e ALONGI (2012). Assumindo
uma área global de 83.495 km −2 (HAMILTON & CASEY, 2016) e multiplicando pelo
valor mediano, o sequestro de carbono nas florestas de mangue do mundo equivale a 8,6
Tg C org .a −1 . Este valor é inferior a 23-25 Tg C org .a −1 calculado por TWILLEY et
al. (1992), JENNERJAHN & ITTEKOT (2002), DUARTE et al. (2005) e a estimativa
recente de 14,2 Tg C org .a −1 por ALONGI (2018).
O desvio padrão é maior do que a média, refletindo o alto nível de variabilidade
nas taxas de acréscimo do solo e taxas de sequestro de carbono entre manguezais de
diferentes idades, tipos e locais. Não houve uma relação clara com a latitude, pois é
provável que essas taxas sejam uma função de vários fatores inter-relacionados, como
135
idade da floresta, frequência de inundação das marés, elevação das marés,
geomorfologia, composição de espécies, granulometria do solo, extensão da bacia
hidrográfica e entradas de rios, bem como da extensão de entradas antropogênicas. A
maioria das taxas mais altas foram medidas em florestas maduras próximas a deltas de
rios e em florestas em bacias hidrográficas altamente impactadas (ALONGI, 202).
Figura 12.Taxas anuais de sequestro de carbono em florestas de mangue em todo o mundo. Fonte:
Adaptado de ALONGI (2020).
4.6.7.4. Significância global
O estoque médio global de carbono para os manguezais é estimado em 6,17 Pg
Corg , que é o maior estoque de carbono quando comparado com qualquer ecossistema
no oceano tropical global, constituindo aproximadamente 17% do estoque total de
carbono marinho tropical (ALONGI, 2020). Embora os estoques médios de carbono do
mangue por unidade de área sejam os maiores entre os ecossistemas mundiais (exceto
136
tundra e turfeiras), os estoques globais de carbono do mangue equivalem a apenas 1,6%
(faixa: 0,4-7%) dos estoques globais de C do ecossistema terrestre individual.
Em relação ao sequestro de carbono entre os ambientes costeiros, os prados de
ervas marinhas sequestram um pouco mais do que o dobro (35,3 Tg Corg .a-1 ) da
quantidade de manguezais (15Tg Corg .a-1). Os manguezais sequestram
aproximadamente 50% do valor das turfeiras tropicais no mundo, mas apenas 4% em
comparação com outros ecossistemas terrestres (variação: 1,3–8%). As
emissões de CO2 devido ao desmatamento e outras práticas destrutivas de uso da terra
resultam em grandes retornos de CO2 para a atmosfera, para um total de
aproximadamente 51 Pg CO2eq .a−1 (ALONGI, 2020). Enquanto os mesmos cálculos
para manguezais resultam em uma estimativa de 0,036 Pg CO2eq .a-1 , em algumas
regiões, a biomassa e os solos dos manguezais são totalmente removidos, resultando em
perdas médias de carbono de 1802,2 Mg Corg · ha -1 .a -1.
Embora não haja dúvida de que os manguezais armazenam e sequestram grandes
quantidades de carbono em relação à sua pequena área global, ALONGI (2020) indica
que eles desempenham um papel global menor no armazenamento de C org e na
mitigação das emissões de CO2 . No entanto, as emissões de CO 2 do mangue foram
significativas em todo o oceano costeiro tropical. As emissões de CO 2 dos manguezais
são responsáveis por cerca de 0,2% do total das emissões globais de CO2 , mas
representam cerca de 18% do CO 2 emissões do oceano costeiro tropical (as ervas
marinhas respondem por 29% e os recifes de coral 0,1% das emissões do oceano
costeiro tropical; os 52,9% restantes são contabilizados pelas águas costeiras próximas à
costa e pelo bentos de sub-maré). Deve-se notar que essas estimativas de estoque de
carbono e taxa de carbono são grosseiras e apenas apontam para diferenças relativas,
pois há limitações de dados significativas.
Assim, a mitigação das mudanças climáticas provavelmente será mais
significativa e eficaz em escala nacional, especialmente em países que perdem
manguezais rapidamente, como na Indonésia e no Brasil (TAILLARDAT et al., 2018;
ALONGI et al., 2016). TAILLARDAT et al. (2018) estimou o potencial nacional de
sequestro de manguezais, mostrando que eles podem contribuir para a mitigação das
emissões de CO2 se as taxas de desmatamento permanecerem baixas. Por exemplo,
manguezais em países como Nigéria, Colômbia, Bangladesh, Equador e Cuba foram
137
responsáveis por menos de 1% das emissões do CO2 nacional. Em países com altas
taxas de desmatamento, como Malásia e Mianmar, o potencial de armazenamento de
carbono dos manguezais remanescentes era menor do que as emissões de carbono
geradas pelo desmatamento dos manguezais. Em alguns países, o potencial de mitigação
de manguezais é uma porcentagem significativa das perdas nacionais, como Papua
Nova Guiné (34,9%), Gabão (11,3%), Panamá (8,3%), Moçambique (8,3%) e Camarões
(8,4%), destacando a importância da mitigação de manguezais em escala nacional
(ALONGI, 2020).
4.7. Valoração Econômica Ambiental de Manguezais
A partir da crescente percepção da importância social, econômica, ambiental e
cultural dos ecossistemas, resultando na geração de benefícios para os demais sistemas,
surgem os primeiros estudos que buscam valorar de forma monetária tais benefícios.
Como será discutido mais adiante, a valoração econômica de recursos naturais, ou
valoração ecossistêmica, é uma importante ferramenta de apoio à conservação dos
ecossistemas. O propósito da valoração econômica é revelar os custos reais da utilização
de recursos naturais escassos (PEARCE, 1992). Desta forma, a valoração busca estimar
os custos sociais da utilização de recursos naturais escassos, assim como incorporar nas
análises os benefícios sociais gerados por estes recursos (ORTIZ & CAIADO, 2018).
Ao imputar um valor aos diversos benefícios que os ecossistemas fornecem à
sociedade, isto é, transformando-os em uma linguagem comum e comparável a outros
valores de mercado, a valoração auxilia a tomada de decisão acerca da construção de
políticas de conservação de determinado ambiente (PEARCE, 1992). ORTIZ &
CAIADO (2018) definem:
“Portanto, a valoração econômica ambiental busca avaliar o valor
econômico de um recurso ambiental a partir da determinação do que é
equivalente, em termos de outros recursos disponíveis na economia,
que se estaria (seres humanos) disposto a abrir mão de maneira a obter
uma melhoria de qualidade ou quantidade do recurso ambiental.”
(Ortiz e Caiado, p. 39, 2018)
138
De uma forma simplificada, MOTTA (1997) ressalta que determinar o valor
econômico de um recurso ambiental é, na realidade, estimar um valor monetário deste
recurso com relação aos outros bens e serviços disponíveis na economia. Além disso,
cabe ressaltar que o que está sendo valorado na realidade não é o meio ambiente
diretamente, como destaca PEARCE (1992), mas sim as preferências dos agentes
econômicos com relação à mudanças no estado do meio ambiente, assim como suas
preferências nas mudanças nos níveis de risco em que suas vidas estão expostas. Isto
significa que os indivíduos não possuem preferências a favor ou contra as mudanças no
meio ambiente, e de fato não é este o resultado que se quer chegar com a valoração
econômica. A valoração mensura apenas o valor das preferências dos indivíduos com
relação às mudanças ambientais geradas por determinada atividade (PEARCE, 1992;
MOTTA, 1997; CAIADO & ORTIZ, 2018).
Com a evolução dos métodos de valoração surgem cada vez mais estudos que
buscaram estimar o valor dos benefícios gerados pelos manguezais (BARBIER, 2016;
DE GROOT, RUDOLF S; WILSON; BOUMANS, 2002). Os primeiros estudos surgem
em meados das décadas de 1960 e 1970, no entanto, conforme destacam GROOT,
WILSON & BOUMANS (2002), em meados dos anos 2000 houve um aumento
exponencial deste tipo de análise.
COSTANZA et al. (1997) mostraram, ao estimar o valor econômico dos
serviços ecossistêmicos gerados pelos biomas naturais ao redor do mundo, que o valor
gerado pelos ecossistemas úmidos (de costa ou de interior) para o ano de 1997 atingia
um mínimo de US$14,9 trilhões por ano (o que representava 45% do valor global). Ao
atualizar estes valores, COSTANZA et al. (2014) encontraram relativo aumento deste
valor, para US$50,7 trilhões por ano nos preços de 2011 (ou 41% do total global de
todos os biomas), devido principalmente a inclusão de novos estudos que buscavam
mensurar a proteção da costa, o controle de erosão, assim como valores associados ao
tratamento de lixo nestes ecossistemas.
De forma similar, DE GROOT et al., (2012) estimaram o valor monetário de
serviços ecossistêmicos dos biomas globais, e constaram que as áreas úmidas
representavam 46% do valor econômico global dos ecossistemas. Além disso, as áreas
úmidas de costa (e principalmente os manguezais) representavam 21% do valor
econômico global. Estas são as áreas com maior valor referente aos benefícios
139
ecossistêmicos gerados. Segundo o estudo, as áreas úmidas geravam, em valores
referentes aos preços de 2007, um total de 193.845,00 Int.$/ha/year, perdendo apenas
para o valor total dos benefícios gerados pelos recifes de coral (352.249,00
Int.$/ha/year). SALEM & MERCER (2012) realizaram uma síntese da literatura de
valoração de ecossistemas de mangue por meio de análise de meta-regressão.
MEIRELES & CAMPOS (2010) analisaram serviços ecossistêmicos de alguns
manguezais nos estados do Piauí e Ceará e sistematizaram estudos de valoração
conduzidos em manguezais de diferentes partes do mundo. Relacionaram cifras que
variaram entre 16.000 e 91.000 dólares por hectares por ano (ha/ano), na dependência
do tempo, da área de estudo e do tipo de serviço desempenhado, demonstrando a
impossibilidade de se atribuir valor específico a ser utilizado como referência regional
como critério único para a tomada de decisão.
COSTANZA et al. (1997), na tentativa de valoração global dos ecossistemas e
contando com levantamento de dados referentes ao ano de 1994 para uma área total de
165 hectares de manguezal, alcançou valor médio de 9.990 dólares para cada ha/ano.
Estudos realizados por HERNANDÉZ et al. (2002) estimaram média de 13.000 dólares
por ha/ano gerados em bens e serviços pelo ecossistema manguezal – evidenciaram que
cada hectare gera entre 1.100 e 11.800 quilogramas de capturas pesqueiras. Mais
recentemente, VAN BOCHOVE et al. (2014) sistematizaram estudos e apontaram que o
valor estimado dos serviços ecossistêmicos nos países em desenvolvimento que tenham
manguezais variou entre 33.000 e 57.000 dólares por ha/ano, demonstrando que os
valores monetários escondem enormes variações entre regiões e tipos de serviços.
Como os métodos de valoração são diversos, os valores monetários encontrados
pelos benefícios ecossistêmicos também são diversos. Além do método, os estudos
variam de acordo com os benefícios incluídos.
É também na virada do século XX que a ONU propôs a Avaliação Ecossistêmica
do Milênio com o propósito de “avaliar consequências das mudanças nos ecossistemas
para o bem-estar humano e as bases científicas das ações necessárias para melhorar a
conservação e uso sustentável desses sistemas e sua contribuição para o bem-estar
humano”. Mais de 1.360 especialistas se debruçaram sobre essa primeira tentativa
internacional de descrever e avaliar, em escala global, a gama completa de serviços
ecossistêmicos que as pessoas obtêm da natureza.
140
Desde então, pelo menos quatro convenções internacionais – Diversidade
Biológica, Combate à Desertificação, Espécies Migratórias e Zonas Úmidas de
Importância Internacional – apresentaram diretrizes baseadas nas conclusões da MEA
(ALMEIDA E JÚNIOR, 2018). Essas convenções evidenciam os manguezais enquanto
um tipo de zona úmida extremamente relevante no debate sobre os serviços
ecossistêmicos, na perspectiva de valoração desses serviços enquanto estratégia ou
ferramenta de balizamento para a tomada de decisão direcionada à gestão costeira
(MUKHERJEE et al., 2014).
A valoração econômica tornou-se uma importante ferramenta a ser adotada
como estratégia para a inserção dos manguezais nas agendas e nos debates sobre
conservação junto aos tomadores de decisão. Ela permite identificar e quantificar, nem
sempre monetariamente, as contribuições dos serviços ecossistêmicos para o bem-estar
das comunidades humanas, ainda que seja complexo quantificar benefícios
comercializados e não comercializados (ALMEIDA & JÚNIOR, 2018).
Muitos dos recursos naturais que servem de base para atividades econômicas
dependem de sistemas ecológicos que, por sua vez, proporcionam uma variedade de
serviços. De modo geral, o valor econômico total de uma área de manguezal bem
conservada é muitas vezes superior a essa mesma área se a compararmos a um
manguezal degradado e/ou alterado por atividades humanas. Quando o manguezal é
degradado – seja por mudanças no uso do solo, consumo e esgotamento dos recursos
naturais, seja pela produção e lançamento de efluentes domiciliares e industriais,
desmatamento, entre outros –, a sua sustentabilidade é afetada, minimizando os serviços
ambientais e comprometendo a riqueza natural da comunidade, além de reduzir o bem-
estar social (RIVERA & CORTÉS, 2007).
4.7.1. Principais métodos de valoração ecossistêmica de manguezais
A partir da necessidade de inclusão dos serviços ecossistêmicos gerados pelos
ecossistemas nas tomadas de decisão acerca de medidas de preservação, diversos
métodos de valoração econômica de ecossistemas foram desenvolvidos e testados
empiricamente. Estes métodos buscam traduzir, em unidades monetárias, os benefícios
141
gerados pelos biomas ao redor do mundo, através de componentes com valor no
mercado ou componentes não incluídos no mercado de preços (COSTANZA et al.,
1997).
Para explicar o funcionamento da tradução dos serviços ecossistêmicos em
termos monetários, COSTANZA et al. (1997) descreve o conceito de capital natural. O
conceito de capital está associado a um estoque de informações e materiais que existem
em um ponto no tempo. Os estoques de capital assumem diferentes tipos, como o
capital produtivo (edifícios e máquinas), o capital humano, e o capital natural
(ecossistemas, árvores, minério, entre outros). Cada tipo de estoque de capital gera,
então, um fluxo de serviços que podem transformar materiais, resultando na melhora do
bem-estar humano. Ou seja, os serviços ecossistêmicos são compostos por fluxos de
energia, materiais e informações derivados dos estoques de capital naturais, os quais
resultam em bem-estar humano ao serem combinados com serviços associados ao
capital humano e produtivo.
O capital humano e o capital construído se encontram enraizados na sociedade
(capital social), enquanto o capital social se encontra enraizado na natureza (capital
natural). Desta forma, os serviços ecossistêmicos constituem a forma como o capital
natural pode gerar um aumento de bem-estar humano.
Para isso, é usual decompor o valor econômico total dos ecossistemas em valor
de uso direto, valor de uso indireto, valor de não-uso, e valor de opção (ou valor de
existência).
Os valores de uso direto se referem a usos consuntivos ou não-consuntivos, os
quais possuem alguma interação física com os manguezais e seus serviços. Alguns
exemplos de usos diretos dos manguezais são a pesca, ou a extração de madeira ou
outras matérias-primas de forma direta (SALEM & MERCER, 2012).
Os valores de uso indireto, por sua vez, abrangem os serviços ecossistêmicos de
regulação, isto é, o controle de enchentes, proteção da costa contra tempestades,
retenção de nutrientes, a função de viveiro para diversas espécies, assim como o
controle de erosão (SALEM & MERCER, 2012).
Já os valores de opção envolvem o valor atribuído ao uso futuro (direto ou
indireto) dos recursos naturais de determinado habitat, diante da ameaça de sua não-
142
preservação. Valores de não-uso ou valores de existência estão associados aos serviços
ecossistêmicos derivado de uma posição moral, cultural, ética ou altruística em relação
ao direito de existência das espécies presentes em determinado ecossistema,
desvinculando a existência daquele habitat ao uso atual ou futuro de seus recursos
naturais para o indivíduo (MOTTA, 1997). Os valores de não-uso e de opção costumam
abranger importantes serviços ecossistêmicos de difícil mensuração, o que resulta em
muitos estudos em que o valor econômico total do habitat analisado é subestimado.
Assim, segundo MOTTA (1997), os tipos de valores dos serviços ecossistêmicos podem
ser categorizados conforme a Tabela 5.
Tabela 5. Valor Econômico dos Recursos Naturais. Fonte: Adaptado de Motta (1997).
Valor Econômico do Recurso Natural
Valor de Uso Valor de Não-Uso
Valor de Uso Direto Valor de Uso
Indireto
Valor de Opção Valor de Existência
Bens e serviços
ecossistêmicos
apropriados
diretamente da
exploração do
recurso e
consumidos hoje.
Bens e serviços
ecossistêmicos que
são gerados de
funções
ecossistêmicas e
apropriados e
consumidos
indiretamente hoje.
Bens e serviços
ecossistêmicos de usos
diretos e indiretos a
serem apropriados e
consumidos no futuro.
Valor não associado
ao uso atual ou
futuro e que reflete
questões morais,
culturais, éticas ou
altruísticas.
Os métodos de valoração utilizados variam principalmente de acordo com o
serviço ecossistêmico a ser estimado. Para bens e serviços transacionáveis no mercado,
o preço de mercado é utilizado na valoração. Os principais métodos, nesse caso, são o
método da função de produção, o método de net fator income (NFI), e o método de
preços de mercado. No método da função de produção a função ecológica é considerada
um insumo para o processo de produção e seu valor é mensurado por meio de seu efeito
na produtividade dos produtos finais. O método de net fator income (NFI) mede o valor
do serviço ecossistêmico por meio de mudanças no excedente do produtor, ao subtrair o
custo de outros fatores de produção da receita total gerada pelo produto final. Já o
método de preços de mercado atribui como valor do serviço ecossistêmico a receita total
143
derivada dos bens e serviços por ele gerados. Como os custos de outros insumos de
produção não são considerados, as estimativas geradas por este método geralmente são
sobrestimadas.
A Tabela 6 apresenta a relação entre os principais serviços ecossistêmicos
gerados pelos manguezais, assim como os métodos de valoração mais utilizados
segundo a literatura.
144
Tabela 6. Serviços ecossistêmicos dos manguezais e principais métodos de valoração
econômica. Fonte: Adaptado de SALEM & MERCER (2012); e MAY (2000).
Função
ecossistêmica
Bens e serviços
ecossistêmicos Tipo de valor
Métodos de valoração
mais utilizados
Controle de
inundação
Proteção contra
enchentes Uso indireto MCR
MPM
Retenção de
Sedimentos
Proteção contra
tempestades Uso indireto MCR
MFP
Manutenção da
qualidade da água/
Retenção de
nutrientes
Melhora na qualidade da
água Uso indireto MVC
Disposição de resíduos Uso direto MCR
Habitat e viveiro
para espécies
animais e de
vegetação
Pesca e caça comercial Uso direto
MPM
NFI
Pesca e caça esportiva Uso direto
MCV
MVC
Extração de matéria-
prima Uso direto MPM
NFI
Fontes de energia Uso direto
MPM
NFI
Biodiversidade Apreciação de espécies Não-uso: existência MVC
Sequestro de
carbono
Redução do
aquecimento global Uso indireto MCR
Ambiente natural
Turismo, recreação Uso direto
MVC
MCV
Existência, legado,
opção Opção MVC
Notas: As abreviações correspondem a: Método do Preço de Mercado (MPM), Método da Função de
Produção (MFP), Método do Custo de Viagem (MCV), Método de Valoração Contingente (MVC),
Método do Custo de Reposição (MCR) e o Net Factor Income (NFI).
Como ressalta COSTANZA (1997), as funções ecossistêmicas podem variar de
acordo com o habitat, as características biológicas ou ecossistêmicas, ou de acordo com
os processos ecossistêmicos. Em alguns casos, um único serviço ecossistêmico pode ser
145
o produto de duas ou mais funções ecossistêmicas. Além disso, é importante ressaltar a
natureza interdependente das funções ecossistêmicas, segundo a qual a existência de
uma permite o desenvolvimento de outra função.
Com relação aos métodos de valoração, CAIADO & ORTIZ (2018) destacam
que a valoração econômica de recursos naturais encontra uma série de desafios, e estes
desafios serão o primeiro critério de escolha do método a ser utilizado para cada caso.
Em primeiro lugar, o uso das técnicas de valoração requer recursos disponíveis para a
análise, como tempo necessário para a análise, os custos associados, a disponibilidade e
o acesso aos dados necessários.
Para PEIXOTO (2011), a escolha da escala espacial ou temporal da avaliação
ambiental tem um peso político, já que se pode involuntária ou intencionalmente
privilegiar certos grupos. Adicionalmente, a escolha da escala de avaliação e do seu
nível de detalhe implicitamente favorece sistemas específicos de conhecimento, tipos de
informação e modos de expressão em detrimento de outros.
Ressalta-se que os mecanismos de mercado nem sempre asseguram a
conservação dos serviços dos ecossistemas, pois praticamente não existem mercados
para serviços culturais ou de regulação, não retornando, portanto, aos usuários destes
serviços (MEA, 2003). Na maioria dos casos, o próprio valor de existência do
manguezal deveria ser levado em consideração em algumas tomadas de decisão,
especialmente aquelas que afetam a integridade desse importante ecossistema
(ALMEIDA & JÚNIOR, 2018).
Andrade & Romero (2009) afirmam a existência de um relativo consenso sobre
a necessidade da valoração econômica dos serviços fornecidos pela natureza. Todavia,
mostram preocupação com a ênfase dada apenas à dimensão econômica associada aos
valores dos ecossistemas, com o risco de tornar-se uma abordagem reducionista, pois
são desconsideradas outras fontes de valores não associadas à utilidade. Por esse
motivo, lembram também da abordagem ecológica, sociocultural e da dinâmica
integrada. MEIRELES & CAMPOS (2010), por exemplo, apontam que inúmeros
serviços ecossistêmicos dos manguezais brasileiros, sobretudo no Nordeste, relacionam-
se com a segurança alimentar e integram-se ao modo de vida tradicional das
comunidades litorâneas de pescadores, ribeirinhos e marisqueiras, sem falar no suporte
às aves migratórias, à promoção de condições ideais para habitat de espécies em
146
extremo risco de extinção e protegidas por lei, como o peixe-boi marinho e as tartarugas
marinhas. ALIER et al. (2010) e ACSELRAD & BEZERRA (2009) também
demonstraram a complexidade de quantificar os serviços ecossistêmicos decorrentes das
externalidades negativas vinculadas a conflitos sociais e a danos à biodiversidade.
De forma mais enfática, é preciso atentar para os riscos da valoração monetária
da biodiversidade sem valorizar as práticas conservacionistas das famílias que ajudam a
manter tal biodiversidade biológica e os serviços ecossistêmicos. As populações
tradicionais litorâneas, especialmente aquelas que vivem dentro ou no entorno das
unidades de conservação, praticam determinadas técnicas agroecológicas que
qualificam seus territórios como refúgios de vida, especialmente em áreas de uso
generalizado de agrotóxicos, por exemplo (ALMEIDA E JÚNIOR, 2018).
Assim, para os autores parece mais importante valorizarmos a cultura e algumas
práticas dessas populações que mensurar os recursos ambientais. Esse é um importante
paradigma, pois embora reconheçamos a importância da valoração da biodiversidade
enquanto estratégia de diálogo com o Direito Ambiental, observa-se forte
mercantilização e precificação da natureza. Por isso, também nos parece razoável
defendermos mecanismos indiretos, não monetários.
4.7.2. Pagamento por serviços ambientais (PSA)
De modo geral, o Pagamento por Serviços Ambientais (PSA) representa um
mecanismo potencial de compensação financeira de apoio à proteção e ao uso
sustentável dos recursos naturais com o propósito de estimular a conservação dos
ecossistemas, combater sua degradação e fomentar o desenvolvimento social, ambiental,
econômico e cultural, melhorando a qualidade de vida de pequenos produtores, povos
indígenas e populações tradicionais. Na prática, representa um incentivo à conservação
e à preservação ambiental, amplamente estampadas em vários dispositivos legais
(ALMEIDA & JÚNIOR, 2018).
ELOY et al. (2013) argumentam que a noção de serviço ecossistêmico e de PSA
transformou-se em objeto político, mobilizado e significado por diferentes atores
segundo seus interesses, passando a figurar de forma generalizada como novo
147
paradigma econômico, especialmente na América Latina. Embora tenha sido idealizado
como instrumento de mercado, segundo a literatura científica, na prática o PSA acaba
combinando mecanismos de mercado com regulamentação governamental e subsídios
aos agricultores.
O documento “Visões alternativas ao Pagamento por Serviços Ambientais”,
produzido pelo Núcleo Justiça Ambiental e Direitos, da Fase – Solidariedade e
Educação (Fase, 2013), faz excelente reflexão crítica sobre o tema. De modo geral, o
PSA foi incorporado ao discurso hegemônico enquanto tema do G-20, com orientações
balizadoras de financiamento consubstanciadas no Manual Crescimento Verde
Inclusivo, apresentado pelo Banco Mundial. Soma-se a isso o Acordo Geral sobre
Comércio de Serviços (GATS, na sigla em inglês) dentro da OMC, que classifica os
serviços ambientais em “modos de prestação”, com especial atenção aos serviços
prestados à distância e aos serviços transfronteiriços.
Inicialmente, essa ideia passou a integrar a ordem jurídica brasileira enquanto
instrumento de apoio e incentivo à conservação do meio ambiente, tendo por base a Lei
Federal nº 12.512/2011, que instituiu o Programa de Apoio à Conservação Ambiental e
o Programa de Fomento às Atividades Produtivas Rurais; o artigo 41 da Lei nº
12.651/2012, que dispõe sobre a proteção da vegetação nativa, e ao menos outras três
dezenas de iniciativas estaduais e federais. De qualquer sorte, a ideia de PSA ainda
carece de detalhamento e regulamentação sobre o seu funcionamento. Nesse sentido,
vale lembrar do mecanismo REDD (Redução de Emissões por Desmatamento e
Degradação Florestal) e os mecanismos de desenvolvimento limpo (MDL) associados a
contratos de compra e venda pelo uso da água e da biodiversidade. Constata-se,
portanto, uma enorme diversidade de mecanismos e de concepções, incluindo o Bolsa
Verde1 e políticas específicas como o Programa de Aquisição de Alimentos, que
também apresentam lógica similares.
De modo geral, para que o PSA tenha sentido, a preservação dos ecossistemas
deveria ser mais lucrativa que sua exploração. Também parece existir risco real de perda
de soberania territorial por parte das populações tradicionais, que delegam seu direito de
uso da área ao contratante, validados em contratos de compra e venda com duração
mínima de 15 anos. Também há receio diante do mecanismo REDD, pois, embora o
produtor possa ganhar algum valor com a conservação dos ecossistemas no início do
148
processo, há risco no longo prazo, uma vez que ele se desligará do consumidor e terá
grande dificuldade para regressar ao mercado (ALMEIDA E JÚNIOR, 2018).
4.7.3. Cenários futuros dos serviços ecossistêmicos
De modo geral, os relatórios da Avaliação do Milênio apresentam indicadores
que sugerem uma crescente procura humana pelos serviços ecossistêmicos nas próximas
décadas. A própria Avaliação Ecossistêmica do Milênio (MMA,2003) apresentou
algumas conclusões:
• constata-se enorme dependência da natureza e dos serviços ecossistêmicos para
a criação de condições de vida com qualidade, saudável e segura;
• os ecossistemas já sofreram alterações sem precedentes nas últimas décadas,
diminuindo a oferta de alimentos, água, fibras e energia;
• a perda dos serviços ecossistêmicos constitui uma barreira às Metas de
Desenvolvimento do Milênio, cuja finalidade é reduzir a pobreza, a fome e as
doenças;
• as próximas décadas se destacarão pelo aumento da pressão sobre os
ecossistemas numa perspectiva global, principalmente se a atitude e as ações
humanas não mudarem;
• os avanços tecnológicos reduzirão consideravelmente o impacto sobre os
ecossistemas, mas sua utilização em todo seu potencial permanecerá
comprometida enquanto os serviços oferecidos por eles continuarem a ser
percebidos como gratuitos e ilimitados, sem receberem o devido valor;
• esforços coordenados de todos os setores governamentais, empresariais e
institucionais serão necessários para uma melhor proteção do capital natural;
• a produtividade dos ecossistemas depende de escolhas corretas no tocante a
políticas de investimentos, comércio, subsídios, impostos e regulamentação.
149
Estimativas atuais apontam que a população mundial poderá chegar a oito
bilhões de habitantes em 2025, o que implicará no crescimento da procura e no
consumo de todo tipo de recurso, além de acarretar impactos crescentes aos
ecossistemas e serviços que esses fornecem. A pressão sobre o acesso e o consumo de
água no planeta, por exemplo, também se agravará por conta das mudanças climáticas
globais e da necessidade de energia, de tal forma que a água assumirá importância cada
vez maior para um grande número de países (ALMEIDA E JÚNIOR, 2018).
Existem outros aspectos igualmente importantes na análise desses cenários, pois
o sinergismo de fatores desencadeia inúmeros outros problemas capazes de interferir
diretamente no bem-estar da população. Sabe-se, por exemplo, que o envelhecimento
populacional, impulsionado pela elevação da expectativa de vida e da baixa taxa de
natalidade e fecundidade, pode ocasionar o inchaço de uma parcela da população
economicamente ativa e dependente da oportunidade de empregos. Por outro lado, a
carência na oferta de empregos, em decorrência do baixo crescimento econômico,
poderá representar um momento de instabilidade política (ALMEIDA & JÚNIOR,
2018).
No Brasil, já somos pouco mais de 204 milhões de habitantes, a quinta maior
população do mundo, fortemente concentrada na região costeira. Embora estejamos
diminuindo o ritmo do crescimento populacional, seremos 246 milhões de habitantes
em 2050, ou seja, ainda cresceremos quase 50 milhões de habitantes em apenas 40 anos.
Também estamos envelhecendo, uma vez que, entre 1991 e 2010, a parcela da
população brasileira com mais de 65 anos passou de 4,8% para 7,4%. Não se acredita
que o Brasil enfrentará escassez de água, apesar de secas mais intensas no semiárido;
porém, podemos nos tornar alvo de pressão internacional para que asseguremos a
quantidade e a qualidade de suas reservas de água (CIA, 2009).
Também estamos aumentando a produção de alimentos, convertendo florestas
em pastos e campos agriculturáveis especialmente dedicados à monocultura de soja e de
cana-de-açúcar – essa última, enquanto parte da estratégia energética do país. Os
manguezais sofrem constante pressão pela indústria da carcinicultura, atividades
portuárias e de apoio retroportuário voltado à exploração de petróleo em águas rasas ou
profundas. A região costeira e marinha brasileira representa uma nova fronteira
econômica do país. Todavia, tais decisões implicam na diminuição do fornecimento de
150
serviços que podem ser de valor igual ou superior, como regulação de inundações, filtro
biológico, retenção de sedimentos e destinos turísticos (ALMEIDA & JÚNIOR, 2018).
A complexidade das interações multiescalares e a pequena compreensão da
natureza dinâmica dos manguezais sugerem medidas proativas e antecipatórias, já que a
recuperação do ecossistema ou de seus serviços é normalmente muito onerosa e de
longo prazo. Assim, parece ser mais interessante, quando possível, prevenir a
degradação da região costeira (ALMEIDA & JÚNIOR, 2018).
Há outros cenários, não animadores, que apontam, até 2050, um aumento
demasiado dos impactos decorrentes das mudanças climáticas, incluindo a elevação do
nível médio relativo do mar. Sabe-se que o manguezal tem competência para lidar com
taxas moderadas de variação no nível médio do mar, na frequência de inundação ou no
aporte de sedimento (ALONGI, 2008), de tal forma que a manutenção da declividade
dos terrenos de mangue, principalmente no contato com terra firme, pode permitir a
migração dos bosques continente adentro e garantir o usufruto futuro dos serviços
ecossistêmicos (BLASCO et al., 1996; SCHAEFFER-NOVELLI et al., 2002;
SOARES, 2009). Nesse sentido, as franjas dos estuários e os apicuns poderão ser os
mais afetados – nesse último caso, com o agravante de estarem sendo substituído pela
carcinicultura.
Os apicuns foram e serão manguezais e, portanto, merecem a proteção legal da
qual fazem jus, bem como ações para sua preservação. De qualquer forma,
concordamos com os argumentos apresentados por VAN BOCHOVE et al. (2014),
segundo os quais, as perdas de manguezais vão ocasionar impactos sobre o bem-estar
humano, com depreciação das condições de saúde e dos meios de subsistência: redução
de rendimentos, aumento da pobreza e diminuição da segurança alimentar além da
desigualdade global e do decréscimo da qualidade de vida das populações costeiras.
Está claro que os governos devem reconhecer a forte ligação entre a degradação dos
manguezais e a persistência da pobreza na zona costeira. Diante disso, ações visando a
restauração ecológica dos manguezais representariam importante estratégia de gestão e
enfrentamento da fome e da extrema pobreza.
No Brasil, o fortalecimento do Comitê Nacional de Zonas Úmidas (CNZU) e a
consolidação do Sistema Nacional de Unidades de Conservação (SNUC) representariam
consistente resposta institucional às diferentes esferas da gestão, inclusive internacional.
151
Infelizmente, apesar de avanços com a criação e consolidação do CNZU, constata-se um
processo de fragilização do SNUC e da legislação referente à vegetação nativa –
evidenciado com a revogação do Código Florestal brasileiro. Na prática, medidas
provisórias são rapidamente transformadas em leis sem que exista tempo suficiente para
uma discussão ativa e informada da sociedade. Exemplo disso é a Lei 12.678/2012, que
alterou as poligonais de diferentes unidades de conservação para o aproveitamento
hidrelétrico na região amazônica, e o Projeto de Lei 5.892/2009, que alterou a poligonal
da Reserva Extrativista Baía do Iguape com o propósito de viabilizar a instalação de um
estaleiro naval.
Há ainda que se considerar as profundas mudanças promovidas no antigo
Código Florestal brasileiro sobre os manguezais (SCHAEFFER-NOVELLI et al.,
2012). Tais mudanças foram inicialmente instituídas pela Lei no 12.651/2012, então
convertida na Lei no 12.727/2012, que dispõe sobre a proteção de vegetação nativa. O
artigo 11, por exemplo, autorizou atividades de carcinicultura e salinas em áreas de
apicuns e salgados. Uma última análise, essas atividades comprometem a qualidade
ambiental dos estuários, ameaçando a segurança alimentar das comunidades
tradicionais, especialmente no litoral nordestino. Ressalte-se que o uso imprudente dos
recursos naturais pode reduzir de maneira irreversível a sua capacidade de carga e de
resiliência (ARROW et al., 1995).
152
Capítulo V. Conservação, Restauração e Manejo como
Estratégia de Mitigação e Adaptação às Mudanças do Clima
Gestores costeiros em todo o mundo reconhecem cada vez mais a importância da
conservação e restauração dos ecossistemas costeiros naturais. Isso garante a resiliência
costeira e o fornecimento de serviços ecossistêmicos essenciais, como a atenuação das
ondas, reduzindo as inundações e a erosão costeira.
A conservação e restauração de ecossistemas de Carbono Azul irão facilitar a
manutenção dos benefícios que eles proporcionam, incluindo pesca, proteção costeira, e
os serviços de ecossistema que apoiam as comunidades costeiras e seus meios de
subsistência (BARBIER et al., 2011; DUARTE et al., 2013), ao mesmo tempo que
contribui para o alcance da meta de manutenção do aquecimento global sob 2ºC em
2050 (UNFCCC, 2016). Como tal, a necessidade de identificar, valorar, quantificar e
incorporar sistemas que sequestram naturalmente CO2 atmosférico nos inventários de
emissão de carbono estão se tornando cada vez mais importantes. Com o crescimento
dos mercados carbono em torno da mitigação do clima baseada na natureza (via
biosequestro), existem oportunidades para financiar a restauração de ecossistemas de
Carbono Azul (Thomas, 2014).
Como resultado, atividades antrópicas que aumentam o sequestro de carbono
e/ou evitam as emissões de GEE (CO2, CH4 e NOx) formam a base para estratégias de
Carbono Azul para reduzir as emissões e mitigar das alterações climáticas. Um ponto
importante, no entanto, é que muitas vezes são apenas atividades ou intervenções que
estão fora dos cenários business-as-usual (ou seja, implicando em "adicionalidade") que
podem ser elegíveis para crédito.
Essas atividades podem incluir a criação, restauração e/ou gestão das condições
hidrológicas, do fornecimento de sedimentos, das características de salinidade,
qualidade da água e comunidades de plantas nativas (VCS, 2015; KELLEWAY et al.,
2017a). Quantificar o carbono potencial na restauração de habitat tem sido um ponto
focal da pesquisa de Carbono Azul. Áreas de demonstração incluem a geração de
créditos de Carbono Azul por meio do manejo sustentável de ecossistemas de mangue
em Madagascar (BENSON et al., 2017); restauração de tanques de aquicultura para
153
habitat de mangue (MATSUI et al., 2012); reflorestamento de florestas de mangue
exploradas e degradadas no Quênia (HUXHAM et al., 2015); a restauração da
hidrologia de planícies de inundação costeiras (HOWE et al., 2009); e a revegetação de
ecossistemas de ervas marinhas (MARBÀ et al., 2015). A criação de cinturões de
macroalgas na Coreia do Sul promoveu a remoção de CO2 e o gerenciamento de
ecossistemas de macroalgas também pode ser considerado dentro de projetos de
Carbono Azul (CHUNG et al., 2013; Box 28.7).
Existem três abordagens amplas de gestão para melhorar a mitigação de carbono
pelos ecossistemas de Carbono Azul: preservação, restauração e criação. Preservar a
extensão e a qualidade do ecossistema - por exemplo, por meio de proteção legislativa
e/ou apoio a meios de subsistência alternativos - tem o benefício duplo de evitar a
remineralização de carbono historicamente sequestrado, ao mesmo tempo que protege a
capacidade de sequestro futura. A preservação pode incluir abordagens diretas ou
indiretas para manter ou melhorar os processos biogeoquímicos, como sedimentação e
abastecimento de água (MACREADIE et al., 2017).
A restauração diz respeito a uma série de atividades que buscam melhorar os
processos biofísicos e geoquímicos e, portanto, a capacidade de sequestro nos
ecossistemas de Carbono Azul. Os exemplos incluem reflorestamento passivo e/ou ativo
de manguezais explorados e degradados (TAMOOH et al., 2008); intervenções de
terraplenagem para transformar lagoas de aquicultura em ecossistemas de
mangue (MURDIYARSO et al., 2015); e a restauração da hidrologia em planícies de
inundação costeiras drenadas (HOWE, RODRIGUES & SACO, 2009). Embora a
restauração possa restabelecer os processos de sequestro de carbono, é importante notar
que ela pode não evitar que grandes quantidades de carbono fóssil sejam perdidas após
distúrbios ou intervenções futuras.
Políticas de 'nenhuma perda líquida' foram desenvolvidas e aplicadas aos
ecossistemas de zonas úmidas em muitos países (por exemplo, EUA e UE). Isso
geralmente implica na criação de ecossistemas Carbono Azul para substituir aqueles
perdidos anteriormente. Essas abordagens devem ser tratadas com cautela, uma vez que
há falta de fiscalização e capacidade limitada de recriar as qualidades de locais
intocados (MURDIYARSO et al., 2015).
154
Ferramentas para a contabilidade e pagamento de créditos de carbono agora
existem para a conservação, restauração e criação de zonas úmidas costeiras sob o
mercado voluntário de carbono (EMMER et al., 2015). Vários projetos de pequena
escala (por exemplo, Mikoko Pamoja no Quênia) estão agora usando essas estruturas
para gerar créditos de carbono (WYLIE, SUTTON-GRIER, & MOORE, 2016). Poucas
jurisdições adotaram seus próprios mecanismos para a contabilidade e/ou negociação do
Carbono Azul, embora algumas tenham realizado pesquisas preliminares para
identificar oportunidades de política do Carbono Azul (KELLEWAY et al., 2017).
De modo geral, barreiras técnicas, financeiras, políticas e de governança
permanecem antes que as iniciativas locais possam ser ampliadas para causar grandes
impactos (como por meio de iniciativas nacionais de REDD+). Além disso, a maioria
dos esforços demonstrados são ações recentes com pouca quantificação dos benefícios
de mitigação (ou resultados sociais). Apesar de tais barreiras, existe conhecimento para
justificar a inclusão da proteção, restauração e criação dos ecossistemas de Carbono
Azul nos mecanismos de mitigação de carbono.
5.1.1. Gestão de Manguezais: Desafios e Diretrizes
A FAO estima que a área global de manguezais em 2000 era de 14.653.000 ha
com perdas anuais de 1990 a 2000 de 1,1% (FAO, 2017). De acordo com SPALDING
et al. (2010), as taxas de desmatamento de manguezais são 3-5 vezes maiores do que as
taxas de desmatamento globais. Os países com as maiores perdas de mangue, desde de
1980, foram Brasil, Indonésia, Austrália, México, Papua Nova Guiné e Paquistão,
enquanto os países com as maiores perdas relativas foram Costa do Marfim, Honduras,
China, Congo e Barbados (SUMAN, 2019).
As causas das perdas do ecossistema de mangue são numerosas. A degradação e
perda de habitat por meio da conversão para outras atividades que podem produzir um
ganho econômico mais imediato são provavelmente as causas mais significativas. Entre
essas atividades estão o desenvolvimento urbano e industrial, práticas insustentáveis
de aquicultura, pecuária e cultivo de arroz e cana-de-açúcar. A poluição da água e a
alteração das mudanças hidrológicas também causam impactos significativos nos
155
manguezais. Embora a extração de recursos de mangue contribua para a subsistência de
milhões de residentes do litoral, a exploração excessiva desses recursos também podem
degradar o ecossistema. Uma ameaça recentemente reconhecida aos manguezais são as
mudanças do clima e o consequente aumento do nível do mar. Embora os manguezais
possam migrar para o interior, a existência de infraestrutura costeiras e podem tornar
essa adaptação natural impossível.
5.1.1.1. Desafios para o manejo de manguezais
Ecossistemas de manguezais são claramente importantes para a biodiversidade,
provedores de inúmeras funções ecossistêmicas e fontes de recursos naturais para
milhares de pequenas comunidades costeiras nos trópicos. Apesar da importância dos
manguezais reconhecida pela comunidade científica, organizações e autoridades
ambientais, as perdas de manguezais continuam sendo altas. Numerosos fatores podem
explicar parcialmente essa aparente contradição e são detalhados abaixo.
Falta de consciência do valor dos ecossistemas de mangue
Percepções de longa data de que os manguezais são terrenos
baldios e criadouros de mosquitos e outros insetos continuam a influenciar as ações na
gestão dos manguezais em muitos países. Poucas pessoas vivem em manguezais e as
que vivem tendem a ser de baixa renda, marginalizadas e politicamente
impotentes. Embora algumas florestas de mangue possam ser declaradas áreas
protegidas, o acesso dos visitantes e, portanto, a apreciação do público, muitas vezes
pode ser um desafio. Em suma, a falta de consciência dos tomadores de decisão sobre os
valores dos ecossistemas de mangue (muitas vezes fora do mercado) agrava esse
problema (SUMAN, 2019).
Essa falta de consciência dos benefícios ecológicos dos ecossistemas de
manguezais levou muitos governos e organizações de empréstimos internacionais -
Banco Mundial, FAO, Banco Asiático de Desenvolvimento, Banco Interamericano de
Desenvolvimento, entre outros - a ver este espaço costeiro como um local ideal para o
156
desenvolvimento econômico, particularmente por meio de sua conversão em tanques
de aquicultura de camarão. Por exemplo, nas Filipinas, cerca de um terço da assistência
internacional à pesca (aproximadamente US$ 1 bilhão) foi direcionado a projetos de
aquicultura. Como resultado, a conversão da aquicultura foi responsável por talvez
metade das perdas de manguezais das Filipinas (PRIMAVERA, 2000) Além disso, a
pressa em promover a aquicultura de camarão levaram as instituições governamentais a
subestimar os ecossistemas de mangue por meio de taxas muitas vezes baixas de
concessões para “desenvolver” florestas de mangue por meio da conversão em tanques
de camarão (PRIMAVERA, 2005). ARMITAGE (2002) também documenta o apoio de
governos, agências multilaterais de desenvolvimento econômico e empresários bem
relacionados para expandir os tanques de aquicultura de camarão às custas de grupos
comunitários ligados aos recursos de manguezais. A privatização de um recurso comum
mina os direitos de propriedade locais e o acesso aos recursos e leva
à marginalização dos usuários tradicionais dos manguezais (SUMAN, 2019).
Na Guiné, manguezais desvalorizados são cortados e convertidos em campos de
arroz que logo são abandonados devido à hipersalinidade (WOLANSKI &
CASSAGNE, 2000). A rápida expansão urbana também levou à conversão de
importantes florestas de mangue no Panamá e em Cingapura (CASTELLANOS-
GALINDO et al., 2017, CORLETT, 1992). Os tanques de aquicultura de camarão
construídos em florestas de mangue criam vários impactos adversos que afetam
a hidrologia, a biota e os solos. Quando esses tanques de camarão ou campos de arroz
são abandonados, a degradação do solo resultante pode tornar o restabelecimento das
árvores de mangue impossível, exceto talvez onde a descarga das marés seja restaurada
(WOLANSKI & CASSAGNE, 2000). Mesmo em locais onde os manguezais não são
convertidos para usos diferentes, as atividades antrópicas podem afetar adversamente o
ecossistema. A colheita excessiva de madeiras de mangue para construção, postes, lenha
e carvão ou práticas de pesca insustentáveis, como o uso de redes muito finas colocadas
em canais de mangue, podem degradar as funções ecossistêmicas. Outras atividades,
como o pastoreio de gado, podem afetar a estrutura e o recrutamento da floresta. O
pastejo de folhagem de mangue por gado, búfalos e camelos é um grave problema,
especialmente em ambientes áridos, como o estado de Orissa (leste da Índia) e no delta
do Indo (Paquistão) (HOPPE-SPEER & ADAMS 2015; PATTANAIK et al.,
2008; SAIFULLAH, 1997).
157
O espaço costeiro é uma mercadoria limitada que frequentemente tem alta
demanda. Os ecossistemas de mangue competem com interesses econômicos, como
empreendimentos residenciais urbanos, aeroportos, usinas de energia, construção e
expansão de portos, atividades de aquicultura e projetos de turismo costeiro (DALE et
al., 2014). Aos olhos do tomador de decisão, o ganho econômico imediato dessas
atividades muitas vezes supera os benefícios do ecossistema de longo prazo, muitas
vezes mal compreendidos e não avaliados.
Regimes de propriedade incertos
Embora existam regimes de propriedade privada e comunitária nas florestas de
mangue, na maioria dos países as florestas de mangue são terras de propriedade do
governo. No entanto, o controle e a presença do governo muitas vezes faltam ou estão
ausentes. A maioria das florestas de mangue é encontrada em países em
desenvolvimento, onde a capacidade regulatória das instituições governamentais pode
frequentemente ser fraca, as necessidades sociais são altas e a corrupção pode ser
problemática. Embora esses espaços costeiros sejam teoricamente de propriedade do
governo, eles são de fato áreas de acesso aberto com controle mínimo exercido sobre a
exploração e conversão para outros usos (BERKES et al., 1989, PRIMAVERA &
ESTEBAN, 2008, WALTERS et al., 2008).
Em muitos países, existe confusão sobre a posse da terra e o exercício da
autoridade nas florestas de mangue. Às vezes, títulos de terra antigos e duvidosos
surgem em áreas que são legalmente públicas. Os conflitos com indivíduos que
reivindicam propriedade privada em florestas de mangue ocorrem até mesmo em
manguezais que foram declarados parques nacionais, refúgios de vida selvagem e áreas
úmidas protegidas. A confusão sobre a posse e o registro da terra, a falha em reconhecer
os regimes tradicionais de posse da terra e as autoridades governamentais fracas que
muitas vezes são incapazes de confrontar ou mesmo cooptar por fortes interesses
privados muitas vezes criam cenários para a conversão de florestas de mangue para
outros usos e alienação de usuários tradicionais (WALTERS et al., 2008).
158
Conflitos entre agências e sobreposições jurisdicionais
Localizadas na interface terra-mar, os manguezais frequentemente existem em
uma zona de jurisdições de múltiplos órgãos. Em muitos países, o governo nacional
possui e administra os oceanos costeiros, enquanto governos locais tem autoridade
sobre as terras costeiras. Os manguezais ultrapassam essa fronteira, onde as estratégias
de gestão governamental e a legislação podem ser contraditórias ou duplicadas. Da
mesma forma, várias agências, em diferentes níveis governamentais, podem ter
autoridade regulatória sobre as florestas de mangue (IFTEKHAR, 2008 , ISLAM E
WAHAB, 2005), isso pode incluir agências de gestão da vida selvagem, pesca e
aquicultura, conservação ambiental e até autoridades de gestão do turismo. Novamente,
seus objetivos de gerenciamento frequentemente são incompatíveis e contraditórios. Em
vez do manejo baseado em ecossistemas de florestas de mangue, muitas vezes o manejo
é fragmentado, tanto em nível setorial quanto intergovernamental (DALE et al.,
2014, KAIRO et al., 2001).
Impactos e ligações com ecossistemas adjacentes
As florestas de manguezais estão interconectadas com os ecossistemas
terrestres adjacentes, como as salinas, os pântanos salgados, as florestas de pântanos
a montante, as florestas de palmeiras e as bacias hidrográficas a montante. A poluição
da água a montante, barragens ou desvio de água para irrigação podem produzir
impactos graves nas zonas húmidas costeiras e mangais a jusante (IFTEKHAR, 2008).
Essas ligações podem ser físicas, ecológicas e envolver fluxos de
energia. Muitas espécies faunísticas diferentes migram entre os manguezais e os
ecossistemas adjacentes. Fluxos de água e nutrientes também ocorrem entre manguezais
e ecossistemas adjacentes. Da mesma forma, os manguezais têm ligações com os
ecossistemas oceânicos costeiros offshore, como tapetes de ervas marinhas e recifes de
coral. A gestão inteligente reconhece essas ligações com os ecossistemas adjacentes. No
entanto, muitas vezes esses ecossistemas interconectados não são protegidos de forma
159
abrangente junto com os ecossistemas de mangue ou pelo menos não são gerenciados de
forma integrada com os manguezais (SUMAN, 2019).
Mudança climática e aumento do nível do mar
A elevação do nível do mar pode ser um grande estressor para os ecossistemas
de mangue no futuro, particularmente em áreas costeiras ou regiões com baixas taxas de
acumulação de sedimentos (GILMAN et al., 2008 , LOUCKS et al., 2010). Os sistemas
de manguezais podem ser capazes de se adaptar ao aumento do nível do mar se forem
capazes de recuar para a terra com a elevação do mar. No entanto, isso pode ser
impossível em áreas com infraestrutura desenvolvida ou diques de proteção costeiros. O
manejo proativo pode envolver a aquisição de zonas-tampão interiores para as quais os
manguezais podem migrar (ERWIN, 2009). Por outro lado, o aumento das marés e o
aumento das concentrações de CO 2 atmosférico podem aumentar a produtividade dos
manguezais.
Envolvimento insuficiente ou impróprio da comunidade
As comunidades locais que vivem dentro ou perto de manguezais
frequentemente experimentam altos níveis de pobreza e dependem dos manguezais para
sua subsistência. Suas normas, conceitos sociais e culturais de posse da terra evoluíram
com o ecossistema de mangue adjacente. Como resultado, as comunidades locais com
seu conhecimento ecológico tradicional devem ser fundamentais para qualquer tentativa
de manejar ou reabilitar ecossistemas de mangue de forma sustentável (IFTEKHAR &
TAKAMA, 2008). Além disso, os esforços de conversação devem proporcionar a
diversificação das opções de subsistência para as comunidades adjacentes. Sem seu
apoio e envolvimento, os esforços de conservação estão fadados ao fracasso. No estudo
de BADOLA et al. (2012), no leste da Índia, corroborou que as comunidades locais
valorizam as funções dos manguezais que estão diretamente relacionadas ao seu
sustento. Portanto, podemos esperar que as comunidades apoiem as medidas de
conservação dos manguezais, mas não às custas de seu sustento.
160
Falta de financiamento para esforços de conservação
Mesmo no melhor cenário, onde autoridades, comunidades e/ou organizações
ambientais desenvolveram planos de manejo integrados e abrangentes para as florestas
de mangue, e onde exista adesão da comunidade local, muitas vezes falta financiamento
para implementar planos de manejo. As fontes de financiamento para a conservação
ambiental nos países em desenvolvimento costumam ser difíceis de obter. No entanto,
esse é especialmente o caso onde as florestas de mangue que, como descrito
anteriormente, muitas vezes carecem de esforços fortes de proteção (SUMAN, 2019).
Falta de compreensão técnica e científica
As tentativas e investimentos em replantio ou reabilitação de manguezais muitas
vezes falham por falta de compreensão do ambiente biofísico e da seleção de espécies
de mangue inadequadas (LEWIS, 2005). PRIMAVERA & ESTEBAN
(2008) e BARNUEVO et al. (2017) identificam numerosos exemplos de projetos de
restauração nas Filipinas que selecionaram locais inadequados nas zonas entre-marés
inferior e sub-maré, em vez de zonas intermediárias altas e intertidal27 superior. A
justificativa para a seleção inadequada do local foi o potencial para o desenvolvimento
de tanques de aquicultura na zona intertidal média a superior. Esforços malsucedidos
nas Filipinas plantaram espécies de Rhizophora em vez dos colonizadores
naturais Avicennia marina e Sonneratia alba devido à falta de conhecimento ecológico
ou à influência dos esforços de restauração neotropical que utilizam
principalmente Rhizophora mangle. Os manguezais plantados em tanques de camarão
abandonados mostram baixo recrutamento de espécies de manguezais não plantadas e
diferem substancialmente das florestas de mangue naturais. A implementação de
métodos de silvicultura, como realizar a abertura do dossel e induzir o aumento da
diversidade estrutural e de espécies, pode promover a melhoria da restauração ecológica
(BARNUEVO et al., 2017; SUMAN, 2019).
27 Refere-se à zona de estirâncio, entremarés.
161
Uma análise abrangente do sucesso dos esforços de plantio de manguezais
(principalmente Rhizophora spp.) No Sri Lanka - onde "sucesso" foi definido como
taxas de sobrevivência de 5 anos - relatou que de 1000 a 1200 ha de manguezais
replantados, apenas 200 a 220 ha foram bem sucedidos (KODIKARA et al.,
2017). Apenas 3 sítios de 67 mostraram taxas de sobrevivência superiores a 50%. As
falhas podem ser explicadas em grande parte porque os projetos selecionaram locais
inadequados acima da zona entremarés (estirâncio), suscetíveis ao pisoteio do gado, e
com extrema exposição ao sol. O fracasso dos projetos em seguir as abordagens
científicas e as melhores práticas de gestão levou ao fracasso (SUMAN, 2019).
5.1.1.2. Diretrizes Internacionais para Manejo de Manguezais
Numerosas organizações internacionais e organizações não
governamentais reconhecem a importância dos ecossistemas de mangue para os
benefícios diretos e indiretos que proporcionam aos povos e ambientes costeiros
(SUMAN, 2019). Por meio de suas resoluções, declarações, publicações e ações, eles
criaram um corpo de diretrizes de manejo que apoia a conservação e o uso sustentável
dos manguezais. Embora as abordagens variem um pouco, existe um bom consenso
entre as várias diretrizes organizacionais.
Organização das Nações Unidas para Alimentação e Agricultura – FAO
A Organização para Alimentação e Agricultura (em inglês, Food and
Agriculture Organization, FAO) das Nações Unidas publicou as primeiras diretrizes
para o manejo de manguezais há mais de 20 anos (FAO, 1994). As diretrizes da FAO
focam claramente no manejo florestal sustentável (silvicultura), ao invés da preservação
dos manguezais. O documento discute as vantagens e desvantagens de diferentes
métodos de colheita de mangue: corte raso com e sem carregadores de sementes, e
sistemas de seleção de madeira. A FAO também descreve viveiros de manguezais e
162
políticas de plantio, desbaste28, colheita, corte e rotação. Apesar de focar na produção,
as diretrizes da FAO abordam o uso sustentável dos amplos recursos do mangue.
Organização Internacional de Madeiras Tropicais - ITTO
A Organização Internacional de Madeira Tropical (em inglês, International
Tropical Timber Organization, ITTO) é uma organização intergovernamental criada em
1986 sob o Acordo Internacional de Madeira Tropical. A ITTO promove a conservação
e o manejo sustentável dos recursos da floresta tropical por meio da divulgação de
dados e do financiamento de projetos relacionados ao manejo florestal sustentável.
As diretrizes de manejo de manguezais da ITTO incluem planos de ação
estratégica de cinco anos e inúmeras publicações que enfocam temas como manejo
florestal sustentável, conservação e uso sustentável da biodiversidade em florestas
tropicais de produção, restauração de florestas degradadas e indicadores para
silvicultura sustentável. O documento Diretrizes da ITTO para a restauração, manejo e
reabilitação de florestas degradadas e secundárias (2002) descreve os elementos
necessários para uma restauração bem-sucedida (ITTO, 2002). A governança florestal
eficaz e políticas adequadas, incentivos apropriados e sanções são essenciais, assim
como a segurança da posse da terra, esclarecimento do acesso e reconhecimento dos
direitos de uso consuetudinários. As comunidades locais e as partes interessadas devem
ser capazes de participar da tomada de decisões sobre restauração, bem como
compartilhar as responsabilidades.
Os processos naturais devem ser favorecidos na restauração, sempre que
possível. Em suas Diretrizes para a Conservação e Uso Sustentável da Biodiversidade
28 Os desbastes de plantios florestais são operações necessárias de retirada de árvores finas e/ou defeituosas, para
favorecer o crescimento das árvores remanescentes e se obter toras de diâmetros elevados ao final da rotação. O
objetivo final é a produção de toras para serraria e de postes de grandes dimensões. Quando o objetivo for a produção
de maior volume possível de madeira de pequenos diâmetros, em espaço de tempo menor até o corte final, os
desbastes não são necessários. A estratégia depende da qualidade do sítio, ou seja do solo e do clima, sendo que o
mais recomendável para se obter maior volume de madeira é efetuar desbastes leves e frequentes. Deve-se evitar a
retirada de grupos de árvores, procurando-se manter uma distribuição uniforme de espaçamento entre as árvores
remanescentes. Isso evita a formação de clareiras, que propicia o crescimento de plantas invasoras entre as árvores e a
formação de brotações laterais que prejudicam a qualidade da madeira. Este último inconveniente ocorre devido ao
estímulo de gemas dormentes ao longo do fuste pelo estímulo da luz e também quando as árvores entortam devido
aos desbastes excessivos. Para mais informações: https://www.ibflorestas.org.br/conteudo/tipos-de-desbastes-de-
plantios-florestais
163
em Florestas de Produção de Madeira Tropical (ITTO/IUCN, 2009), a ITTO enfatiza a
importância de abordagens integradas envolvendo a coordenação entre várias agências
que possuem diferentes agendas no manejo dos recursos do ecossistema florestal. A
biodiversidade deve ser um componente importante de todos os planos de manejo
florestal, desde a preparação até a implementação.
A publicação Diretrizes Voluntárias para o Manejo Sustentável de Florestas
Tropicais Naturais descreve os princípios gerais do manejo florestal - sustentabilidade,
manejo integrado, manejo de uso múltiplo, manejo adaptativo, participação das
comunidades locais e partes interessadas, inclusão da proteção da biodiversidade e
restauração (ITTO, 2015). Mais recentemente, o documento Os Critérios e Indicadores
para o Manejo Sustentável de Florestas Tropicais apresentam listas que podem ser
utilizadas para avaliar os esforços de manejo florestal (ITTO, 2016).
Sociedade Internacional de Ecossistemas de Manguezais - ISME
A Sociedade Internacional de Ecossistemas de Manguezais (em inglês,
International Society for Mangrove Ecosystems, ISME), estabelecida em 1990 com sede
localizada em Okinawa, Japão, é uma organização não governamental internacional
cujos esforços se concentram na conservação e pesquisa de manguezais. Com
financiamento do Banco Mundial publicaram diretrizes abrangentes para a conservação
e utilização sustentável dos ecossistemas de mangue (BANCO MUNDIAL et al.,
2004). A ISME também mantém um banco de dados de informações e recursos de
manguezais - Global Mangrove Database and Information System (GLOMIS). A
orientação da ISME é mais pró-conservação dos manguezais do que as das outras
organizações. Suas diretrizes enfatizam a conservação dos ecossistemas de mangue e a
necessidade de regulamentar as atividades que podem causar degradação. O manejo
sustentável integrado dos ecossistemas de mangue é um princípio importante, assim
como a participação significativa das comunidades locais em todos os aspectos do
manejo de manguezais. A ISME também publicou diretrizes detalhadas e estudos de
caso sobre a restauração de ecossistemas de manguezais (FIELD, 1995).
164
Convenção Ramsar
A Convenção de Ramsar, assinada em 1971 em Ramsar, Irã, é o único tratado
global que se concentra especificamente em zonas úmidas. Hoje, 170 nações são
signatárias da Convenção de Ramsar, incluindo o Brasil. Os signatários concordam em
nomear pelo menos uma zona úmida em seu território para a Lista de Zonas Úmidas de
Importância Internacional com base em critérios pré-estabelecidos. Em 6 de agosto de
2018, mais de 2323 áreas úmidas foram inscritas na Lista Ramsar, compreendendo mais
de 248 milhões de ha (RAMSAR CONVENTION SECRETARY, 2018) Além disso,
as partes concordam em gerenciar todas as suas zonas úmidas com base no conceito de
"uso inteligente", que significa a manutenção do caráter ecológico da zona úmida e a
permissão do uso sustentável para o benefício das pessoas e do meio ambiente.
A Convenção também obriga as partes em adotar Políticas Nacionais de Zonas
Úmidas, produzir inventários de zonas úmidas, conduzir monitoramento e pesquisa de
zonas úmidas, aumentar a conscientização pública sobre zonas úmidas e desenvolver
planos de gestão integrada para áreas úmidas29. O Secretariado de Ramsar preparou
vários manuais para auxiliar os tomadores de decisão em zonas úmidas. O Manual
Ramsar 18 contém Diretrizes para Gestão de Zonas Úmidas (RAMSAR
CONVENTION SECRETARY, 2010a) O Manual Ramsar 12 referente ao
Gerenciamento Costeiro também enfatiza muitos dos mesmos princípios que devem
orientar o gerenciamento de áreas úmidas costeiras (RAMSAR CONVENTION
SECRETARY, 2010b). Em 2002, a oitava Conferência das partes da Convenção de
Ramsar (COP-8) adotou a Resolução VIII.14 - “Novas Diretrizes para o Planejamento
de Manejo para Sítios Ramsar e Outras Zonas Úmidas”. Na COP-8, as partes também
adotaram diretrizes específicas para o manejo de manguezais - Resolução VIII.32 -
“Conservação, Manejo Integrado e Uso Sustentável dos Ecossistemas de Manguezais e
seus Recursos”.
29 No Brasil, a Convenção Ramsar foi incorporada ao arcabouço legal do Brasil em 1996, pela promulgação do
Decreto nº 1.905/96 e criou o Comitê Nacional de Zonas Úmidas – CNZU, que aprovou em sua 13ª Reunião, a
Recomendação CNZU nº 7, de 11 de junho de 2015. A recomendação dispõe sobre a definição de áreas úmidas
brasileiras e sobre o sistema de classificação destas áreas.
165
Declaração Choluteca
A Declaração de Choluteca foi assinada em 1996 por 21 delegados de
organizações não governamentais (ONGs) ambientais e comunitárias da América
Latina, América do Norte, Europa e Ásia no Fórum Choluteca (Honduras),
sobre Aquicultura e seus Impactos. Os delegados estavam extremamente preocupados
com a conversão de manguezais em tanques de aquicultura de camarão e os impactos
adversos nas comunidades locais que dependem dos recursos dos manguezais para sua
subsistência. Os delegados pediram uma moratória global sobre o estabelecimento da
criação de camarões até que tecnologias possam ser implementadas que garantam a
sobrevivência a longo prazo dos ecossistemas das zonas úmidas (principalmente
manguezais), os pescadores e comunidades que dependem desses recursos. A
Declaração também conclamou os bancos multilaterais de desenvolvimento, a FAO e as
agências bilaterais de desenvolvimento a não financiar ou promover projetos
insustentáveis de aquicultura de camarão. Todos os tipos de desenvolvimento costeiro,
como a aquicultura de camarão, devem ocorrer por meio de planos integrados que
incluam a participação significativa de todos os grupos interessados e afetados,
especialmente as comunidades locais.
O Código de Conduta para Pesca Responsável da FAO (1995) inclui muitos dos
princípios da Declaração de Choluteca com um toque mais suave. O Código de Conduta
exorta os Estados a assegurar a integridade ecológica das atividades de aquicultura e
garantir que estas não afetem adversamente os meios de subsistência das comunidades
locais ou o acesso aos seus recursos pesqueiros. Este documento também recomenda
que os Estados integrem a pesca (e a aquicultura pesqueira) na gestão da área
costeira. O uso sustentável dos recursos costeiros é o objetivo que deve considerar a
fragilidade dos ecossistemas costeiros.
Documentos científicos e políticos das organizações e consórcios mencionados
acima apresentam temas comuns para o manejo de ecossistemas de manguezais
resumidos abaixo:
166
• Conservação e sustentabilidade - A promoção do uso sustentável e da
conservação das florestas de mangue é o princípio mais básico adotado pelas quatro
organizações internacionais. Os recursos dos manguezais podem ser usados para
beneficiar as populações locais dentro de limites baseados em fundamentos
científicos. No entanto, as funções ecológicas dos manguezais devem continuar e não
podem ser degradadas para que continuem a fornecer benefícios futuros às pessoas e ao
meio ambiente em geral.
• Manejo de uso múltiplo - Geralmente, as florestas de mangue devem ser
manejadas para usos múltiplos (silvicultura, vida selvagem e biodiversidade,
pesca, maricultura, proteção do solo e da água) para fornecer o máximo de benefícios ao
maior número de pessoas. Os inúmeros benefícios culturais, produtos e serviços devem
ser respeitados, mas nenhum uso deve afetar adversamente os outros ou ter prioridade
sobre os outros. Como regra geral, os usos não destrutivos dos ecossistemas de mangue
devem ter preferência sobre os usos que convertem e degradam os manguezais e alteram
seus regimes hidrológicos. Algumas áreas de mangue de qualidade ou importância
ambiental particular devem ser zoneadas para proteção estrita e permanente. Equilibrar
os usos é difícil e envolvem compromissos e compensações - decisões que devem
envolver todas as partes interessadas.
• Integração (setorial e intergovernamental) - Muitas atividades
diferentes ocorrem em florestas de mangue (extração de madeira, pesca, aquicultura,
coleta de marisco, coleta de mel, turismo, pesquisa científica, educação), e muitas vezes
são gerenciadas por diferentes autoridades governamentais, possivelmente em diferentes
níveis administrativos. A gestão holística de manguezais com base no ecossistema
requer coordenação e cooperação entre as diferentes agências setoriais em diferentes
níveis de governo durante todas as suas funções (desenvolvimento de leis,
regulamentação política; planejamento; pesquisa e monitoramento; fiscalização;
educação pública e divulgação). Isso requer uma melhor coordenação das agências,
afim de evitar a duplicação de esforços, resolução de conflitos e identificação de lacunas
na política e gestão.
• Integração do ecossistema em relação à terra e ao mar - É um erro
gerenciar o ecossistema de mangue de forma isolada. Fluxos de água, energia,
poluentes, flora e fauna ocorrem entre florestas de mangue e ecossistemas adjacentes
167
tanto em direção à terra (planícies salgadas, pântanos de água doce, estuários e bacias
hidrográficas) e quanto marítima (tapetes de ervas marinhas e recifes de coral), bem
como ao longo da costa. Os planos de manejo devem incluir ou pelo menos coordenar
os esforços de manejo nos ecossistemas adjacentes. Isso exige um amplo planejamento
do uso da terra nos níveis local, regional, nacional e transnacional, no qual o manejo dos
manguezais desempenha um papel integral. Assim, o manejo de manguezais deve ser
incluído em uma gestão mais ampla de gestão costeira e comitês de bacias.
• Planos de manejo de manguezais - As autoridades governamentais,
juntamente com todas as partes interessadas, devem desenvolver planos de manejo
realistas para o uso sustentável e conservação do ecossistema, que são acompanhados
por mecanismos de financiamento sustentáveis.
O plano de manejo deve esclarecer e quantificar as atividades permitidas e as
proibidas. Deve também delinear intervenções/ações que ajudarão a resolver conflitos e
minimizar ameaças ao ecossistema. A gestão do ecossistema de mangue deve incluir
medidas para abordar os impactos das mudanças climáticas (como o uso de florestas de
mangue para mitigar o aumento do nível do mar e o aumento da concentrações
CO2 atmosférico) e proteção da biodiversidade em escalas genéticas, de espécies e de
paisagem. O plano deve indicar as partes responsáveis (agências governamentais,
grupos de usuários da comunidade local, ONGs, interesses do setor privado),
cronogramas, planos de contingência, necessidades de mão de obra e de financiamento
para implementação e indicadores para avaliar o sucesso dos esforços.
O zoneamento do ecossistema de mangue em áreas que devem ser estrita e
permanentemente preservadas devido ao seu alto valor ambiental ou às funções
importantes que fornecem, zonas de uso sustentável e zonas de recuperação/restauração
devem ser um componente chave do plano de manejo. O planejamento ambiental é um
processo dinâmico de longo prazo. Após um determinado número de anos de
implementação das intervenções/ações do plano de gestão, as partes interessadas devem
avaliar os sucessos e fracassos da implementação, bem como as condições e
circunstâncias em mudança, novos conhecimentos, e revisar o plano de gestão levando
em consideração as novas realidades (Gestão Adaptativa).
• Participação efetiva das partes interessadas e das comunidades locais
- Todas as fases do processo de manejo de manguezais (inventários e pesquisas,
168
planejamento, implementação, avaliação) devem envolver as comunidades locais e
todas as partes interessadas de maneira eficaz. A participação e consulta de todas as
partes interessadas é essencial para a tomada de decisões transparente e equitativa. A
comunidade local deve ser parceira no manejo dos recursos dos manguezais, pois eles se
beneficiam das funções do ecossistema. Os usuários de manguezais têm o direito de
participar e também devem compartilhar as responsabilidades pelo uso sustentável e
conservação do manguezal, talvez criando um sistema de cogestão entre a comunidade
local de usuários e autoridades governamentais. Isso garantiria adesão e conformidade
com as ações de gerenciamento.
• Respeito pelos direitos consuetudinários - O manejo sustentável das
florestas de mangue deve apoiar e, quando possível, integrar o conhecimento ecológico
tradicional, os valores culturais e as medidas de manejo tradicionais e, também,
respeitar os usos tradicionais das comunidades locais. Os usuários locais que
tradicionalmente usam os recursos do mangue devem ter acesso garantido para
continuar suas práticas. No entanto, os níveis de exploração devem estar dentro de
níveis sustentáveis.
• Minimização de danos ao ecossistema de mangue decorrentes de
atividades econômicas - A abordagem de precaução deve ser seguida ao considerar a
aprovação de projetos de desenvolvimento que possam impactar os ecossistemas de
mangue. As atividades que têm o potencial de prejudicar direta ou indiretamente os
serviços ecossistêmicos que os manguezais fornecem devem ser avaliadas cuidadosa e
independentemente antes de poderem prosseguir. Isso pode ser realizado por meio do
uso de avaliações de impacto ambiental. Avaliações pós-projeto e monitoramento das
condições ecológicas e parâmetros do ecossistema de mangue devem ser seguidos para
determinar a conformidade com as condições de licenciamento e quaisquer impactos
adversos que possam resultar. A mitigação deve ser exigida para lidar com os impactos
adversos dos projetos de desenvolvimento, implicando na prevenção, minimização de
danos ou compensação pelos danos que levaram à restauração ambiental.
• Incentivos econômicos - Frequentemente, concessões ou autorizações
formais para conversão de manguezais para outros usos ou para extração de água de
cursos d'água dentro do mangue têm um custo extremamente baixo e, portanto, servem
como incentivos para substituição dos ecossistemas. Esses incentivos econômicos, que
169
promovem a conversão e degradação do ecossistema de mangue, são inconsistentes com
a conservação e uso racional do ecossistema e devem ser eliminados.
• Melhores práticas de gestão - Diferentes categorias de projetos e
atividades de desenvolvimento devem ser disseminadas e seguidas. A extração de
peixes e mariscos tem cientificamente limites determinados com base em princípios de
sustentabilidade. As práticas de aquicultura devem ser consistentes com o manejo de
manguezais e evitar a conversão de florestas em tanques de aquicultura, e sistemas
integrados de mangue/aquicultura devem ser promovidos. Os projetos de turismo devem
evitar danos aos manguezais e, em vez disso, desenvolver vínculos com os esforços de
conservação dos manguezais e as comunidades locais. Os planejadores do uso da terra
devem exigir zonas-tampão de pelo menos 200 m entre os manguezais e as atividades
adjacentes, como projetos turísticos, conjuntos habitacionais ou lagoas de aquicultura
(ALONGI, 2002). Os produtos de mangue colhidos de forma sustentável devem ser
comercializados usando mecanismos de “comércio justo” ou “rotulagem verde”.
• Restauração ou reabilitação de ecossistemas de mangue -
Ecossistemas de mangue degradados ou convertidos devem ser restaurados ou
reabilitados. Em primeiro lugar, é essencial definir claramente os objetivos da
restauração, como proteção da costa, uso e produção sustentáveis ou conservação para
proteger o ecossistema natural e sua biodiversidade. Os objetivos determinarão a
metodologia utilizada, bem como os indicadores que medirão o sucesso do projeto de
restauração.
Antes de iniciar o trabalho de restauração, as características do ecossistema de
mangue adjacente devem ser determinadas - características do solo, salinidade, fluxo de
maré, entrada de água doce, regime de ventos, quantidade de insolação/sombra,
disponibilidade de sementes, regeneração natural e cooperação da comunidade local. A
cooperação da comunidade local é essencial para o sucesso do projeto, e a comunidade
deve ver que a restauração beneficia seus meios de subsistência e o meio ambiente.
Os métodos de restauração podem ser naturais ou artificiais, mas a regeneração
natural deve ser o método preferencial. Na regeneração natural, as marés transportam
sementes ou propágulos para o sitos de restauração. A vantagem da regeneração natural
é que a vegetação se aproxima da vegetação natural e o processo é mais barato. A
regeneração artificial usando espécies nativas deve ser usada onde a regeneração natural
170
é insuficiente, impossível ou quando existem restrições de tempo. A restauração só deve
ocorrer em áreas onde já existiram manguezais. Os métodos artificiais controlam a
distribuição das plantas e a composição das espécies. O plantio ativo também pode ter
uma função educacional e deve envolver a comunidade local. Independentemente do
método de restauração selecionado, a área restaurada deve ter conectividade com áreas
florestadas para facilitar a migração da flora e fauna e a regeneração natural.
As sementes devem ser selecionadas com base nas espécies que ocorrem
naturalmente no local e ser coletadas de árvores saudáveis e bem desenvolvidas. Se as
espécies de mangue se reproduzem por meio de propágulos, eles devem estar maduros e
prontos para a coleta. Quando o plantio direto é difícil ou quando é vantajoso plantar
manguezais de um determinado tamanho, os viveiros de manguezais podem ser uma
solução. O espaçamento entre as mudas ou propágulos é crítico e após o plantio, é
essencial monitorar o crescimento, a mortalidade, os parâmetros do ecossistema e o
sucesso do projeto.
• Fortalecimento institucional e capacitação - A capacidade das agências
governamentais responsáveis pela gestão dos recursos dos manguezais deve ser
fortalecida. Eles devem implementar um sistema de governança eficaz com base em
uma estrutura legal que estabeleça claramente direitos e responsabilidades. Políticas
adequadas devem ser implementadas para orientar as atividades e encorajar os usuários
a agir de forma sustentável com incentivos e sanções apropriados que, respectivamente,
incentivem o uso sustentável e impeçam as violações do regime jurídico.
• Educação e conscientização pública - Os esforços devem ser dedicados
a conscientizar o público em geral e as comunidades locais sobre os serviços
importantes que os ecossistemas de mangue fornecem. Só então eles compreenderão a
necessidade de uma conservação efetiva dessas áreas úmidas costeiras.
5.1.1.3. Estratégias Específicas
As estratégias de manejo podem ser classificadas em várias áreas, desde
preservação/conservação em nível estadual e/ou comunitário; manejo comunitário;
medidas regulatórias; manejo da silvicultura; restauração e reabilitação de
171
ecossistemas. Essas diferentes estratégias não são necessariamente mutuamente
exclusivas.
Conservação via Áreas Protegidas
SPALDING et al. (2010) relatam que globalmente mais de 1.200 áreas
protegidas que incluem manguezais e que um quarto dos manguezais do mundo são
destinados à conservação. As categorias de áreas protegidas podem incluir reservas
naturais, áreas selvagens, parques nacionais, áreas de manejo de habitat/espécies
(refúgios de vida selvagem), florestas nacionais e áreas protegidas com uso sustentável
de recursos naturais - cada uma com diferentes objetivos de conservação, uso e níveis
de proteção. A autoridade de gestão pode ser uma agência governamental (áreas
protegidas, pesca, silvicultura, vida selvagem) em nível nacional, estadual ou local; uma
universidade ou ONG; ou uma comunidade. Existem várias redes internacionais de
áreas protegidas que podem incluir ecossistemas de mangue - cada uma com seus
próprios objetivos e estratégias de manejo.
A Convenção sobre a Proteção do Patrimônio Mundial Cultural e Natural foi
adotada pela Organização das Nações Unidas para a Educação, a Ciência e a
Cultura (UNESCO, 2018c) em 1971. O objetivo da Convenção é identificar, proteger, e
preservar o patrimônio cultural e natural do mundo. Hoje, 167 estados são partes
contratantes da Convenção do Patrimônio Mundial. A UNESCO mantém uma lista de
locais do patrimônio mundial que os Estados Partes nomearam com base na satisfação
de critérios de seleção específicos que demonstram que o local tem um valor universal
excepcional. Os Sítios do Patrimônio Mundial Natural contêm características naturais
de formações físicas ou biológicas ou habitats para espécies ameaçadas que são de valor
universal excepcional do ponto de vista estético, científico ou de conservação. A Lista
do Patrimônio Mundial contém 1.092 bens que podem ser culturais, natural ou misto
(UNESCO, 2018c). Dos 209 sítios naturais e 38 sítios naturais e culturais mistos, 36
sítios em 24 países incluem ecossistemas de mangue.
A UNESCO lançou o Programa Homem e a Biosfera (Man and the Biosphere,
MaB) em 1971. Esse esforço promove pesquisas interdisciplinares nos aspectos
172
ecológicos e sociais da conservação e perda da biodiversidade. O coração do Programa
MaB é a rede internacional de Reservas da Biosfera caracterizada por três zonas: uma
área central de proteção integral, uma zona tampão circundante que permite o uso
limitado e uma zona de transição com maior uso sustentável. Hoje, 122 países
designaram 686 reservas da biosfera (UNESCO, 2018a). Mais de 91 reservas da
biosfera dos 686 locais do MaB incluem ecossistemas de manguezais. A Global
Geoparks é outra rede internacional de áreas protegidas (UNESCO, 2018b) Os 140
geoparques globais representam locais de importância geológica internacional e adotam
filosofias de gerenciamento de proteção, educação, envolvimento da comunidade e
desenvolvimento sustentável. Dois desses locais contendo manguezais são o Langkawi
Global Geopark na Malásia e o Ciletuh-Palabuhanratu Global Geopark na Indonésia.
Gestão baseada na comunidade
Uma tendência crescente é a devolução formal da gestão e da tomada de
decisões sobre os recursos dos manguezais para as comunidades e famílias locais que
vivem e extraem recursos naturais nas florestas de mangue ou adjacências, como
moluscos, peixes, madeira e mel. Alguns analistas distinguem entre “gestão baseada na
comunidade”, onde as comunidades locais administram os manguezais, em “co-gestão”,
com as autoridades, e compartilham as responsabilidades de gestão (NGUYEN,
2014). A gestão baseada na comunidade deve fornecer maiores benefícios aos membros
da comunidade local e reduzir sua vulnerabilidade econômica. As comunidades não têm
incentivos para apoiar medidas de conservação de mangue se estas não apoiarem seus
meios de subsistência (ALONGI, 2002; ARMITAGE, 2002; BADOLA et al., 2012;
BARBIER, 2006; IFTEKHAR & TAKAMA, 2008; NGUYEN, 2014; RÖNNBÄCK et
al., 2007). A responsabilidade ou direito das comunidades geralmente depende de um
plano de manejo aprovado que enfatiza o uso e a extração sustentável. Esse sistema
de co-gestão entre as comunidades locais de extratores de recursos e o governo - quando
bem concebido e implementado - pode proteger as florestas de mangue da conversão
para outros usos, como a aquicultura lagoas, agricultura e áreas de expansão urbana.
173
O sucesso dos regimes de gestão com base na comunidade depende da existência
de regimes legais, como os Mangrove Stewardship Agreements que existem nas
Filipinas, e estabelecem os direitos legais aplicáveis da comunidade local aos recursos
dos mangues; a liderança comunitária e capital social; expectativas realistas para
comunidade; um plano de manejo bem elaborado com limites de exploração sustentável
e delimitação clara da área com garantia de posse da terra (BARBIER, 2006; PAGDEE
et al., 2006; PRIMAVERA, 2005). O manejo comunitário de manguezais também deve
abranger os serviços ecossistêmicos que os manguezais fornecem, além do uso
sustentável de produtos comercializáveis. A aplicação deve ser transparente e igualitária
em relação a todas as partes interessadas - economicamente poderosas ou não (DATTA
et al., 2012). Muitos exemplos de regimes de co-manejo em manguezais ilustram essa
estratégia. O Sul da Ásia oferece mais exemplos de manejo comunitário de manguezais
do que a África ou a América Latina.
No final da década de 1990, o Programa de Gerenciamento da Zona Costeira do
Equador desenvolveu uma série de Contratos de Usuários Comunitários que
concediam direitos exclusivos de colheita a usuários de áreas específicas de
mangue. Este programa inicial se transformou no “Socio Manglar”/Programa de
Associados de Manguezais, administrado pelo Ministério do Meio Ambiente
equatoriano, que concede concessões de áreas de manguezais às comunidades
locais. Uma vez que as comunidades obtiveram uma concessão e concordaram em
proteger seus manguezais por meio de um Acordo de Uso Sustentável e Custódia de
Manguezais (Acuerdo de Uso Sustentável e Custódia do Manglar), elas podem obter
incentivos financeiros do governo. Cerca de 42% dos 66.000 ha dos manguezais
restantes do Equador (157.000 ha) em várias províncias (Esmeraldas, Manabí, Guayas
e El Oro) foram concedidos às comunidades neste programa (BARONA,
2014; MINISTERIO DEL AMBIENTE DO EQUADOR, 2016).
A vila de Kisakasaka em Zanzibar, Tanzânia, formou um comitê de conservação
que criou um conjunto de regras sobre a colheita de recursos de mangue. As regras
estabelecem períodos de corte, áreas fechadas, sistema de rotação, limites de colheita,
penalidades para violações e acesso limitado por estranhos (LINDSAY, 1998). Embora
as florestas de mangue na Tailândia sejam estatais, as aldeias na província de Trang, no
sul da Tailândia, ganharam direitos exclusivos para manejar suas florestas de mangue e
174
desenvolveram estratégias de governança para o manejo de manguezais com a
assistência de uma ONG (SUDTONGKONG & WEBB, 2008). Em 2007, o governo do
estado de Kerala, na Índia, declarou uma reserva de mangue da comunidade para
proteger os direitos de propriedade da comunidade e fornecer meios de subsistência
sustentáveis (HEMA & INDIRA DEVI, 2013). Um Comitê de Gestão de Reserva
Comunitária de seis membros administra a reserva e é composto por cinco membros
eleitos da comunidade e um representante do Departamento Florestal. As
responsabilidades do Comitê incluem a preparação e implementação de um plano de
manejo e monitoramento.
PRIMAVERA & ESTEBAN (2008) examinaram vários projetos de replantio de
manguezais nas Filipinas e observaram que as taxas de sobrevivência são geralmente
baixas. As razões para as falhas são numerosas e incluem localização inadequada e
seleção de espécies. Alguns dos projetos mais bem-sucedidos são aqueles que
apresentam altos níveis de envolvimento e iniciativa da comunidade. Um dos projetos
mais bem-sucedidos, localizado na Ilha Pagan, Bohol, foi uma iniciativa de autoajuda
comunitária sem assistência governamental.
Medidas Regulatórias
As licenças para projetos de desenvolvimento que podem impactar os
manguezais e estão condicionadas às obrigações de mitigação fornecem “proteção
genérica” para os ecossistemas de mangue. Em muitas jurisdições, os manguezais -
sejam de propriedade pública ou privada - são administrados com esses métodos
regulatórios. O proprietário do terreno ou desenvolvedor deve apresentar um pedido de
licença antes de empreender atividades que envolvam corte de manguezais ou alteração
da hidrologia. As autoridades que avaliam o pedido de licença determinam se a proposta
prejudica significativamente o ecossistema de mangue ou seus recursos e, então, podem
solicitar a revisão da proposta para evitar ou minimizar os impactos. Se os impactos
forem inevitáveis, mas o projeto for considerado digno, o proponente do projeto deve
compensar o dano por meio de medidas de mitigação .
175
O condado de Miami-Dade, Flórida, fornece um exemplo relevante dessas
estratégias regulatórias. A seção 24-48 do Código do Condado de Miami-Dade exige
que qualquer pessoa que pretenda trabalhar, sobre as águas das marés ou pântanos
costeiros deve obter uma Licença de Classe I para Construção Costeira e Corte de
Manguezais do Departamento de Recursos Regulatórios e Econômicos - Gestão de
Recursos Ambientais (Condado de Miami-Dade) O objetivo desse processo regulatório
é evitar ou minimizar os impactos ambientais e estéticos sobre os manguezais e outras
áreas úmidas costeiras. O desenvolvedor deve compensar os impactos inevitáveis com
mitigação, que pode envolver a criação, restauração ou melhoria de áreas úmidas. O
proponente do projeto não apenas pode ter que obter uma licença do Condado de
Miami-Dade, mas também pode ter que obter licenças regulatórias do Departamento de
Proteção Ambiental da Flórida e do Corpo de Engenheiros do Exército dos
EUA/Agência de Proteção Ambiental, dependendo do tipo e tamanho do Projeto
(SUMAN, 2019).
O Panamá oferece um modelo regulatório diferente. Os manguezais desse país
são protegidos (mesmo aqueles fora das áreas protegidas designadas) e a alteração dos
componentes do ecossistema e sua hidrologia é ilegal, a menos que o desenvolvedor
obtenha a licença apropriada e pague pela área que está convertendo para outro uso
(PANAMÁ, 2008a; PANAMÁ, 2008b; PANAMÁ, 2012). O que parece à primeira
vista ser um esquema regulatório altamente protetor eventualmente evoluiu para uma
estrutura de pagamento cada vez mais branda para a conversão permitida de florestas de
mangue (SPALDING et al., 2015).
Controle de mosquitos
Mosquitos que se reproduzem em manguezais e pântanos costeiros podem ser
vetores de doenças transmitidas pela água. Além disso, sua existência pode enfraquecer
o apoio público às medidas de conservação de áreas úmidas ou levar ao aumento do uso
de pesticidas para o controle de mosquitos. DALE & KNIGHT (2006) e DALE &
KNIGHT (2012) sugerem o uso potencial de valas rasas (<0,3 m) e estreitas (<0,9 m),
chamadas de runnels, em zonas úmidas costeiras para modificar o fluxo das marés e
176
aumentar a descarga, reduzindo assim o número de larvas de mosquito. O uso de
riachos não parece causar modificação significativa do habitat e preserva os serviços do
ecossistema que as áreas úmidas fornecem, ao mesmo tempo que reduz os riscos de
mosquitos à saúde pública.
Gestão da Silvicultura
Árvores de mangue são colhidas para produtos de construção de madeira, lenha
e carvão em muitos países em pequena escala. Vários países desenvolveram práticas
florestais comerciais de longa data em algumas de suas florestas de mangue. Esses
exemplos afirmam ser exemplos de silvicultura sustentável - não sustentabilidade no
sentido ecológico mais amplo. A FAO (1994) explorou as práticas de manejo da
silvicultura de mangue há mais de 20 anos. No entanto, nas últimas décadas, a
tendência tem sido reconhecer os serviços ecossistêmicos das florestas de mangue, em
vez de vê-los apenas como recursos florestais.
O Instituto Florestal Cubano classificou uma pequena porcentagem dos
manguezais cubanos (6%) como zonas de produção de madeira a serem manejadas de
acordo com os princípios da silvicultura sustentável (PADRÓN MILIAN, 1999). Essas
áreas não são imediatamente adjacentes às linhas costeiras e envolvem o corte de
árvores em faixas alternadas de 25-30 m de largura. As espécies exploradas são
Avicennia germinans , Laguncularia racemosa e Conocarpus erectus principalmente
para lenha, carvão e materiais de construção. A colheita é baseada em períodos de
rotação de 30 anos. A regeneração por plantio direto de mudas é usada se a regeneração
natural for impraticável no local.
Em Bangladesh, grandes áreas de Sundarbans são administradas desde o século
18 como plantações de manguezais em uma base de produção sustentável. As principais
espécies exploradas são Heritiera fomes e Excoecaria agallocha, respectivamente,
utilizadas para construção de painéis de fibra e celulose para jornais. O ciclo de corte
para fins comerciais diminuiu de 40 para 20 anos (IFTEKHAR, 2008). Apesar dos
objetivos de gestão sustentável da produção, os estoques de ambas as espécies
diminuíram nas últimas décadas devido à superexploração, aumento do nível do
177
mar e intrusão de salinidade, diminuição da entrada de água doce e sedimentos
ribeirinhos, ciclones, conversão em tanques de aquicultura de camarão e poluição por
óleo (AKHTARUZZAMAN, 2004 , IFTEKHAR & ISLAM, 2004). Mudanças na
política florestal nas últimas duas décadas agora proíbem a colheita de H. fomes e
permitem apenas o corte limitado de E. Agallocha (AZIZ & PAUL, 2015). Nas últimas
décadas, a política florestal de Bangladesh evoluiu de “gestão de produção sustentável”
para “gestão de ecossistema sustentável” com menos silvicultura de mangue e maiores
esforços de florestamento para benefícios de serviços de ecossistema (IFTEKHAR &
ISLAM, 2004).
Na Malásia, a Reserva Florestal de Mangue Matang, no canto noroeste da
Península da Malásia, é talvez o exemplo mais antigo de manejo da silvicultura de
mangue com mais de um século de manejo (ALONGI, 2002; ARNAUD GOESSENS et
al., 2014). A Reserva Matang de 40.151 ha adotou um ciclo de rotação de 30 anos para
o corte raso de blocos de 1.050 ha de árvores de mangue que são posteriormente usados
para a produção de carvão vegetal. Os desbastes ocorrem aos 15 e 20 anos. Após o
corte aos 30 anos, os blocos são replantados com mudas de Rhizophora
apiculata e Rhizophora mucronata. Da mesma forma, na Indonésia, várias concessões
de manguezais foram concedidas para silvicultura comercial nas províncias de
Kalimantan e Papua Ocidental. A madeira do mangue é utilizada para carvão e
celulose. Dos 140.000 ha em concessão, 3% são colhidos anualmente com uma rotação
de 20 anos (EVANS, 2013). O Departamento Florestal Real da Tailândia costumava
conceder concessões de longo prazo para sistemas de silvicultura baseados no corte raso
de manguezais com rotação de 30 anos. Metade de cada bloco foi cortado a cada
15 anos. Ambos Rhizophora apiculata e Rhizophora mucronata foram usadas para
fazer carvão. No entanto, desde 1996, o governo proibiu todo o corte de manguezais em
todo o país (AJIKI, 2004).
Durante a exploração seletiva de uma floresta de mangue, deve-se dar atenção à
regeneração das espécies. O caso das florestas de mangue de Mida Creek, no Quênia,
dominadas por duas espécies, Rhizophora mucronata e Ceriops tagal , é ilustrativo. Os
lenhadores preferem a espécie Rhizophora devido ao seu alto valor para a produção de
postes de construção. A regeneração tende a favorecer as espécies
de Ceriops economicamente inferiores (KAIRO et al., 2002). O manejo florestal sábio
178
requer uma reflexão cuidadosa sobre o reflorestamento das espécies exploradas se o
objetivo for a produção sustentável de espécies economicamente valiosas - neste
caso Rhizophora mucronata .
Restauração e Reabilitação
Muitos locais em todo o mundo com sedimentos recentemente agregados ou
áreas de mangue que foram degradadas ou convertidas para diferentes usos tornaram-se
locais de plantio, reabilitação, restauração ou melhoramento de manguezais. Esses
esforços podem ser promovidos por autoridades governamentais, ONGs e/ ou
comunidades locais que desejam capitalizar sobre os produtos ou benefícios do
ecossistema que os manguezais fornecem. Em alguns casos, a restauração de
manguezais pode ser um requisito de mitigação para um projeto de
desenvolvimento. Definição dos objetivos do projeto de reabilitação ou restauração, o
financiamento para implementar todo o processo e o monitoramento de longo prazo são
essenciais (BARNUEVO et al., 2017). Os extremos podem variar desde a restauração
do complexo ecossistema diversificado de manguezais até a monocultura de florestas de
manguezais para fins de silvicultura ou defesa costeira (ELLISON, 2000). ASAEDA et
al. (2016) fornecem recomendações para projetos de restauração de manguezais que
tenham como objetivo a replicação de uma floresta natural, enquanto LEWIS &
GILMORE (2007) discutem a otimização do habitat de peixes durante projetos de
restauração de manguezais. Eles sugerem que diferentes espécies sejam plantadas com
espaçamento adequado para evitar alta densidade de árvores. O projeto também deve
criar riachos de maré para recriar a hidrologia natural do mangue.
Ecologistas de restauração de manguezais recomendam a restauração ativa de
espécies nativas de manguezais apenas quando o local foi alterado a tal ponto que a
restauração natural não pode ocorrer. Se os manguezais nunca cresceram em um local, é
provável que as condições hidrológicas ou do solo não fossem propícias ao
estabelecimento do mangue. LEWIS et al. (2000); LEWIS (2009); e DALE et al. (2014)
sugeriram cinco etapas essenciais para projetos de restauração de mangue bem-
sucedidos: (1) compreensão da ecologia das espécies de mangue presentes, (2)
179
compreensão do regime hidrológico no local, (3) avaliação das variações do ambiente
original (mudanças na hidrologia, elevação, solo), (4) desenvolvimento de um plano de
restauração baseado na restauração da hidrologia para que o recrutamento natural ocorra
e (5) plantio de propágulos ou mudas apenas se o recrutamento natural for impossível.
A porção interna das barras de lama de acreção que são protegidas da ação das
ondas e são relativamente estáveis por causa da migração de biofilme podem ser locais
ideais para a restauração de manguezais (GENSAC et al., 2015) Os custos de
restauração variam consideravelmente, dependendo das necessidades de mão-de-obra;
da necessidade de escavar o solo e construir canais; e da compra potencial de
propágulos ou mudas de mangue. Muitos projetos de restauração de manguezais optam
pelo plantio de propágulos ou mudas em vez de permitir o recrutamento natural. Isso
pode ser viável quando os custos de mão-de-obra são baixos (voluntários ou
estudantes), para fins educacionais ou para promover a “adesão” da comunidade e um
senso de responsabilidade pela floresta regenerada. Além de compreender o ambiente
biofísico, o sucesso da restauração geralmente requer um elemento essencial adicional -
o envolvimento da comunidade e alguma garantia de que os direitos tradicionais e a
posse da terra serão respeitados (DALE et al., 2014; WALTERS et al., 2008 ).
Uma coalizão de grupos (Fundo Global da Natureza, Projeto de Ação de
Manguezais - Ásia, Fundação Ursula Merz e o Ministério Alemão para Cooperação e
Desenvolvimento Econômico) está envolvida na restauração de manguezais de tanques
de peixes/camarões e arrozais abandonados na província de Trang, Tailândia. Este
projeto de restauração de base comunitária reproduz a hidrologia natural abrindo diques
e permitindo a ocorrência de recrutamento natural de manguezais. Os manguezais
restaurados são vistos como proteção contra tsunamis e tempestades.
As Filipinas têm ampla experiência com restauração de manguezais. A
Zoological Society of London patrocinou uma série de projetos para reabilitar
manguezais em tanques de peixes abandonados e produziu guias de campo para a
restauração de manguezais (PHILIPPINE TROPICAL FOREST CONSERVATION
FOUNDATION, 2012). Da mesma forma, a Agência dos Estados Unidos para o
Desenvolvimento Internacional promoveu a restauração de manguezais nas Filipinas e
desenvolveu diretrizes importantes para viveiros e plantio de manguezais, projetos
florestais comunitários e fortalecimento organizacional (MELANA et al., 2000).
180
O principal objetivo da restauração de manguezais no Vietnã é mitigar os
impactos da elevação do nível do mar e das tempestades
das monções tropicais . Manguezais (Rhizophora stylosa, Kandelia candel e Sonneratia
caseolaris) foram plantados em áreas entre o dique do mar de proteção e o litoral e
parecem ter sucesso na proteção dos diques das ondas de tempestade (MARCHAND,
2008 , POWELL et al., 2011). Pesquisas no norte do Vietnã indicam que a dissipação
da energia das ondas depende da estrutura vertical dos manguezais (pneumatóforos,
folhas, galhos), bem como da densidade da floresta, altura e período das ondas,
profundidade da água e estágio da maré (ALONGI, 2008) Configurações verticais
únicas de diferentes espécies de mangue causam diferentes reduções das ondas do mar
(WOLANSKI et al., 2001; MAZDA et al., 1997; MAZDA et al., 2006 ). Portanto, uma
reflexão cuidadosa deve ser dada às espécies de mangue mais adequadas para o
resultado de proteção desejado. No Delta do Mekong, no sul do Vietnã, as cercas de
bambu colocadas na frente de diques de terra ajudam a restaurar a orla erodida como
uma pré-condição para a regeneração natural dos manguezais. Por meio de sua função
de atenuação de ondas, esses manguezais ajudam a proteger os diques do mar de
tempestades e aumento do nível do mar (ALBERS & SCHMITT, 2015). Os
pesquisadores enfatizam a importância do envolvimento participativo das comunidades
locais nesses esforços de restauração.
Bangladesh começou um importante programa de florestamento de manguezais
em 1966 e, desde então, entre 765 e 1200 km 2 de manguezais foram plantados em
planícies lamacentas recentemente acrescidas - principalmente Sonneratia
apetala e Avicennia officinalis (IFTEKHAR & ISLAM, 2004; SAENGER & SIDDIQI,
1993). Os principais objetivos do programa de florestamento são a estabilização de
terras recém-acrescidas para minimizar os riscos de ciclones e tempestades, bem como a
produção de lenha para as comunidades locais e redução da pobreza.
Embora ERFTEMEIJER & LEWIS (1999) reconheçam o sucesso dos extensos projetos
de florestamento de Bangladesh na estabilização de lamaçais recém-formados, eles
também levantam preocupações sobre essa prática em outros locais no sudeste da Ásia
(Malásia, Filipinas, Tailândia, Vietnã), onde altas taxas de mortalidade foram
relatadas. Os lamaçais possuem, eles próprios, importância ecológica como locais de
alimentação das aves e fontes de marisco e outros produtos para as comunidades
181
locais. Esses autores recomendam o florestamento de manguezais em locais de acreção
de lamaçais apenas onde a proteção da costa contra ciclones é uma prioridade.
Depois que o furacão Andrew destruiu a floresta de pinheiros australianos
(Casuarina equisetifolia) no Cape Florida State Park (Key Biscayne, Miami, Florida)
em 1992, o estado da Flórida implementou um projeto de restauração da vegetação
nativa para todo o parque. A restauração iniciada em 1998 incluiu um local de
restauração de mangue de 25 ha. Este projeto envolveu a remoção do aterro
(“raspagem”), a criação de um sistema de canais e lagoas interconectados conectados à
Baía de Biscayne e o subsequente plantio de R. mangle cultivado em viveiros. Cerca de
20 anos após o plantio das mudas do mangue vermelho, as árvores têm de 5 a 6 m de
altura. Pássaros, peixes, invertebrados e um crocodilo ocasional voltaram ao local.
5.1.2. Restauração Ecológica de Manguezais no Brasil
Os manguezais vêm desaparecendo em nível global a uma taxa anual entre 1 e
2,1%, principalmente em função da carcinicultura, urbanização, poluição, entre outras
intervenções de origem antrópica realizadas nas bacias hidrográficas onde os
manguezais se localizam (DUKE et al., 2007; MENGHINI et al., 2011). Perdas
históricas variam entre 35% e 86% e as taxas continuam aumentando, principalmente
em países em desenvolvimento, onde se localizam mais de 90% dos manguezais do
mundo (DUKE et al., 2007).
O Brasil perdeu cerca de 100 mil hectares de manguezais desde 1980,
principalmente ao longo das costas sudeste e sul, sendo que aproximadamente 50%
dessas perdas são atribuídas à carcinicultura (FAO, 2007; MMA, 2010). Além de
consequências ecológicas, a degradação desse ecossistema também acarreta perdas
socioeconômicas, uma vez que nas áreas onde o manguezal foi suprimido total ou
parcialmente a oferta dos serviços ecossistêmicos à população se torna comprometida.
Essas estimativas foram feitas antes das alterações sofridas pelo Código Florestal
(antiga Lei no 4.771/65) no processo de aprovação da Lei no 12.651/12, de forma que
esse quadro pode estar subestimado, visto que as modificações introduzidas na
182
legislação diminuíram a proteção legal desse ecossistema, principalmente na sua feição
“apicum” (ROVAI et al., 2012a; PAGLIOSA et al., 2012).
No Brasil, projetos de restauração ecológica de manguezais se resumem a
poucas tentativas isoladas – aproximadamente 25 –, raramente excedendo meio hectare
e com taxas elevadas de mortalidade (ROVAI. 2012). Ações mais expressivas, baseadas
em experiências pretéritas, são virtualmente inexistentes.
Nas últimas quatro décadas, uma grande variedade de métodos para recuperação
de manguezais foi testada, desde o plantio aéreo de propágulos de espécies vegetais
típicas até a aplicação de técnicas de engenharia ecológica (LEWIS, 2005). Porém, a
causa principal pelo insucesso dos muitos casos reportados nesse período foi atribuída
ao fato de os projetos priorizarem o plantio isolado de espécies vegetais típicas de
mangue, desconsiderando por completo três aspectos: (1) os motivos que levaram à
degradação do manguezal, (2) os fatores que impediram a regeneração natural e (3)
princípios básicos de ecologia (BOSIRE et al., 2008; DALE et al., 2014).
Embora em ecologia não haja soluções universais, estudos clássicos e
contemporâneos convergem na identificação de oportunidades e desafios em projetos de
recuperação de manguezais. Dados variáveis obtidos em projetos de porte (extensão) e
de âmbito local ou regional evidenciaram que o principal fator impeditivo do sucesso
dessas iniciativas foi a negligência quanto aos conceitos básicos de ecologia, já que, na
maioria dos casos, desconsideraram que a restituição das condições hidrológicas
bastaria para que manguezais alterados se regenerassem naturalmente, alcançando
desenvolvimento estrutural e funcional similar aos bosques não impactados (ROVAI et
al., 2012b, 2013; DALE et al., 2014). A efetiva restauração de manguezais somente é
possível mediante a remoção dos tensores ambientais (LUGO et al., 1981; LEWIS et al.
2016).
Tensores são fatores ou situações que desviam energias subsidiárias – por
exemplo, canalizações de cursos d’água que reduzam ou eliminem aportes de água doce
e barramentos ou aterros que alterem o regime de inundação (frequência, duração e
profundidade) pelas preamares – que poderiam, de outro forma, serem utilizadas em
benefício do próprio sistema (LUGO e SNEDAKER, 1974).
183
O tipo de resposta do ecossistema a uma determinada perturbação depende do
ponto de atuação do tensor – por exemplo, mecanismos fisiológicos, estrutura da
vegetação –, de forma que, tanto a capacidade quanto a velocidade de recuperação do
sistema dependem do tipo de tensor (se agudo ou crônico), da persistência e do
sinergismo entre diferentes tensores (LUGO et al., 1981). Considerando que tensores
limitam a capacidade intrínseca de regeneração dos sistemas naturais, é importante que
projetos de recuperação priorizem técnicas de restauração ecológica ao invés do simples
plantio de espécies vegetais típicas de mangue (LEWIS, 2005).
A elaboração de guias metodológicos por meio da colaboração de diversos
pesquisadores, a exemplo do que ocorre com o Pacto pela Restauração da Mata
Atlântica (RODRIGUES et al. 2009), pode representar grande avanço ao
desenvolvimento da restauração ecológica dos manguezais no Brasil. No entanto, é
necessário evitar generalizações, pois, devido ao extenso gradiente latitudinal e aos mais
de 8.000 quilômetros de costa, os manguezais brasileiros apresentam peculiaridades que
devem ser devidamente consideradas em cada projeto de restauração. Assim, antes da
reintrodução de um ou outro componente ao ecossistema, esses guias deveriam focar na
restauração hidrológica e topográfica, levando em consideração fatores locais e
regionais (MENGHINI et al., 2018) .
Ao contrário do simples plantio, técnicas de restauração ecológica incluem
intervenções humanas que podem desencadear, facilitar ou acelerar o processo natural
de sucessão ecológica (SMA, 2014). A Figura 13 ilustra uma sequência temporal de
imagens aéreas de uma área pequena (<1.000m2), em Florianópolis, SC onde as ações
de restauração ecológica compreenderam a demolição de uma residência construída
ilegalmente sobre o manguezal e o renivelamento do terreno (remoção do entulho) até
sua cota original, proporcionando assim o reestabelecimento da frequência de inundação
pelas preamares. Com as condições hidrológicas e topográficas restituídas, o processo
de regeneração vegetal foi responsável pela revegetação espontânea da área,
dispensando o plantio ou qualquer outra demanda relacionada a manutenção periódica.
184
Figura 13. Projeto de restauração ecológica de manguezais de pequena escala (<1.000 m2)
realizado em Florianópolis (SC). A sequência temporal de imagens aéreas ilustra a área que foi
ocupada ilegalmente (C) e momentos posteriores à demolição da edificação e ao renivelamento
do terreno, onde pode ser observado o solo exposto (D), seguido pela gradativa recolonização
espontânea da vegetação típica de mangues (E), culminando na cobertura total do terreno (F).
Imagens extraídas do software Google Earth Pro versão 7.1.5.1577, utilizando a opção
“imagens históricas”. Fonte: Extraído de MENGHINI et al. (2018).
Para manguezais, existem manuais metodológicos específicos, testados e
aplicados internacionalmente onde, ao invés do simples plantio, é enfatizada a
restauração ecológica do sistema, incluindo o reestabelecimento dos fluxos de águas
continentais – rios e outros cursos d’água – e marinhas – canais de maré, gamboas – e
da topografia, quando alterada (LEWIS & BROWN, 2014).
Na prática, um projeto de restauração ecológica de manguezais deve observar,
no mínimo, seis passos sequenciais (LEWIS, 2005; 2009):
(1) entender a ecologia das espécies vegetais típicas que ocorrem no local objeto
de restauração, incluindo padrões reprodutivos, distribuição de propágulos e condições
ideais para o estabelecimento e desenvolvimento de plântulas;
(2) compreender o padrão hidrológico local – regime de marés, vazão do rio ou
curso d’água, precipitação, evapotranspiração – que controla a distribuição e o sucesso
do estabelecimento e crescimento das espécies vegetais típicas de mangue que ocorrem
na área;
185
(3) investigar as alterações ambientais que levaram à degradação do manguezal e
que continuam impedindo que a vegetação se regenere naturalmente através da sucessão
secundária;
(4) selecionar, com base nos passos 1 a 3, áreas passíveis de restauração
ecológica considerando, além dos recursos financeiros, materiais e humanos exigidos
pelo projeto, um programa de monitoramento de médio a longo prazo – mínimo de
cinco anos após a fase de implantação – que permita mensurar se os objetivos e metas
propostos estão sendo alcançados. Esse passo pode incluir a resolução de conflitos de
uso e ocupação do solo (direito de propriedade), objetivando assegurar, no longo prazo,
o acesso e a conservação futura da área;
(5) elaborar projetos de restauração específicos para as áreas selecionadas no
passo 4, priorizando inicialmente a restauração hidrológica da área e aproveitando o
recrutamento natural de propágulos;
(6) apenas utilizar o plantio de propágulos ou plântulas após empreender os
passos de 1 a 5 e ter certeza de que: a) essas etapas não foram suficientes para que a
área fosse colonizada naturalmente ou b) as plântulas apresentem desenvolvimento
inferior às metas estabelecidas no projeto de restauração. É importante destacar que,
embora possam existir áreas com déficit de propágulos onde o plantio é de fato
necessário, em muitos casos falhas na colonização natural são devidas a erros no
dimensionamento dos projetos, principalmente relativos ao hidroperíodo.
Consequentemente, nesses locais onde a topografia e o hidroperíodo não foram
restabelecidos adequadamente, o plantio isolado não será capaz de superar as condições
físicas do meio e fracassará.
Em complementação a esses passos metodológicos, recomenda-se também que a
fase posterior à implementação compreenda um programa de monitoramento que
considere escalas espacial e temporal, incluindo controles próximos e dentro do local
objeto de restauração a fim de avaliar a regeneração natural na área do projeto. Deve-se
ainda considerar o estabelecimento de parcelas permanentes e a perpetuação do
monitoramento por meio de projetos independentes – como, por exemplo, monografias,
dissertações e teses. Ademais, os resultados de tais iniciativas devem ser sempre
divulgados, sendo esses positivos ou não, pois esse é o único meio que temos para
aprender com experiências pretéritas e avançar nesse campo (MENGHINI et al., 2018).
186
5.1.3. Sustentabilidade Financeira de Unidades de Conservação Com
Manguezais
Realizar o planejamento financeiro das unidades de conservação tem sido um
dos grandes desafios para o aprimoramento da gestão do SNUC, uma vez que o esforço
de criação, consolidação e manutenção dessas áreas conduz a uma crescente demanda
por recursos financeiros. Diante dessa questão, um estudo preparado pelo Fundo
Brasileiro para a Biodiversidade (FUNBIO) buscou traduzir em números – ou seja,
monetizar – a situação das unidades de conservação com manguezais no Brasil,
colaborando na identificação de fontes de financiamento para garantir sua almejada
sustentabilidade financeira. Dividido em três etapas, o estudo se dedicou a: a) estimar a
demanda por investimento e custeio de longo prazo para a consolidação e manutenção
das unidades de conservação com manguezais; b) levantar as fontes de financiamento
atuais, o que permite, ao se comparar com a demanda projetada, dimensionar a atual e a
futura lacuna financeira; c) mapear, analisar e priorizar as fontes incrementais de
recursos que possibilitem vislumbrar os cenários de financiamento de longo prazo mais
promissores para as unidades de conservação (GELUDA E BAKKER, 2018).
O modelo de custo utilizado para avaliar a sustentabilidade financeira das
unidades de conservação é uma adaptação de outros estudos à realidade dos manguezais
(GELUDA et al., 2012; MMA, 2009; MUANIS et al., 2009). Esse modelo permite
estimar a demanda básica por recursos de um sistema de unidades de conservação,
contemplando os subprojetos básicos para a criação, consolidação (grau 1 e grau 2)30 e
manutenção pós-consolidação) das unidades de conservação e três subprojetos
referentes a níveis mais maduros de consolidação, denominados subprojetos produtivos,
como o turismo de base comunitária, pesquisa e cadeia produtiva de crustáceos e
mariscos.
Esse modelo gera diversos sub resultados e simulações de cenários que
permitem o desenvolvimento de estratégias para o planejamento, a captação e a
30 O grau 1 de consolidação compreende os instrumentos básicos necessários para a gestão da UC,
enquanto que o grau 2 possibilita mais elementos à UC para fazer frente a ameaças e pressões antrópicas
e para a realização de um conjunto adicional de atividades. Nos dois casos, a consolidação refere-se a
níveis básicos que permitam a proteção dos recursos das UC.
187
alocação de recursos, de modo coerente com as necessidades e metas estabelecidas.
Além disso, trata-se de um modelo flexível, o que permitiu a validação dos custos
adotados como parâmetros básicos junto a alguns gestores das unidades de conservação
e técnicos do ICMBio.
De acordo com dados fornecidos pelo ICMBio, das 2071 unidades de
conservação que compõem o SNUC – excetuando-se as reservas particulares do
patrimônio natural (RPPN) –, 120 possuem áreas de manguezais em seus territórios.
Dessas 120 unidades, 55 são federais, 46 estaduais e 19 municipais. O estudo realizado
apresentou cenários apenas para as unidades de conservação federais, considerando a
disponibilidade de dados desse grupo dentro do prazo do estudo. Os dados necessários
para embasar as simulações financeiras foram obtidos por meio de questionários
enviados aos gestores das 55 unidades de conservação federais com manguezais. Tais
questionários tiveram o objetivo de conhecer o status de consolidação atual de cada
subprojeto e o grau de consolidação desejado. Foram recebidas 28 respostas, de modo
que a análise de sustentabilidade financeira se restringiu a esse universo.
A partir das projeções de demanda e da oferta atual de recursos para as 28
unidades de conservação federais estudadas, foi possível calcular a chamada lacuna
financeira, que é basicamente a diferença entre a demanda e a oferta de recursos. A
lacuna consiste na necessidade real de financiamento adicional das unidades de
conservação, ou seja, aquele financiamento que não está coberto por nenhum tipo de
recurso entre as fontes disponíveis. O valor da lacuna financeira calculado para o
período de dez anos é de R$ 150 milhões, resultado que deve ser utilizado como uma
meta aproximada de captação para a manutenção e consolidação das unidades de
conservação em dois níveis de demanda, conforme apresentados abaixo (Figura 14).
188
Figura 14. Lacuna financeira, diferença entre a demanda e a oferta de recursos, em milhões de
reais, calculado a partir das projeções de demanda e da oferta atual de recursos para as 28
unidades de conservação de florestas de manguezais federais estudadas. Fonte: Extraído de
GELUDA & BAKKER (2018).
Os autores observaram uma tendência de elevação da demanda financeira nos
anos iniciais, que pode ser explicada pelos investimentos de consolidação. A partir de
2020, há uma inflexão na tendência, havendo uma queda da demanda financeira anual
até alcançar um valor estável em 2022. Tal característica decorre do fato de que as
unidades de conservação vão se consolidando nos anos iniciais, reduzindo a necessidade
de novos investimentos, ao mesmo tempo em que os custos correntes (manutenção) vão
crescendo até o momento em que, em 2022, há somente custos de manutenção (que
incluem a depreciação dos investimentos realizados), no valor de R$ 11 milhões anuais.
Dada a lacuna de financiamento das unidades de conservação federais com
manguezais, propôs-se uma estratégia para o financiamento de longo prazo dessas áreas
(Figura 15), baseada na diversificação das fontes de recursos e das estratégias
financeiras.
Cabe destacar que cada fonte de recursos possui suas próprias particularidades,
incluindo aspectos de natureza jurídica (públicas ou privadas), regras de acesso,
flexibilidade de uso, governança, volume, periodicidade, riscos, entre outras. Isso
189
confere a elas diferentes estratégias de viabilização e distintos níveis de esforços para
acessá-las. A estratégia financeira levou em consideração o mapeamento e a análise de
diversas fontes de financiamento, considerando esses diferentes aspectos. Entre as
fontes priorizadas, tem destaque o inventário público – mesmo assumindo-se a hipótese
de que os valores, entre 2015 a 2024, não sejam reajustados – a possível compensação
financeira (royalties) pagos aos ambientes marinhos em geral e, mais especificamente,
os manguezais; a visitação às unidades de conservação; um fundo extinguível31,
composto por cooperação internacional, doações e obrigações privadas; um fundo
rotativo32, alimentado por instrumentos econômicos de pagamento por serviços
ambientais e por redução de desmatamento e degradação florestal (REDD); a
compensação ambiental; projetos sinérgicos, como GEF Mar e Arpa, e o Fundo Clima.
Figura 15. Estratégia de financiamento para a consolidação dos subprojetos nas 28 UC com
manguezais (2016-2024). Fonte: Extraído de GELUDA &BAKKER (2018).
31 Os fundos extinguíveis utilizam a integralidade de seus valores patrimoniais diretamente no apoio a
projetos (GELUDA & BAKKER, 2018).
32 Os fundos rotativos possuem uma estratégia de financiamento de médio e longo prazos, sendo
recompostos sequencialmente pelo aporte de novos recursos (GELUDA E BAKKER, 2018).
190
Capítulo VI. Estudo de Caso: Manguezal da Baía de
Sepetiba
A configuração do litoral brasileiro, tanto em relação à sua posição geográfica
quanto em termos de orientação da linha de costa, resultou em grande parte da
reativação pós-paleozóica que deu origem às bacias sedimentares tafrogênicas e à
própria gênese do Oceano Atlântico. O que se vê hoje ao longo da costa do Brasil é
reflexo da interação entre vários processos e fatores, tais como os climáticos, os
geológicos, os oceanográficos e os geomorfológicos. Para melhor entendimento da
composição dos quadros litorâneos que se formaram ao longo de um tempo, utiliza-se a
setorização da costa brasileira, estabelecida por João Dias da Silveira e resumida pelo
geógrafo AZIZ A’SÁBER (2001), que a secciona em seis setores distintos: Litoral
Equatorial Amazônico, Litoral Setentrional do Nordeste, Litoral Oriental do Nordeste,
Litoral Leste, Litoral Sudeste e Litoral Sul. Na costa do Brasil, os manguezais
encontram ambientes propícios para se estabelecer, se desenvolver e se manter, com
exceção do litoral do Rio Grande do Sul, pois nessas latitudes as condições climáticas,
de amplitude de maré e aporte de sedimentos para o desenvolvimento das florestas de
manguezal não se mostram compatíveis. Ao longo de mais de sete mil quilômetros de
costa, os manguezais se encontram ora bem distribuídos, ora confinados a reentrâncias
preferenciais, marcadas pela presença de pequenos estuários (SCHAEFFER-NOVELLI
& JUNIOR, 2018).
6.1. Manguezais no Estado do Rio de Janeiro
Segundo o Atlas dos Manguezais de 2018, a “feição de grande destaque no
Litoral Sudeste é, indubitavelmente, a baía da Guanabara e seus arredores, que
proporcionam uma das mais belas paisagens costeiras do Brasil. A exemplo do
Recôncavo Baiano, o recôncavo da baía da Guanabara também passou por longo
processo de ocupação humana, responsável pela destruição de boa parte da Mata
Atlântica que cobria tanto as planícies justapostas aos sopés dos afloramentos
cristalinos quanto a própria vegetação das encostas pré-cambrianas. Aqui, contudo, a
191
existência da Serra do Mar e os terrenos das amplas planícies que estavam, à época,
cobertos por vegetação de restinga, mangues e brejos representaram obstáculos
temporários à penetração humana para as regiões planálticas” (SCHAEFFER-
NOVELLI & JUNIOR, 2018).
Observando as imagens de 2015 disponibilizadas pelo Google Earth, nota-se a
existência de algumas áreas contínuas de manguezais, a maior delas localizada à
nordeste do grande corpo d’água que forma a baía, drenada pelos rios Macacu/Guapi,
Guaraí, Cacerebu e Guaxindiba, que compõem a Área de Preservação Ambiental de
Guapimirim. Segundo Pires (2010), a área de manguezais dessa APA, em 2002, era de
70,36 quilômetros quadrados, entre mangues conservados e alterados (SCHAEFFER-
NOVELLI & JUNIOR, 2018).
Na faixa costeira do município de Duque de Caxias, outras duas áreas chamam a
atenção pela extensão que representam no conjunto do complexo da baía com a
conurbação. A primeira e maior delas é a área próxima à Transpetro, drenada pelos rios
que descem a Serra do Mar, atravessam a Baixada Fluminense e desaguam na baía. A
segunda e menor área é composta por bosques de mangue remanescentes, próximos à
Jardim Gramacho, cuja franja de mangues tem largura variável da linha d’água até o
limite com a área urbanizada, variando entre 700 e 1.300 metros. Os manguezais desse
recorte morfológico encontram-se bastante comprometidos, sobretudo em função da
reconhecida poluição da baía da Guanabara por lixo e esgoto. Entretanto, o fator mais
impactante é a supressão da vegetação para ocupação urbana (SCHAEFFER-NOVELLI
& JUNIOR, 2018).
Um conjunto de ilhas, baías e enseadas marca o litoral sul do Rio de Janeiro. Em
alguns desses recortes, a ocorrência dos manguezais é bem circunscrita. A maior
ocorrência é na baía de Sepetiba, onde se distribui ora compondo bosques do tipo
franja, ora compondo mangues insulares, como os da barra de Guaratiba, que separa a
restinga de Marambaia do continente, algumas vezes em pequenos bolsões de deposição
de sedimentos finos. Várias outras baías menores, que tornam esse trecho da costa
muito recortado, nem sempre abrigam manguezais (SCHAEFFER-NOVELLI &
JUNIOR, 2018).
192
6.2. Caracterização da Área de Estudo e Histórico de Ocupação
A região de estudo está localizada na porção leste da Baixada de Guaratiba-
Sepetiba, sendo limitada a norte e a leste pelo maciço da Pedra Branca e, ao sul e oeste,
pela baía de Sepetiba (Figura 16). Segundo Soares (1997), os rios que deságuam nessa
região, entre o continente e a Restinga da Marambaia, juntamente com outros canais e
ilhas, dão origem ao principal sistema de manguezais da baía de Sepetiba e um dos
principais do Estado do Rio de Janeiro. Isto acontece porque o funcionamento destes
rios, como o Piracão e o Portinho, muito se aproxima ao de canais de maré, com fluxo e
água doce bastante reduzido e circulação regida basicamente pelas marés (regime de
micromarés) que, associada à baixa declividade do terreno, propicia a colonização de
manguezais em áreas bem afastadas do mar. A elevação topográfica da área de planície
está entre 0 e 3 metros acima do nível do mar (FERREIRA e OLIVEIRA, 1995).
Os manguezais estudados se encontram na baía de Sepetiba, dentro dos limites
da região Metropolitana do Rio de Janeiro – RMRJ, sendo parte na Restinga da
Marambaia; uma área sobre jurisdição militar; parte na APA das Brisas e parte na
Microbacia do Piraquê (Reserva Biológica e Arqueológica de Guaratiba – Rebio
Guaratiba). Nessa microbacia estão inseridos os rios Portinho, Piracão, Piraquê, Cabuçu
e Gatão (Figura 16). Neste estudo esse conjunto de remanescentes florestais serão
chamados de manguezal de Guaratiba-Sepetiba
193
Figura 16. Mapa de localização da floresta de manguezal estudada (em laranja); delimitação da
área da Rebio Guaratiba (em verde); áreas urbanas (em rosa); e outro usos (em amarelo). Nota-
se a pressão antrópica sofrida na região. Para a construção dos mapas foram utilizados dados
cartográficos em várias escalas, formatos e projeções disponíveis em meio digital, sendo do
IBGE na escala de 1:25.000; do município do Rio de Janeiro (armazém de dados) na escala de
1:10.000; Classificação Climática (Alvarez et al. 2014) escala Brasil 1:5.000.000 e INEA na
escala 1:25.000. Para a confecção dos mapas utilizou-se o software Arcgis®.
6.2.1. Histórico de Ocupação e Usos do Solo
O município do Rio de Janeiro possui 161 bairros que foram agrupados em cinco
Áreas de Planejamento. A área de estudo está contida na Área de Planejamento 5 (AP5),
que é a maior das Áreas de Planejamento, em termos de territoriais, com cerca de 592
km2, que corresponde a 48% da extensão territorial do município (REIS FILHO, 2018).
A região da baía de Sepetiba, segundo SAMPAIO (2002), tem importância
estratégica desde a época pré-colonial. Isso porque oferece acesso ao mar, à baixada
Fluminense e ainda mantém ligação com os “sertões”, através da Serra do Mar. Ainda
segundo o autor, as primeiras obras de drenagem foram realizadas no século XVI, pelos
jesuítas, os quais descobriram o potencial da região para atividades agrícolas.
194
Nos séculos seguintes, a região litorânea serviu, basicamente, para as transações
comerciais da colônia, com grande movimentação de navios negreiros e comércio de
açúcar. Entretanto, após a criação da estação ferroviária de Belém (atual Japeri) o
desenvolvimento econômico seguiu a linha férrea, o que fez com que a região sul-
sudoeste do estado sofresse um abandono, resultando em decadência na atividade
portuária da região.
Outro grande impulso da região ocorreu após a inauguração da Avenida Brasil,
que fez com que as áreas aterradas de Itaguaí e Ilha da Madeira fossem alvo de
instalação de diversas indústrias. A função da região como pólo industrial foi reforçada
com a construção da rodovia Rio-Santos na década de 70, e do Porto de Sepetiba, na
década seguinte.
Nos últimos anos a região da baía de Sepetiba vem sofrendo grandes
transformações em virtude da construção do COMPERJ (Complexo Petroquímico do
Rio de Janeiro) e do Arco Metropolitano, que liga o COMPERJ, na cidade de Itaboraí,
ao Porto de Itaguaí (ou porto de Sepetiba). O arco atravessa oito municípios da região
metropolitana, passando pelos municípios de Itaboraí, Guapimirim, Magé, Duque de
Caxias, Nova Iguaçu, Japeri, Seropédica e Itaguaí. Principalmente, em virtude desse
grande complexo foi iniciada a ampliação do Porto de Itaguaí o que deve aumentar as
atividades portuárias da região (PLANO MESTRE - PORTO DE ITAGUAI, 2014),
além do aumento das atividades e investimentos feitos por empresas na região, como a
Michelin, Gerdau e a Companhia Siderúrgica Nacional entre outras.
Ainda no contexto industrial, em 2010 foi inaugurada a ThyssenKrupp
Companhia Siderúrgica do Atlântico – TKCSA, com porto próprio na Baía de Sepetiba
e uma linha férrea, que também aumentaram as atividades da região (INSTITUTO AÇO
BRASIL, 2015).
Entretanto, as mudanças na região, não são somente em virtude do crescimento
industrial no entorno da baía de Sepetiba, mas também gerados pela a expansão urbana
da zona oeste e a gradual transformação dos Bairros da Barra da Tijuca e do Recreio dos
Bandeirantes em bairros de classe média-alta emergente, toda a região do entorno sofreu
modificações. Esses bairros (Barra da Tijuca e Recreio) não só se transformaram em
bairros de classe média-alta emergente como se transformaram em importantes pólos de
serviços do estado, com seus vários shoppings, restaurantes, hotéis, etc. Em
195
consequência disso, os bairros do entorno, como Guaratiba e Barra de Guaratiba,
aumentaram em número de habitantes, em resposta à demanda de mão-de-obra
requerida pelos serviços da Barra e do Recreio.
O rápido crescimento da área ocorreu de forma desorganizada e sem oferecer a
infraestrutura apropriada. O último censo demográfico (IBGE, 2010) aponta um
crescimento populacional na região administrativa de Guaratiba de mais de 20% (a
maior classe de crescimento), entretanto a região possui um dos menores Índices de
Desenvolvimento Humano para o Estado e, está na menor classe para o número de
domicílios ligados a rede geral de esgoto.
A região também conserva as características de produção, como no sub-bairro da
Ilha de Guaratiba ainda, inclusive tem o reconhecimento da administração municipal,
através do decreto nº 29.683, de 11 de agosto de 2008, como Polo de Plantas
Ornamentais de Guaratiba, inicialmente intitulado de Polo de Plantas Ornamentais da
Grota Funda. A produção local não se concentra apenas em plantas ornamentais, mas
também na produção de alimentos, produção de leite e processamento de derivados e
minimamente processados, como queijos, iogurtes, sorvetes, farinhas, óleos e outros
produtos. Como em muitas áreas rurais tradicionais o consumo de água advém de
captações de nascentes e/ou poços, e é este também o caso da região de Guaratiba
(REIS FILHO, 2018), como apontado pelo censo de 2010, no qual 2.060 domicílios
apontaram como fonte de abastecimento de água as nascentes e/ou poços (IBGE, 2010).
Segundo FERNANDES (2015), a Ilha de Guaratiba é um lugar que pode ser
utilizado como exemplo para traduzir o processo de expansão da cidade:
“Na década de 1970, o lugar era caracterizado como um dos
últimos remanescentes rurais do município do Rio de Janeiro – produtor de
Ilha de Guaratiba Jardim Maravilha Santa Clara Corrêa Jardim Cinco
Marias Monteiro Linha que define características de ocupações 156 frutas,
verduras e legumes – constituindo a franja periurbana, por excelência, era
reduto de famílias tradicionais de agricultores e feirantes, bem como
trabalhadores comuns. A partir deste período, entretanto, o local
notadamente bucólico, da mesma forma, passou a ser frequentado
esporadicamente por proprietários de residências secundárias. Ao
ultrapassar tal quadro, o lugar sofre um constante processo de valorização
196
fundiária/imobiliária, na medida em que abriga um aumento considerável
em sua população residente (FERNANDES, 2014b). A decadência da
produção agrícola transformou Ilha de Guaratiba em uma área de notória
cobiça imobiliária evidenciada pelos condomínios residenciais surgidos
depois de 1990. Vale salientar que os novos residentes, em sua maioria,
migraram de bairros da Zona Sul e outras localidades como Recreio, Tijuca
e Jacarepaguá em busca de um contato mais próximo com a natureza
(FERNANDES, 2010; DIAS, 2011; LESSA, 2001). A paisagem
geomorfológica da bacia do Rio do Portinho, pertencente a um conjunto
geomorfológico do Maciço da Pedra Branca (NE), com terrenos
montanhosos e picos elevados; além de áreas de planícies fluviomarinhas
(WS), este terreno dispersor de águas faz parte do contexto do Sistema
Aquífero de Guaratiba. A combinação desses fatores configura uma
paisagem de baixas, médias e altas declividades de terrenos propensos a
fenômenos tantos de enchentes devido a dinâmica das marés e do Sistema
Aquífero quanto de movimento de massa nas áreas das encostas, o baixo
curso do rio Portinho compreende formações de manguezal pertencente à
Reserva Biológica de Guaratiba (LIMA et al., 2016) apud SEMADS,
2001).”
O Decreto nº 37.483, de 31 de julho de 2013, que criou a Área de Especial
Interesse Ambiental (AEIA) da Região de Guaratiba tem em seu texto citação como
elementos de considerações:
• que a Lei Orgânica do Município do Rio de Janeiro, no Capítulo "Do Meio
Ambiente", Art. 463, enumera, entre outros, que "são instrumentos, meios e
obrigações de responsabilidade do Poder Público para preservar e controlar
o meio ambiente:... IX - manutenção e defesa das áreas de preservação
permanente, assim entendendo aquelas que, pelas suas condições
físiográficas, geológicas, hidrológicas, biológicas ou climatológicas, formem
um ecossistema de importância no meio ambiente natural, destacando-se: os
manguezais, as áreas estuarinas e as restingas; as nascentes e as faixas
marginais de proteção de águas superficiais; a cobertura vegetal que
contribua para a estabilidade das encostas sujeitas à erosão e deslizamento
197
ou para fixação de dunas; as áreas que abriguem exemplares raros,
ameaçados de extinção ou insuficientemente conhecidos da flora e da fauna,
bem como aquelas que sirvam como local de pouso, abrigo ou reprodução de
espécies; (...) os bens naturais a seguir: O Maciço da Pedra Branca, os
Parques, reservas ecológicas e biológicas, estações ecológicas e bosques
públicos";
• as localizações, em Guaratiba: da Reserva Biológica de Guaratiba, do Parque
Estadual da Pedra Branca, da Área de Proteção Ambiental da Pedra Branca,
do Parque Natural Municipal da Serra da Capoeira Grande; da Área de
Proteção Ambiental da Serra da Capoeira Grande e do Morro do Silvério; da
Área de Proteção Ambiental das Brisas e da Zona de Amortecimento dessas
unidades; o disposto no Art. 117, da Lei Complementar nº 111 de 01 de
fevereiro de 2011 que instituiu o Plano Diretor de Desenvolvimento 157
Urbano Sustentável do Município do Rio de Janeiro; que classifica como
Sitio de Relevante Interesse Paisagístico e Ambiental a Restinga da
Marambaia; a Reserva Biológica e Arqueológica de Guaratiba, o Maciço da
Pedra Branca; as encostas das serras de Capoeira Grande e Inhoaíba; o Sítio
Burle Marx;
• os riscos que o processo de adensamento dessa região a partir da implantação
da Transoeste e da abertura do túnel da Grota Funda apresentam à
manutenção da qualidade ambiental, à paisagem urbana e à qualidade de vida
da região de Guaratiba; e
• a fragilidade ambiental da área e a necessidade de evitar a degradação de suas
condições ambientais, bem como garantir o desenvolvimento sustentável da
região.
As considerações acima retratam a enorme importância ambiental da região de
estudo.
198
6.2.2. Clima e Precipitação
Segundo FERNANDES (2005) apud FERREIRA e OLIVEIRA (1985) a região
do estudo de caso é enquadrada no grupo “A” seguindo a classificação climática de
Köeppen, ou seja: de clima tropical (Figura 17). Diferenciando-se em dois tipos
básicos: um característico de baixada, tropical quente e úmido com estação seca no
inverno (Aw), e outro das encostas adjacentes, também tropical quente e úmido, porém
sem estação seca (Af) O tipo Aw, clima tropical quente e úmido, caracterizado por
verão úmido e inverso seco domina a área plana da baixada, se bem que por influência
da proximidade do mar possam ocorrer chuvas na “estação seca” (junho, julho e
agosto). O tipo Af, clima tropical quente e úmido sem estação seca – é o da zona de
maior pluviosidade, com precipitações superiores a 1500 mm/ano em consequência dos
ventos de quadrante sul e brisas marinhas que descarregam sua umidade contra o
anteparo das serras. Tal tipo climático desenvolve-se nas encostas das serras que
circundam a baixada.
199
Figura 17. Mapa climatológico, seguindo a classificação climática de Köeppen, da região de
estudo. Para a construção dos mapas foram utilizados dados cartográficos em várias escalas,
formatos e projeções disponíveis em meio digital, sendo do IBGE na escala de 1:25.000; do
município do Rio de Janeiro (armazém de dados) na escala de 1:10.000; Classificação Climática
(Alvarez et al. 2014) escala Brasil 1:5.000.000 e INEA na escala 1:25.000. Para a confecção dos
mapas utilizou-se o software Arcgis®. A discrepância das áreas vistas no mapa climatológico,
onde se vê o limite do município diferente da informação base (em cinza), se dá por conta da
escala de levantamento/construção da informação.
As precipitações pluviométricas observadas no período de 1997 a 2015 segundo
os dados do Alerta Rio (Geo-Rio), a partir da Estação Meteorológica da Marambaia
(INMET/Geo-Rio) - Campo de Provas Marambaia, são demonstrados na Figura 18.
Os meses de maiores precipitações pluviométricas são, historicamente,
dezembro, novembro e outubro, nesta ordem. Por outro lado, os dados históricos
apontam que os meses de janeiro, fevereiro e março são os meses com menores
precipitações pluviométricas na região.
200
Figura 18. Série histórica das precipitações pluviométricas da Estação Meteorológica da
Marambaia (INMET/Alerta-Rio) em mm, por mês, durante o período de 1997-2015. Fonte: Reis
Filho, 2018 baseado em dados do Alerta Rio - Geo-Rio.
Figura 19. Mapa pluviométrico da região do estudo. Para a construção dos mapas foram
utilizados dados cartográficos em várias escalas, formatos e projeções disponíveis em meio
digital, sendo do IBGE na escala de 1:25.000; do município do Rio de Janeiro (armazém de
dados) na escala de 1:10.000; Classificação Climática (Alvarez et al. 2014) escala Brasil
1:5.000.000 e INEA na escala 1:25.000. Para a confecção dos mapas utilizou-se o software
Arcgis®. A discrepância das áreas vistas no mapa de pluviosidade, onde se vê o limite do
município diferente da informação base (em cinza), se dá por conta da escala de
levantamento/construção da informação.
201
Quanto as temperaturas, registrou-se, entre os anos de 1984 e 2004, média anual
de temperatura de 23,5 ºC, com amplitude térmica de 5,7 ºC (ESTRADA et al., 2008).
FERNANDES (2005) apud MATTOS (2005) apontam que na região são típicas
das áreas litorâneas tropicais e acrescentam que:
“As médias mensais situam-se sempre acima de 20º C e a média
anual alcança 23,7º C. Em fevereiro ocorre a maior temperatura média
mensal (26,8º C) e em agosto a menor (20,9º C). Em números absolutos a
máxima temperatura observada na região foi de 42,4º C em 9 de setembro
de 1997. Esta ocorrência em plena primavera não é comum, pois as
temperaturas acima de 40º C acontecem normalmente durante o verão. A
temperatura mínima absoluta medida no local foi 6,7º C em 14 de junho de
1988, repetindo-se em 14 de outubro do mesmo ano, embora não aconteça
com frequência. (FERNANDES,2005 apud MATTOS, 2005).”
6.2.3. Solo
Segundo LIMA et al. (2016) na região ocorrem diversos depósitos sedimentares
quaternários associados à dinâmica fluvial, de encosta e marinha. Destacam-se as
coberturas sedimentares costeiras relacionadas ao baixo curso dos rios que descem da
vertente da Serra do Mar em direção à Baía de Sepetiba. A porção sul e sudeste do
bairro de Guaratiba é um ambiente frágil, visto que grande parte de sua área, incluindo
as áreas edificadas do entorno dos manguezais e das planícies dos rios, são susceptíveis
às inundações (REIS FILHO, 2018).
Ainda segundo LIMA et al. (2016):
“Na área da Ilha de Guaratiba é possível analisar as vertentes dos
terrenos, sendo predominantes áreas de terreno plano condizente com
formações quaternárias de depósitos sedimentares. Logo são aproximados
os percentuais referentes a encostas entre 10 e 20° e 20 e 30º,
representando relevo suave ondulado e ondulado. Com área aproximada de
7% da área de estudo, são encontradas encostas com 30 a 45°, destacando
vertentes de alta declividade.
202
Com menos de 1% de área, são encontradas declividades superiores
a 45° na vertente a leste da área de estudo. As formas de acumulo de fluxos,
correspondem a 51% da área de estudo, apresentando significativa porção
de ocupação urbana nesse contexto como pode ser observado no mapa de
declividade.
As feições de terreno de declividade representadas pelos terrenos do
maciço da Pedra Branca, vertentes que apresentam 21% de áreas com
relevos forte ondulados e 7% de relevo montanhoso, onde também é
possível observar ocupação urbana nas proximidades dessas áreas.
O cenário paisagístico sob a ótica da análise de declividade é
marcado em parte significativa por padrões morfológicos que imprimem
padrões de denudação pelas encostas e áreas de acumulação representados
pelas planícies fluviais e fluviomarinhas.
O mapeamento da morfologia das encostas destaca vertentes
côncavas, áreas de depósitos sedimentares e convergentes com o sistema de
drenagem, e os vertentes convexas, formas de relevo montanhoso e
escarpado.
Os níveis e declividade, padrões e formas do relevo, em Guaratiba
apresentam áreas muito diversificadas entre si. Tais áreas apresentam
processos atuais relacionados a ocupação urbana num ritmo acelerado,
formas produzidas nas vertentes e nos terrenos planos, favorecendo
processos de erosão do solo, depósito coluviais, movimento de massa e
depósitos de areia e assoreamento em determinados locais, situações
indicadoras a exposições de processos de riscos geomorfológicos para a
população local.
Nas regiões de declividades mais elevadas há uma predominância
de solos minerais bem intemperizados, bastante evoluídos com textura
media argilosa ou por vezes tendendo a pedregosa, derivados dos gnaisses
e granitos que formam o substrato dessa região. Os Argissolos pertencem a
uma classe de solos cujas características de suscetibilidade à erosão são
consideráveis, podendo promover retenção de água bem como
203
descontinuidade hidráulica agravando a ocorrências de ravinas e
voçorocas. Nas regiões de baixas declividades predominam a presença de
Gleissolos, condicionados aos ambientes de baixadas costeiras,
apresentando características de solos com excesso de água e ocorrência em
relevo plano a ondulado, submetidos ao regime das 159 marés. Esses solos
estão condicionados aos ambientes de encharcamentos durante boa parte
do ano, e devido a estas características são chamados vulgarmente de
“solos moles”. Também é possível observar solos arenosos nas porções de
restinga e solos indiscriminados de mangues.
A expansão urbana se dá fortemente sobre solos desenvolvidos em
planícies com encharcamento estacional, os Planossolos, cuja
característica hidromórfica é responsável pela formação de lençol d’água
sobreposto, áreas contidas na delimitação do aquífero de Guaratiba e
ambientes de mangue. Situação essa que caracteriza uma sensibilidade no
sistema ecológico além dos grupos sociais estarem expostos a pertinência
de riscos relativos à inundação, pela característica do material
pedogenético, além de questões geotécnicas referentes as habitações do
local.”
As considerações acima, juntamente com as demais características climáticas e
pluviométricas, retratam a enorme fragilidade da região de estudo, quanto a
suscetibilidade às inundações.
6.2.4. Risco Climático
Desde o início da colonização europeia, o estabelecimento de populações e o
aproveitamento socioeconômico das áreas litorâneas apresentam um ritmo cada vez
mais intenso. Essa ocupação do território, que contempla cerca de um quarto da
população nacional, tem se estabelecido a partir da apropriação de espaços comuns da
Zona Costeira, através de atividades e usos que lhe são próprios, tendo como principais
204
vetores indutores as atividades portuárias, industriais, petrolíferas e de exploração
turística.
Intrinsecamente ligadas à ocupação humana por sua relação de causa e efeito, as
características geomorfológicas da costa, associadas à dinâmica climática e
oceanográfica, conferem relevância ímpar às questões relacionadas a inundações.
Assim, a consequente perda de espaço físico para desenvolvimento das atividades
econômicas e sociais que lhe são inerentes se destaca a partir de uma análise priorística
dos riscos de desastres naturais a que estariam submetidos esses espaços de transição
dos domínios continental e marinho.
No estudo de Macrodiagnóstico da Zona Costeira e Marinha do Brasil, do
Ministério do Meio Ambiente (MMA, 2018), as informações disponibilizadas sobre as
atuais características erosivas e progradacionais do litoral brasileiro, somadas àquelas
disponibilizadas nas cartas de potencial de risco a inundação, compõem um quadro
sobre as tendências de evolução morfológica desse compartimento do território
brasileiro. Esse conjunto de informações pode, assim, fornecer aos tomadores de
decisão subsídios importantes ao planejamento, nos aspectos relacionados à
conservação ambiental, à regulamentação de uso do solo ou mesmo à fiscalização dos
patrimônios públicos e culturais do litoral, com medidas mais precisas que levem à
redução dos riscos de catástrofes, das perdas humanas e patrimoniais.
A metodologia de confecção de cartas sobre o potencial de risco à inundação é
produto
da combinação de aspectos altimétricos com dados populacionais, acrescidos da
avaliação dos graus de vulnerabilidade às inundações por eventos meteorológicos
extremos, chuvas intensas e perspectivas de elevação do nível do mar. Dessa maneira,
os níveis do potencial de risco aqui apresentados estão baseados em dados altimétricos
oriundos da SRTM-NASA, disponíveis no Serviço Geológico dos Estados Unidos.
As informações de altimetria foram modeladas em sistemas de informação
geográfica nos laboratórios do Departamento de Geografia da Universidade Federal do
Rio de Janeiro (UFRJ), constituindo-se em um modelo digital de terreno da Zona
Costeira, ao qual foram incorporados os dados referentes à população residente por
subdistrito, disponibilizados pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE),
205
de acordo com o Censo 2000. No refinamento dos cinco níveis de potencial de risco à
inundação adotados (muito alto, alto, moderado, baixo e muito baixo), foram
consideradas informações relativas à dinâmica costeira, através da utilização de técnicas
estatísticas como média ponderada. Setores costeiros sob processos erosivos agregaram
valor, mostrando as regiões mais propensas à inundação, uma vez que os processos
erosivos tendem a destruir barreiras naturais como restingas, dunas frontais, falésias,
mangues etc. Já os setores costeiros que apresentam uma situação de acréscimo de
sedimentos e, consequentemente, progradação da linha de costa subtrairiam valor
quando da determinação de faixas de risco. No que trata mais especificamente das áreas
atualmente submetidas a processos erosivos em nosso litoral, foram utilizados os dados
da publicação “Erosão e Progradação do Litoral Brasileiro” (MUEHE, 2006; MMA,
2006).
Na ponderação dos fatores, a combinação de altitudes inferiores a 10m com a
presença de erosão marinha foi considerada o indicador mais crítico para a
vulnerabilidade ambiental costeira às inundações.
A região ocidental do litoral fluminense e o litoral central e norte paulista estão
representados na Carta 13 (Baía da Ilha Grande). A localização do complexo costeiro
(Serra do Mar) próximo à atual linha de costa, ao sul da Baía da Guanabara, com seus
promontórios que individualizam pequenos segmentos praiais, associados às enseadas
conspícuas e a pequenas planícies sedimentares formadas nas reentrâncias da Serra,
configuram, geomorfologicamente, uma região de desníveis topográficos acentuados e
com ocupação humana permanente de baixa densidade. Como fato comum ao longo de
quase todo o litoral brasileiro, apenas em períodos de veraneio as regiões praiais
distantes das grandes cidades recebem um grande afluxo de população temporária.
Dessa forma, grande parte dessa costa não apresenta grau de risco elevado, ao contrário
do que se observa no extremo sul da carta , na Baixada Santista.
A Marambaia recebeu tratamento diferenciado das demais regiões do litoral,
pois, embora sua densidade populacional seja irrelevante, lhe foi atribuída alto grau de
risco, uma vez que situações climáticas e oceanográficas excepcionais conjugadas
podem submeter essas áreas de baixas altitudes a graus de risco à inundação elevados.
Por outro lado, as condições oceanográficas, em especial os sistemas de ondas
incidentes de alta energia, provenientes dos quadrantes a sul da área, vinculados ao
206
deslocamento dos sistemas frontais que atingem diretamente a face marinha do cordão
arenoso da Restinga da Marambaia, expõem a estabilidade da feição em seu segmento
central, normalmente transpassado pelas ondas dos ciclos de tempestade, associando à
tendência erosiva do flanco lagunar localizado à retaguarda e justificando sua
classificação de risco elevado, mesmo que em área de adensamento populacional
insignificante (Figura 20).
Figura 20. Potencial de risco de inundação da Carta 13, do Macrodiagnóstico da Zona Costeira
e Marinha do Brasil Fonte: Adaptado de MMA (2018).
O mapa apresentado nos mostra que, como a grande maioria do território
costeiro brasileiro, na área de estudo predominam relevos pouco elevados, conjugados
altas taxas de ocupação humana, e amplitude de maré de 1,5m, o que lhe confere, graus
de potencial de risco à inundação alta a muito alta, um quadro que poderá se agravar
ainda mais se persistirem os padrões desordenados de ocupação do território.
6.2.5. Manguezal de Guaratiba-Sepetiba
A existência de períodos em que a evapotranspiração excede à precipitação faz
com que determine o acúmulo de sais e o aumento da salinidade da água intersticial em
207
direção às partes mais elevadas da zona de estirâncio (entremarés) (PELLEGRINI,
2000). Como resultado, observa-se a formação de um continuum de feições pertencentes
ao ecossistema manguezal, conforme descrito por HUTCHINGS & SAENGER (1987):
a) planícies lamosas nas áreas abaixo do nível médio do mar;
b) floresta de mangue nas áreas entre o nível médio do mar e o nível atingido pelas
marés mais altas de quadratura e;
c) planícies hipersalinas (Pellegrini, 1996, 2000; Soares, 1997) — apicuns,
segundo a denominação indígena (Dias Brito et al., 1982) — nas áreas entre o
nível das marés mais altas de quadratura e o nível médio das marés altas de
sizígia.
Os apicuns estão relacionados à ocorrência de marés meteorológicas (Pellegrini,
2000), à antigas obras de drenagens (Araújo, 1985) e a estações secas bem definidas ao
longo do ano (Pellegrini, 2000.).
Estrada et al. (2013) registraram salinidades em torno de 25 nas proximidades do
corpo hídrico, em torno de 39 na transição das florestas com as planícies hipersalinas e
superiores a 100 nas planícies hipersalinas. Na porção florestal desse continuum, o
aumento do rigor ambiental tem como um dos efeitos a redução do desenvolvimento
estrutural da vegetação, formando zonas paralelas ao corpo hídrico (ESTRADA et al.,
2013). Utilizando o conceito de tipos fisiográficos propostos por LUGO &
SNEDAKER (1974) e modificados por SCHAEFFER-NOVELLI et al. (2000), estas
zonas foram caracterizadas como Franja, Bacia e Transição com a planície hipersalina
(ESTRADA et al., 2013; ALMEIDA, 2014).
Cabe ressaltar que o baixo desenvolvimento estrutural na zona de transição com
a planície hipersalina é acompanhado por uma alteração na arquitetura da floresta, que
passa a apresentar indivíduos adultos com muitas ramificações em troncos largos desde
a base, adquirindo aspecto de arbustos (PELLEGRINI, 2000; ESTRADA et al., 2013).
Tal arquitetura é encontrada em florestas de mangue onde há ocorrência de fatores
ambientais extremos, como hipersalinidade, déficit hídrico, déficit de nutrientes e baixas
temperaturas do ar (SAENGER, 2002).
208
O limite com a planície hipersalina é marcado pelo início de uma zona onde as
características físico-químicas se tornam impróprias ao estabelecimento e crescimento
de espécies de mangue (ESTRADA et al., 2013; PELLEGRINI, 2000). Portanto,
processos de colonização desta planície por espécies de mangue, ou de mortalidade de
indivíduos na zona limítrofe representam, respectivamente, expansões ou retrações da
floresta resultantes da composição entre fatores locais — induzidos pelo aumento ou
diminuição da frequência de inundação pelas marés — e a variabilidade do balanço
hídrico da região (FERNANDEZ, 2014).
Em 1998, em área próxima ao rio Piracão, foi observado o início da colonização
da planície hipersalina por Avicennia schaueriana e Laguncularia racemosa. Após seis
anos de monitoramento (FERNANDEZ, 2014), a consolidação do processo foi atestada
por meio do aumento na densidade de indivíduos, do crescimento contínuo (altura e
diâmetro) e da expansão do processo sobre áreas de planície hipersalina cada vez mais
distantes da floresta (SOARES et al., 2005a).
Descartando uma possível influência da dinâmica de meandros sobre a
frequência de inundação pelas marés, que teria efeitos diferenciados entre margens
deposicionais e erosivas do sistema estuarino, a elevação do nível médio relativo do mar
foi identificada como fator indutor do processo de colonização observado nas planícies
hipersalinas de todo sistema (ALMEIDA, 2007). A taxa de elevação do nível médio
relativo do mar na costa sudeste do Brasil foi estimada em 11,0 cm/100 anos por
HARARI & CAMARGO (1995), em 30,0 cm/100 anos por MESQUITA (1997), em 50
cm/100 anos por MESQUITA (2000) e, em 40 cm /100 anos por HARARI et al. (2004).
SOARES et al. (2005a) demonstraram ainda que o processo de colonização das
planícies hipersalinas em Guaratiba não está dissociado de uma resposta de toda floresta
à elevação do nível médio relativo do mar. Segundo os autores, a redução do
desenvolvimento estrutural e a mudança na composição de espécies, observadas ao
longo do gradiente de frequência de inundação pelas marés, não caracterizam apenas
uma zonação típica de manguezais, com zonas paralelas ao corpo hídrico, mas fazem
parte de um processo sucessional no qual toda floresta vem migrando em direção ao
continente. Em uma análise da variação temporal da estrutura dos manguezais de
Guaratiba, realizada posteriormente por SILVA-FILHO (2010) e ESTRADA (2013), foi
confirmado que as florestas de transição com a planície hipersalina encontram-se em
209
estágio sucessional menos avançado do que as florestas de bacia e franja, sendo,
portanto, mais jovens (FERNANDEZ, 2014).
As florestas de mangue da região, segundo a classificação de tipos fisiográficos
proposta por LUGO & SNEADAKER (1974) são definidas como de franja e bacia. Os
tipos fisiográficos de franja são as florestas encontradas ao longo de margens
protegidas, sendo diariamente lavadas pelas marés. Em consequência da lavagem a
salinidade é baixa, não apresentando altos gradientes físico-químicos. As florestas de
bacia encontram-se nas partes mais internas, atrás das florestas de franja, por sua
localização a lavagem pelas águas das marés não é tão frequente, ocasionando um
gradiente físico-químico bem marcado o que proporciona assim, uma zonação de
espécies.
Quanto à zonação de espécies da região, CORRÊA (1996), SOARES (1997) e
CHAVES (2001) fizeram uma vasta descrição da área. Esses autores descrevem em
seus trabalhos a floresta próxima à área do Rio Piracão como dominada por R. mangle
na franja (com média de 6,62 metros), seguida por faixa com altura média de 7,05
metros e embora ainda dominada por R. mangle, apresenta contribuição de A.
schaueriana e L. racemosa, caracterizando uma floresta tipo bacia. Em seguida, há uma
zona de R. mangle que possui uma redução na sua estatura (altura média de 2,99
metros), bem inferior à floresta ribeirinha. A interface floresta-apicum apresenta
florestas anãs de L. racemosa e A. schaueriana, com altura média de 0,64 metros. No
apicum existem áreas ora totalmente desprovidas de vegetação, ora com manchas de
vegetação herbácea de Salicornia gaudichaudiana e indivíduos isolados de A.
schaueriana. Por fim, na porção mais afastada do “rio” Piracão, há um grande banco de
Salicornia gaudichaudiana.
Para a floresta nas imediações do Rio Piraquê, Corrêa (1996), Soares (1997)
Chaves (2001) e Portugal (2002) apontam que a espécie dominante na franja é A.
schaueriana (altura entre 5,87 e 6,72 metros) seguida por uma zona com A. schaueriana
e R. mangle com altura média entre 3,36 e 5,84 metros. Na zona posterior, R. mangle
domina, mas há presença de A. schaueriana e L. racemosa, com altura média variando
entre 4,99 e 6,93. Depois desta, há outra zona dominada por R. mangle (altura média de
2,64 metros). A faixa de transição floresta-apicum é caracterizada pela presença de
floresta anã de R. mangle, com altura média de 0,65 metros.
210
CHAVES (2001) e PORTUGAL (2002) ainda descreveram a estrutura vegetal
das florestas da Restinga da Marambaia, às margens da baía de Sepetiba. Nas descrições
de ambos os autores, R. mangle domina a floresta de franja (altura média de 7,58
metros), a faixa posterior é mista, apresentando A. schaueriana e L. racemosa com
altura média de 6,57 metros. A outra faixa é composta por A.schaueriana e R. mangle
dividida em duas partes: uma com elevada presença de grandes indivíduos mortos de
A.schaueriana e altura média de 1,75 metros e a segunda com indivíduos
predominantemente vivos e com altura média de 7,22 metros. A faixa seguinte, com
altura média de 5,32 metros, tem domínio de R. mangle, mas é composta também por A.
schaueriana. Estas espécies se alternam também na próxima faixa que é seguida por
uma floresta dominada por A. schaueriana com altura média de 3,41 metros. Em
seguida existe uma floresta composta exclusivamente de R. mangle (1,47 metros de
altura média). A penúltima faixa apresenta alta contribuição de A. schaueriana mortas e
altura média de 2,09 metros. Na transição floresta-apicum há ocorrência exclusiva de R.
mangle.
O estudo detalhado de CHAVES et al. (2010) compreendeu aspectos da
sedimentologia, palinologia, identificação de restos de organismos, análise de isótopos
estáveis e datação por C14, desenvolvido a partir de vários testemunhos geológicos
alinhados desde a planície hipersalina (apicum) até o infralitoral da baía de Sepetiba,
passando pelo manguezal. Observou-se que, durante o Holoceno, ocorreu a expansão
dos manguezais e avanço dos mesmos em direção ao mar. Na sequência regressiva
detectada ocorreu a sucessão de ambientes: marinho, baía/estuarino, manguezal,
planície hipersalina. Essa sucessão de ambientes seguiu o comportamento do nível
médio relativo do mar apresentado por SUGUIO et al. (1985) para o litoral brasileiro
durante o Holoceno e resultou na configuração atual da paisagem (Figura 21).
211
Figura 21. Elementos da paisagem da planície costeira de Guaratiba, Rio de Janeiro. Fonte:
Extraído de CHAVES et al. (2010).
Até 1998, o manguezal de Guaratiba estava caracterizado como um exemplo
típico de zonação em florestas de mangue (PELLEGRINI, 1996), sem qualquer vínculo
entre o observado e uma possível elevação do nível médio relativo do mar. A redução
da altura média em zonas mais afastadas do corpo hídrico e topograficamente mais
elevadas, parecia ter relação apenas com o aumento da salinidade da água intersticial,
em função da redução da frequência de inundação pelas marés, no mesmo sentido
(FERNANDEZ, 2014). As espécies também ocupavam zonas preferenciais, como
percebido pela variação do percentual de área basal de cada uma delas nas estações de
estudo (FERNANDEZ, 2014). Na franja, o domínio em área basal é de Rhizophora
mangle e Avicennia schaueriana. Na bacia predomina A. schaueriana e, na transição,
Laguncularia racemosa.
A partir de 2000, SOARES et al. (2000; 2005a); ESTRADA (2005; 2013);
ALMEIDA (2007; 2010) estudaram e apresentaram os resultados do monitoramento
desse manguezal para defender o uso dos manguezais como indicadores de variações
do nível do mar, as mudanças espaço-temporais das áreas de floresta de mangue e de
apicum ocorridas em Guaratiba e a variação dos processos sucessionais induzida pela
elevação do nível médio relativo do mar.
212
6.3. Mapeamento e Quantificação da Área de Manguezal
O estudo de ALMEIDA (2010) analisou oito imagens Landsat (1985, 1988,
1991, 1994, 1997, 2000, 2003, 2006) e corroborou que o processo de aumento das áreas
de floresta e de diminuição de áreas de apicum não se dá de forma contínua e tem
influência dos ciclos climáticos. Em períodos mais secos o avanço da floresta é menor
do que em períodos úmidos e essa variação é mais marcada em regiões onde não existe
um aporte de água doce continental, como na Restinga da Marambaia (Figura 22)
(ALMEIDA, 2010).
Figura 22. Esquema conceitual do comportamento das florestas de mangue em resposta à
variabilidade climática. Fonte: Extraído de ALMEIDA (2010).
As imagens georreferenciadas e os mapas temáticos gerados por ALMEIDA et
al. (2014) a partir da classificação de cada cena mostram que os manguezais ocupam
extensas áreas da parte mais interna na baía de Sepetiba. Além de margearem a baía, os
manguezais se espalham ao longo das margens dos rios e dos vários canais da região.
Suas maiores planícies hipersalinas são encontradas na porção continental, na área da
213
Reserva Biológica e Arqueológica de Guaratiba. Também são encontrados apicuns ao
longo da margem da restinga da Marambaia, na porção mais interna da restinga (onde
apicuns são bordeados por manguezais e, em alguns momentos, uma pequena área sem
vegetação é observada na Ilha de Bom Jardim.
A área total dos manguezais cresceu durante o período analisado, aumentando de
17,05 km2 em 1985 para 20,88 km2 em 2006, o que representa um acréscimo de
aproximadamente 22% nas florestas de mangue iniciais (ALMEIDA et al., 2014).
O aumento foi relativamente constante durante todo o monitoramento, com
exceção da imagem de 1994, única que apresentou diminuição das florestas quando
comparada ao período anterior (1991).
Concomitantemente ao crescimento dos manguezais, as áreas das planícies
hipersalinas diminuíram entre 1985 e 2006, reduzindo de 10,12km2 para 8,24km2.
Entretanto, a dinâmica de área dos apicuns não se apresenta de forma inversa à floresta
de mangue. Os apicuns apresentaram aumento em sua área total entre os anos de 1985 e
1988, 1991 e 1994, 1994 e 1997 e 2000 e 2003. O resultado é basicamente, resposta da
variação da área de apicum localizado fora dos limites da reserva, próximo à área
urbana. Os apicuns dessa região se encontravam, ora alagados, ora cobertos por
gramíneas, ora totalmente exposto, o que dificultou sua delimitação.
A classe, “urbano” foi a única que apresentou crescimento em todos os anos
analisados. O aumento foi de cerca de 10 km2, com valores de 5,53 km2 em 1985 e
15,71 km2 em 2006. Cabe ressaltar que as maiores taxas de crescimento dessa classe
foram nos períodos entre os anos de 1985 e 1991, quando se teve o registro de um
grande crescimento urbano na área.
A variação de área (percentual) em relação ao mapeamento com data anterior,
sua análise indica que, embora a classe outros apresente grande variação em Km2, a
evolução percentual das classes apicum e mangue apresentam valores próximos, ou até
superiores. Em 1988, por exemplo, a classe outros apresenta uma área 4,59% menor que
a de 1985, as áreas de apicuns, na mesma data, apresentaram 7,51% de crescimento.
Assim, percebe-se que as classes “apicum” e “mangue” apresentaram alta variação de
área em termos relativos.
214
De maneira qualitativa, os manguezais na área de estudo não tiveram seu padrão
de distribuição drasticamente alterado ao longo dos anos analisados. Através das
análises dos mapas comparativos entre as datas (
Figura 23. Mapeamento da dinâmica dos manguezais entre 1985-1988; 1988-
1991; 1991-1994; 1994-1997; 1997-2000; 2000-2003. Fonte: Extraído de ALMEIDA
(2010).
Figura 24), verifica-se que as mudanças de colonização/supressão das florestas
ocorreram principalmente nas bordas das florestas, tanto na transição com as planícies
hipersalinas como na franja em contato com o corpo hídrico.
215
Figura 23. Mapeamento da dinâmica dos manguezais entre 1985-1988; 1988-1991; 1991-
1994; 1994-1997; 1997-2000; 2000-2003. Fonte: Extraído de ALMEIDA (2010).
216
Figura 24. Mapeamento da dinâmica dos manguezais entre 2003-2006. Fonte: Extraído de
ALMEIDA (2010).
Através dessa pequena análise, percebe-se que ao invés de se observar os
manguezais da região como um único complexo de floresta, esses também podem ser
analisados a partir de certas diferenças locais. Como mencionado na introdução deste
trabalho, os manguezais da área de estudo podem ser divididos quanto à influência
direta dos corpos hídricos.
As florestas de mangue localizadas na Reserva Biológica e Arqueológica de
Guaratiba, os fragmentos encontrados na desembocadura oeste do Rio Piraquê e a norte
da Estrada de Guaratiba estão localizados próximos e/ou adjacentes aos rios locais,
sendo influenciados diretamente pelo aporte de água doce da região. Por outro lado, os
manguezais localizados na Restinga da Marambaia e na Ilha do Bom Jardim, não
apresentam em suas imediações, rios ou lagos, não sofrendo tão diretamente a influência
dos corpos hídricos da região de estudo.
As florestas da restinga da Marambaia estão distribuídas ao longo da sua
margem interna (voltada para o continente), em uma faixa alongada que se estende da
comunicação do oceano até o meio da restinga. Próximo à ilha do Bom Jardim, as
217
florestas de mangue se estendem para a parte mais interna da restinga, porção esta que
apresenta apicuns rodeados por mangue.
Assim, ao se separar essas duas áreas e, analisar a evolução das áreas de
florestas de cada uma, percebe-se que o padrão evolutivo descrito até aqui para todo o
complexo, não é similar para as duas regiões.
As florestas de mangue localizadas na Restinga da Marambaia não
apresentaram, durante o período analisado, o mesmo comportamento de crescimento e
redução da Reserva. Na área da Reserva Biológica e Arqueológica de Guaratiba o único
período em que se quantificou redução da área de floresta foi o de 1991 a 1994,
comportamento similar ao observado para todo o complexo de manguezais. Diferente
do descrito, os manguezais localizados na Restinga da Marambaia apresentaram
comportamento muito mais dinâmico, registrando períodos de aumento, e de
diminuição das florestas de mangue.
Além disso, verificou-se que uma área degrada no início do monitoramento foi
totalmente recolonizada em um intervalo de 6 anos. Este resultado, por si só, já se
consolida como muito importante para os estudos futuros nessa floresta. Isto porque, a
partir dessa constatação tem-se uma estimativa da idade desse fragmento florestal, como
uma margem de erro de três anos, o que pode auxiliar estudos futuros, como os que
envolvem dendrocronologia.
Outra relação que foi evidenciada com a análise das florestas de toda a área de
estudo e foi ratificada pela análise em separado de cada fragmento florestal, foi a
relação intrínseca entre os apicuns e as florestas de mangue, bem como a importância
dessas planícies na expansão dos manguezais.
Nas florestas da Reserva Biológica e Arqueológica de Guaratiba o
comportamento de crescimento da floresta/redução da área de mangue foi registrado em
todos os períodos, exceto o período entre 1994-1997, onde o comportamento foi
contrário.
Entre 1988 a 1991, 1997 a 2000 e, 2003 a 2006 os valores das áreas colonizadas
pelas florestas e as que sofreram redução nas planícies hipersalinas são próximos e,
como grandes áreas de mangue fazem fronteira com os apicuns, percebe-se que são as
áreas de apicuns, as colonizadas por manguezais.
218
Por outro lado, nos períodos de 1985 a 1988 e 2000 a 2003 os índice de aumento
de mangue foram superiores a área reduzida dos apicuns, o que indica que além de
colonizar as planícies hipersalinas, nesses períodos as florestas ainda ocuparam espaços
que antes apresentavam outro tipo de cobertura vegetal ou estavam sem cobertura
alguma (como um banco de lama, por exemplo).
Esta relação intrínseca reafirma as áreas de apicuns como parte do ecossistema
manguezal, representando uma feição não vegetada desse ecossistema, sendo sua
preservação crucial para a manutenção das florestas de mangue.
Para a construção dos mapas atuais da área estudo (Figura 25) e quantificação
da área com cobertura de floresta de manguezal foram utilizados dados cartográficos em
várias escalas, formatos e projeções disponíveis em meio digital, sendo do IBGE na
escala de 1:25.000; do município do Rio de Janeiro (armazém de dados) na escala de
1:10.000; Classificação Climática (ALVAREZ et al. 2014) escala Brasil 1:5.000.000 e
INEA na escala 1:25.000. Para a confecção dos mapas e a base do cálculo de área
utilizou-se o software Arcgis® através da função Calculate geometry.
219
Figura 25. Mapa de cobertura vegetal por vegetação com influência fluviomarinha (manguezal,
em verde); campos salinos (Apicuns, em marrom); delimitação da área da Rebio Guaratiba
(linha verde); áreas urbanas (em rosa); e outro usos (em amarelo) na área de estudo. Nota-se a
pressão antrópica sofrida na região.
A partir das informações geoespacializadas, calculou-se os valores relativos à
cobertura vegetal por vegetação com influência fluviomarinha (manguezal) utilizadas na
região de estudo (Tabela 7).
Tabela 7. Valores de Classes de Uso e Cobertura do Solo, em hectare.
Classe de Uso e Cobertura da Terra Área da Classe (ha)
Manguezal (Guaratiba- Sepetiba) 2.816,59
Manguezal (REBIO Guaratiba) 1.593,99
220
6.4. Quantificação do estoque e sequestro de carbono por
manguezais
As florestas tropicais desempenham um importante papel na ciclagem global do
carbono e sua conservação tem sido reconhecida como fundamental para adaptação e
mitigação das mudanças climáticas globais (IPCC, 2014). Apesar de os manguezais
estarem restritos às regiões costeiras, ocupando uma área menor que outros sistemas
florestais, caracterizam-se como sistemas de intensa atividade geoquímica e biológica
(TWILLEY et al., 1992; DITTMAR et al., 2006; CHMURA et al., 2003) e alta
capacidade de armazenamento de C nos sedimentos, na biomassa subterrânea e na
biomassa aérea (DONATO et al., 2011).
HUTCHISON et al. (2013), inseriu estimativas globais de biomassa e
produtividade específicas para manguezais, que não ficavam evidentes em esforços
anteriores de mapeamentos globais, devido à menor extensão ocupada pelo ecossistema
em relação aos sistemas terrestres (SAATCHI et al. 2011; BACCINI et al. 2012). O
mapeamento realizado (Figura 26), segundo os autores, fornece uma importante
ferramenta para avaliar os estoques de carbono e destacar áreas prioritárias para
intervenções humanas visando a conservação e restauração de manguezais.
Figura 26. Mapa de distribuição dos manguezais no mundo mostrando os padrões de biomassa
aérea por unidade de área modelados por HUTCHISON et al. (2013). Fonte: Adaptação de
Fernandez (2014), a partir de HUTCHISON et al. (2013).
As florestas de manguezais, estão entre as mais ricas em carbono nos trópicos,
sendo consideradas como um dos ecossistemas mais produtivos e biologicamente
221
relevantes (GIRI et al., 2011; CHEN et al., 2017). No entanto, existe uma crescente
preocupação quanto às atuais perdas na cobertura florestal e degradação dos seus
ecossistemas, visto que estes proporcionam bens e serviços ecossistêmicos
essenciais à humanidade e aos sistemas costeiros e marinhos (GIRI et al., 2011; CHEN
et al., 2017). GIRI et al. (2011) destacam que os manguezais e seus solos associados,
têm a capacidade de sequestrar cerca de 22,8 milhões de toneladas de carbono por
ano. Nesse mesmo sentido, o ICMBio (2018) também afirma que os manguezais são
importantes estocadores e sequestradores de carbono, já que o estoque de
carbono por esses ecossistemas é substancialmente superior ao verificado nas
demais florestas terrestres, tendo em conta o estoque no solo e a biomassa
subterrânea. Em concordância com o ICMBio (2018), McLeod et al. (2011)
constataram em seu estudo que os ecossistemas de vegetação costeira (pântanos
de sal, manguezais e pradarias marinhas) apresentam maiores taxas de
sequestro de carbono e de acumulação de sedimentos, quando comparadas às
taxas de acumulação de carbono em solos de três tipos de florestas (temperadas,
tropicais e boreais).
Já, segundo o estudo da Wetlands International (2013) e SPALDING (2013),
alguns manguezais são destacados como hotspots33 de biomassa, com importância
particularmente maior em função do carbono que estocam. São os manguezais de
Sumatra, Borneo e Nova Giné, costa Pacífica da Colômbia e do norte do Equador. Tal
importância pode ser associada ao fato de que são "países com alta biomassa média,
onde investimentos na conservação de manguezais podem render maiores retornos por
unidade de área" (HUTCHISON et al., 2013). Ou seja, maiores retornos financeiros
para projetos de REDD, com carbono azul.
Considerando que o Mecanismo de Desenvolvimento Limpo (MDL)34 requer a
aplicação de uma metodologia de linha de base e monitoramento para determinar a
33 O termo hotspots de biomassa/carbono faz alusão ao termo criado para definir áreas prioritárias para
conservação da diversidade biológica: hotspots de biodiversidade (MYERS et al., 2000).
34 Através do Protocolo de Quioto, as Partes incluídas no Anexo I se comprometeram em reduzir suas
emissões combinadas de gases de efeito estufa em pelo menos 5% em relação aos níveis de 1990 até o
período entre 2008 e 2012. Para atingir as metas de redução os países contam com mecanismos flexíveis,
quais sejam: Implementação Conjunta, através do comércio de emissões entre países do Anexo I, e
Mecanismo de Desenvolvimento Limpo (MDL). O MDL (artigo 12 do Protocolo de Quioto), permite que
os países Anexo I adquiram créditos de carbono (Reduções certificadas de emissões - RCE) gerados por
meio de projetos em países em desenvolvimento. Os países em desenvolvimento, por sua vez, deverão
222
quantidade de Reduções Certificadas de Emissões (RCE), geradas por uma atividade de
projeto de mitigação do MDL em um país anfitrião. As metodologias em vigência
(UNFCCC, 202035) são classificadas em cinco categorias:
• Metodologias para atividades de projeto de MDL em larga escala;
• Metodologias para atividades de projeto de MDL em pequena escala;
• Metodologias para atividades de projeto de MDL em florestação e
reflorestamento (F/R) em larga escala;
• Metodologias para atividades de projeto de MDL de F/R de pequena escala;
• Metodologias para atividades de projeto de captura e armazenamento de carbono
(CCS).
As metodologias, em geral se referem a ferramentas metodológicas que abordam
aspectos específicos da atividade do projeto, por exemplo: calcular as emissões de gases
de efeito estufa (GEE) de fontes específicas. A função das metodologias é fácil de
entender, mas as próprias metodologias podem ser bastante complexas. Diversas em sua
composição e aplicação, buscam acomodar a ampla gama de atividades, temas e
localidades cobertas pelo MDL, de modo que a busca de um potencial projeto
submetido ao MDL precisa ser adequadamente orientada por especialistas nas
metodologias adequadas para suas atividades.
Ainda que estimativas globais do estoque de carbono em manguezais tenham
sido publicadas e ressaltem a variabilidade latitudinal dos estoques de carbono
(HUTCHISON et al., 2013), estimativas que considerem a resposta da vegetação aos
fatores que atuam em escala local são necessárias para a compreensão da dinâmica do
carbono interna ao sistema e relacionada aos sistemas adjacentes (oceânico e
continental). Para esse objetivo, importa também estimar a distribuição do carbono nos
compartimentos mais ou menos perenes, como troncos e folhas, respectivamente.
No caso da área de estudo, o primeiro passo é realizar a linha de base, que
envolve a quantificação do carbono na vegetação existente, uma vez que através da
obrigatoriamente utilizar o MDL para promover seu desenvolvimento sustentável. Os projetos MDL
podem contemplar ações que envolvem atividades de Uso da Terra, Mudança do Uso da Terra e Florestas
(Land Use, Land Use Change and Forestry – LULUCF). Entretanto, foram consideradas elegíveis
somente as atividades de reflorestamento e florestamento, não tendo sido incluídas ações de conservação
ou manejo florestal em sistemas naturais.
35 https://cdm.unfccc.int/
223
fotossíntese nas plantas, o CO2 da atmosfera é removido e armazenado em forma de
biomassa, categoria de sequestro de carbono.
Esta quantificação pode ser feita com base nas metodologias de projetos de
MDL em florestação, e reflorestamento em pequena e larga escala, de modo que se
buscou então aqueles protocolos vigentes no momento, uma vez que são
constantemente revistos internacionalmente.
Atualmente, as metodologias disponíveis para a contabilidade Carbono Azul
incluem o (1) Clear Air Development (CDM) para manguezais (AR-AM0014:
Florestamento e reflorestamento de habitats degradados de manguezais), que podem ser
usados em países em desenvolvimento; (2) metodologia para um mangue do Delta do
Mississippi que está disponível no American Carbon Registry (ACR)36 (MACK et al.,
2012), que está ligada a uma metodologia para contabilizar o sequestro de carbono com
a restauração dos pântanos maré na Califórnia37; e (3) o Verified Carbon Standard
(VCS), que possui metodologia aprovada para restauração e conservação de marismas,
manguezais e ervas marinhas (VM0033)38, bem como uma metodologia em
desenvolvimento para o desmatamento evitado de manguezais e outras florestas
inundadas de zonas úmidas (VM0007, REDD+ MF)39.
A AR-TOOL14 é a ferramenta adequada para a quantificação do carbono do
manguezal dessas metodologias, uma vez que é usada para estimar estoques de carbono
e alteração de estoques de carbono de árvores e arbustos nos cenários de linha de base e
de projeto de uma atividade de projeto de florestação e reflorestamento no âmbito do
MDL. Os padrões metodológicos aprovados do MDL de F/R fornecem os requisitos
metodológicos para a estimativa de estoques de carbono e mudanças nos estoques de
carbono em conjuntos de carbono, incluindo os requisitos aplicáveis aos métodos de
estimativa baseados em medições.
Os métodos de estimativa baseados em aferições de campo são aplicados
principalmente no monitoramento das atividades do projeto, embora esses métodos
36 https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standards-methodologies/
37https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standardsmethodologies/restoration-of-california-deltaic-and-
coast-wetlands
38 http://database.verra.org/metodologias/metodologia-tidal-wetland-and-seagrass-restoration-v10
39 http://banco de dados. verra.org/methodologies/redd-methodology-framework-reddmf-v16
224
também possam ser aplicados na linha de base. Os padrões metodológicos do MDL de
F/R exigem que "os princípios e práticas comumente aceitos de inventário e manejo
florestal no país anfitrião" sejam seguidos durante o monitoramento das atividades do
projeto de MDL de F/R.
De acordo com a UNFCCC (2015), algumas das frações de carbono por
compartimentos de análise podem ser estimadas com base em fatores padrão.
Frequentemente, essa abordagem é aplicada, quando a estimativa baseada em medição
alométrica não é financeiramente viável, porque os benefícios dos ganhos de precisão
resultantes não justificam o aumento correspondente no custo de monitoramento. Deste
modo, para cada compartimento podem ser realizada as seguintes aproximações:
a) O estoque de carbono na biomassa subterrânea é estimado como uma porcentagem
fixa do estoque de carbono na biomassa acima do solo. Os métodos para estimativa
dessa porcentagem (denominada razão raiz / parte aérea) são fornecidos nos padrões
metodológicos aprovados de F/R;
b) A biomassa acima do solo em árvores na linha de base (mas não no monitoramento
do projeto) pode ser estimada como uma fração do valor padrão da biomassa média
da floresta acima do solo, no país onde está localizada a atividade do projeto de
MDL em F/R. O valor padrão da biomassa média da floresta acima do solo em um
país é obtido no IPCC-GPG-LULUCF 200340, a menos que informações
transparentes e verificáveis possam ser fornecidas para justificar um valor diferente.
Uma abordagem semelhante é aplicada para estimar a mudança na biomassa acima
do solo nas árvores, na linha de base;
c) A biomassa arbustiva é estimada como uma fração fixa da biomassa padrão acima
do solo na floresta, no país onde está localizada a atividade do projeto MDL de F/R.
A fração é determinada pela cobertura da coroa do arbusto e pelo valor padrão da
razão de biomassa entre o arbusto e a floresta na cobertura total da coroa;
d) Os estoques de carbono nos reservatórios de carbono de madeira morta e lixo podem
ser estimados como uma porcentagem fixa do estoque de carbono nos biomas das
árvores;
40 https://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/gpglulucf/gpglulucf_files/GPG_LULUCF_FULL.pdf
225
e) A mudança no estoque de carbono orgânico do solo é estimada com base nos fatores
relativos de mudança de estoque para a transição do uso da terra da linha de base
para o projeto. Os valores padrão dos fatores de mudança de estoque relativos são
fornecidos na ferramenta relevante, embora outros valores desses fatores possam ser
usados se informações transparentes e verificáveis forem fornecidas para justificar
tais valores.
A metodologia do IPCC é flexível quanto ao nível de detalhamento dos
inventários, permitindo que a execução dos mesmos seja compatível com as
informações disponíveis em cada país. De forma geral, assume-se que o fluxo de CO2
da atmosfera (remoção) e para a atmosfera (emissão) é igual às mudanças nos estoques
de carbono contidos na biomassa vegetal e no solo, calculadas a partir da comparação
do uso da terra em dois períodos. Entretanto, essa comparação pode ser realizada a
partir (1) de dados censitários gerais sobre os usos da terra, por exemplo, estatísticas
sobre expansão urbana e agrícola no país, sem que haja referência espacial, (2) de dados
mais refinados sobre os usos da terra, com ênfase nas categorias de atividades mais
relevantes para as emissões, porém não necessariamente com informações
georeferenciadas, e (3) de dados georeferenciados que permitem monitorar o uso e a
mudança de uso da terra por meio de análise espacial e matriz constituída por categorias
de uso da terra.
O Brasil optou pela última abordagem, mais detalhada, e, para tanto, todo o
território nacional (incluindo as áreas de manguezais) foi segmentado em unidades
espaciais na forma de polígonos que resultaram da integração das seguintes fontes de
dados (planos de informação): bioma, fisionomia vegetal, tipo de solo, limites
municipais e uso da terra.
Dessa forma, o Brasil apresenta informações específicas para sua vegetação para
cada região, assim como outros estudos mais específicos que os padrões da UNFCCC.
No caso, a metodologia utilizada, baseada no IPCC (IPCC, 2003; 2006), foi adotada
tanto pelas Comunicações Nacionais (BRASIL, 2010; 2015), Estado de São Paulo
(CETESB, 2017) e Estado do Rio de Janeiro (SEA, 2017), mas com valores nacionais
específicos para Vegetação Pioneira com Influência fluviomarinha (Pf ou mangue).
Para a quantificação do carbono presente nas áreas de vegetação com influência
fluviomarinha foram considerados dados específicos sobre biomassa e outros
226
parâmetros relevantes, com referência ao município do Rio de Janeiro, ao invés dos
valores padrão (Tier 1) contidos no GPG/LULUCF.
Assim, foram levantados diversos estudos sobre estoque e sequestro de carbono
por manguezais, a nível global, nacional, regional e local (Manguezal de Guaratiba-
Sepetiba). A Tabela 8 abaixo apresenta o detalhamento dos fatores desses estudos.
A seguir, estudos locais, que se basearam nas características específicas desta
florestal de manguezal, são aprofundados e discutidos.
227
Tabela 8. Levantamento bibliográfico das estimativas do estoque e sequestro de carbono por hectare por compartimento de interesse.
Local, País
Estoque acima do
solo (tC/ha)
(Fisionomia)
Estoque
abaixo do solo
(tC/ha)
Estoque de
madeira
morta
(tC/ha)
Estoque de
serapilheira
(tC/ha)
Estoque
Total
(tC/ha)
Sequestro
(tC/ha/ano) Referência
Global 78,0 ± 64,5 - - - - 2,9 ± 2,2 ESTRADA e SOARES (2017)1
Nacional, Brasil 79,29 29,80 7,93 0,19 117,20 - Brasil (2010; 2015)2
Local, Guaratiba 96,56 (Franja) - - - - 4,63 (máx.) ESTRADA (2013; 2014)3
Local, Guaratiba 60,7 (Bacia) - - - - 4,1 (máx.) ESTRADA (2013; 2014)
Local, Guaratiba 25,87 (Transição) - - - 53,81 5,31 (máx.) ESTRADA (2013; 2014)
Local, Guaratiba 8.24 (Colonização) - - - - - ESTRADA (2013; 2014)
Local, Guaratiba 43,52 ± 13,62
(Colonização) - - - 14,61
0,57 ± 0,52
8,01 (máx.) FERNANDEZ (2014)4
Local, Guaratiba - 104,41 ± 20,73 - - - - SANTOS et al.(2017)5
Flórida, EUA* 10,00 - - - - 1,00 ROSS et al. (2001)
Flórida, EUA* 5,60 - - - - - CORONADO-MOLINA et al.(2004)
Guadalupe* 21,30 - - - - - IMBERT e ROLLET (1989)
Panamá* 3,70 - - - - LOVELOCK et al. (2005)
Japão* 10,27 - - - - 4,43 SUWA et al. (2008)
Arábia Saudita* 4,80 - - - - - ABOHASSAN et al. (2012)
Arábia Saudita* 8,50 - - - - - ABOHASSAN et al. (2012)
Austrália* 63,90 - - - - - ELLISON e SIMMONDS (2003)
Austrália* 72,1 ± 57,6 - - - - - ELLISON e SIMMONDS (2003)
Austrália* 23,40 - - - - - SAINTILAN (1997)
Austrália* 27,00 - - - - - SAINTILAN (1997)
Austrália* 24,70 - - - - - SAINTILAN (1997)
228
Local, País
Estoque acima do
solo (tC/ha)
(Fisionomia)
Estoque
abaixo do solo
(tC/ha)
Estoque de
madeira
morta
(tC/ha)
Estoque de
serapilheira
(tC/ha)
Estoque
Total
(tC/ha)
Sequestro
(tC/ha/ano) Referência
Austrália* 23,60 - - - - - SAINTILAN (1997)
Notas: 1 Valores estimados de estoque de carbono global na biomassa acima do solo de manguezais, encontrados a partir da revisão bibliográfica de 73 artigos
científicos. Máximo encontrado de 418.5 e mínimo de 0.9 tC/ha. Dentre eles, existem poucos estudos no Brasil (Estoque: 2; Sequestro: 1), apesar de apresentar a
segunda maior área coberta por manguezais do mundo (13.000 km2; SPALDING et al. 2010). Valores estimados de sequestro de carbono global pela biomassa acima
do solo de manguezais, encontrados a partir da revisão bibliográfica de 73 artigos científicos. Máximo encontrado de 418.5 e mínimo de 0.9 tC/ha. Dentre eles, existem
poucos estudos no Brasil (Estoque: 2; Sequestro: 1).
2 Segundo e Terceiro Inventários Nacionais. Valor médio para Brasil de estoque total de carbono por unidade de área (tC/ha) considerando diferentes compartimentos
(biomassa acima e abaixo do solo, madeira morta e serapilheira) da fitofisionomia de manguezal – Pf. Fontes utilizadas HUTCHISON et al., 2013 (biomassa acima e
abaixo do solo); Fernandes, 1997 (madeira morta); Ramos e Silva et al., 2007 (serapilheira).
3 Média da conversão de biomassa aérea seca em estoque de carbono em mangue localizado na Reserva Biológica do Estado de Guaratiba (Rio de Janeiro, Brasil).
4 Somatório das médias do estoque de carbono dos lotes do monitoramento, a partir da conversão da biomassa aérea seca de arbustos de Avicennia schaueriana e
Laguncularia racemosa associados ao avanço da comunidade pioneira sobre a planície hipersalina associada ao rio Piracão, na Reserva Biológica Estadual de
Guaratiba (Rio de Janeiro, Brasil). Somatório das médias do sequestro de carbono a partir do balanço positivo entre o incremento e a redução do C na biomassa (tC.ha-
1), resultando em remoção líquida de C no compartimento biomassa aérea da comunidade pioneira, no intervalo de tempo de um ano (tC.ha-1.ano-1) associada ao rio
Piracão, na Reserva Biológica Estadual de Guaratiba (Rio de Janeiro, Brasil).
5 Média total do estoque de carbono na biomassa de raízes subterrâneas nas florestas marginais na Reserva Biológica do Estado de Guaratiba (Rio de Janeiro, Brasil).
* Estudos realizados em florestas maduras de porte arbustivo ou anãs. Dados originais foram transformados em massa de carbono utilizando a razão de 0,45gC/g
biomassa.
229
O estudo de FERNANDEZ (2014), estimou o estoque de carbono a partir da
conversão da biomassa aérea seca de arbustos de Avicennia schaueriana (vulgarmente
conhecida como como mangue-preto) e Laguncularia racemosa (mangue-branco),
espécies pioneiras, associados ao avanço sobre a planície hipersalina associada ao rio
Piracão, na Reserva Biológica Estadual de Guaratiba (RJ), a partir de dados in loco,
procedimentos de campo e de laboratório e análises estatísticas. Em cada etapa foram
realizadas adaptações da metodologia já consolidada e apresentada por SOARES
(1997); SOARES & SCHAEFFER-NOVELLI (2005) e ESTRADA (2013).
O estudo realizou uma análise espaço-temporal da dinâmica de colonização de
propágulos, plântulas e jovens sobre a planície hipersalina, a partir de dados de
monitoramento (1998-2011), seguido do cálculo da biomassa dos indivíduos
monitorados utilizando-se modelos alométricos disponíveis, para que, após conversão
em massa de C, fosse estimado o estoque de carbono alcançado em diferentes
momentos do monitoramento, bem como o sequestro de carbono ao longo do tempo.
Para a conversão da biomassa em carbono considerou-se a relação de 0,45 gC/g massa
seca, já utilizada por TWILLEY et al. (1992) para manguezais. Desta forma, o estoque
de C (tC.ha-1) foi obtido pela multiplicação da biomassa (t.ha-1) pelo fator de conversão.
No estudo de FERNANDEZ (2014) a estimativa do sequestro de carbono (ou
remoção líquida de C), considerou-se como sequestro de carbono um balanço positivo
entre o incremento e a redução do C na biomassa (tC.ha-1), resultando em remoção
líquida de C no compartimento biomassa aérea da comunidade pioneira, no intervalo de
tempo de um ano (tC.ha-1.ano-1). O balanço negativo, ao contrário, indica uma emissão
líquida de CO2 (tCO2.ha-1.ano-1). Cabe ressaltar que esta emissão é potencial e não
ocorre de forma direta e imediata. Quando o carbono é transferido da biomassa morta
para o solo, há que se considerar o processo de decomposição da matéria orgânica e de
incorporação de parte desse carbono no sedimento.
O incremento de biomassa é decorrente do crescimento de indivíduos e do
recrutamento de novos indivíduos, enquanto a redução de biomassa resulta de morte
apical (diminuição de altura) ou da morte de indivíduos. A seguinte equação resume o
balanço de carbono (tC.ha-1.ano-1):
230
Balanço de C = { [ Σ(crescimento) + Σ(recrutamento) - Σ(morte apical) -
Σ(morte) ] / ∆(dias) ] } x 365
O montante de carbono imobilizado na matéria orgânica nos períodos de
avaliação do estudo foi convertido em CO2 sequestrado, através da equação que
considera a relação entre a massa molar do C e a do CO2:
CO2 Sequestrado (tCO2.ha-1.ano-1) = 44 x (balanço de carbono)/12
Entre 1998 e 2012 foram verificadas variações espaciais e temporais dos
estoques de carbono e das taxas de sequestro associadas ao avanço de 3,86 m/ano, em
média (FERNANDEZ, 2014). Espacialmente, foi possível identificar 4 grupos distintos,
que apresentam distâncias crescentes da floresta e estágios sucessionais distintos. O
primeiro grupo se estende até 21 m de distância da floresta (parcelas A, B, C e D) e
atingiu um estoque médio de 16,82 ± 4,56 tC.ha-1 após mais de 14 anos de idade. O
segundo grupo se estende de 21 a 33 m de distância da floresta (parcelas E e F) e atingiu
um estoque médio de 14,18 ± 4,65 tC.ha-1 após mais de 14 anos de idade. O terceiro
grupo se estende de 33 a 51 m de distância da floresta (parcelas G, H e I) e atingiu um
estoque médio de 11,96 ± 3,70 tC.ha-1, após entre 12 e 8 anos de idade. O quarto grupo
se estende de 51 a 87 m de distância da floresta (parcelas J, K, L, M, N, O) e atingiu um
estoque médio de 0,56 ± 0,71 tC.ha-1, após entre 6 e 1 ano de idade. Enquanto nos dois
primeiros grupos a comunidade pioneira já atingiu o estágio sucessional de
“desenvolvimento inicial”, nos dois últimos ela ainda se encontra no estágio de
“colonização”. Temporalmente, notou-se a interferência das condições climáticas no
crescimento dos indivíduos e, consequentemente, nas taxas de sequestro de carbono.
Outra interferência esteve relacionada a incidência de um evento de intensa
herbivoria, que causou mortalidade dos indivíduos e perda de biomassa da comunidade.
Apesar destas interferências, o registro claro do processo de avanço sobre a planície
hipersalina indica a resposta da comunidade pioneira a um aumento da frequência de
inundação pelas marés, que atribuímos à elevação do nível médio relativo do mar.
231
O processo de colonização de arbustos de A. schaueriana e L. racemosada
planície hipersalina sequestra carbono a uma taxa de 0,57 ± 0,52 tC.ha-1.ano-1 ou 2,09 ±
1,92 tCO2.ha-1.ano-1, considerando o estoque de carbono de 8,24 tC.ha-1 alcançado ao
final de 14 anos de monitoramento.
No contexto das mudanças climáticas globais, estes resultados caracterizam um
processo de retroalimentação negativa do aumento da concentração de CO2 na
atmosfera que tem na elevação do nível médio relativo do mar uma de suas
consequências. A migração das florestas de mangue com o deslocamento da inundação
pelas marés em direção ao continente representa não apenas que 2,09 ± 1,92 tCO2.ha-
1.ano-1 (mínimo de 0,19 tCO2.ha-1.ano-1, em 2000-2001 e máximo de 7,65 tCO2.ha-1.ano-
1, em 2011-2012) podem ser descontadas do aumento das emissões antrópicas líquidas,
como também que as diversas funções ecossistêmicas desempenhadas pelos manguezais
poderão ser mantidas em situações semelhantes às observadas em Guaratiba, onde a
floresta se perpetua. Por fim, é importante destacar que os valores de estoque e
sequestro de carbono estimados serão ainda maiores quando forem consideradas as
taxas referentes ao acúmulo de carbono no sedimento e ao aumento da biomassa
subterrânea, principalmente porque a razão entre a biomassa subterrânea e a biomassa
aérea tende a aumentar em situações de maior rigor ambiental (SAINTILAN, 1997),
como é o caso da comunidade pioneira. Em Guaratiba, o estudo da biomassa
subterrânea foi desenvolvido por SANTOS (2017).
O processo de migração interage com o gradiente de aumento da rigorosidade
ambiental no sentido rio-apicum e mantém, em longo prazo, um padrão caracterizado
por florestas de franja com elevados valores de estoque de carbono (máx.= 103,7 tC.ha-
1), florestas de bacia com estoque de carbono intermediário (máx. = 75,5 tC.ha-1),
florestas de transição com baixo estoque de carbono (máx. = 33,2 tC.ha-1) (ESTRADA,
2013) e uma comunidade pioneira com estoque de carbono ainda mais reduzido - total
em 2012 = 8,24 tC.ha-1 (FERNANDEZ, 2014).
Todavia, o estoque máximo alcançado na parcela D, em 2012 (23,27 tC.ha-1), se
assemelha ao registrado por Estrada (2013) nas florestas de transição do rio Piracão, em
2005 (~25,00 tC.ha-1), demonstrando que, com alguma defasagem de tempo, florestas
em estágios sucessionais mais jovens alcançam o desenvolvimento das mais antigas
FERNANDEZ, 2014).
232
Quanto ao sequestro de carbono em Guaratiba, Estrada (2013) explica que as
diferenças observadas por ele entre as florestas de franja (máx. = 4,63 tC.ha-1.ano-1),
bacia (máx. = 4,10 tC.ha-1.ano-1) e transição (máx. = 5,31 tC.ha-1.ano-1) respondem a
combinação entre o esperado em função da rigorosidade ambiental - franja > bacia >
transição (IMBERT e ROLLET, 1989; AMARASINGHE e BALASUBRAMANIAM,
1992; ROSS et al., 2001; ALONGI, 2011; POUNGPARN et al., 2012) - e o esperado
em função do estágio de amadurecimento das florestas.
Conforme o modelo de Kira e Shidei (1967), a produtividade líquida aumenta
rapidamente ao longo da fase de colonização, atinge um pico na transição com a fase de
desenvolvimento inicial e se reduz gradativamente até estágios mais avançados. Ou
seja, a floresta de transição deveria apresentar taxas mais baixas pelo seu
posicionamento ao longo do gradiente de frequência de inundação pelas marés, mas
apresenta taxas próximas à franja devido ao seu menor estado de amadurecimento
(ESTRADA, 2013).
Nesse mesmo contexto, a comunidade pioneira do estudo de FERNANDEZ
(2014), ainda mais jovem que a transição, apresenta taxa de sequestro máxima de 8,01
tC.ha-1.ano-1. Esta taxa foi registrada na parcela I, que reúne condições provavelmente
mais rigorosas que as parcelas mais antigas (A, B, C e D) (máx. = 4,36 tC.ha-1.ano-1) e
certamente mais rigorosas que as florestas de franja. Se por um lado as condições de
frequência de inundação pelas marés provavelmente tornam essas parcelas externas
mais rigorosas, por outro, as menores densidades representam maior disponibilidade de
espaço, nutrientes e energia luminosa, que facilitam o crescimento dessas espécies
(MCKEE, 1995).
No estudo de ESTRADA et al. (2014) consideraram as áreas de manguezal de
Guaratiba como mangue de transição (393,17 ha) e colonização (123,73 ha), com um
mesmo estoque de carbono por área (25,87 tC.ha-1). Chegaram, assim, a um
armazenamento de 105.873,59 tC. A partir disso, FERNANDEZ (2014) atualizou o
armazenamento, discriminando as duas fisionomias — transição com 25,87 tC.ha-1 e
colonização com 8,24 tC.ha-1 — para 103.692,52 tC (FERNANDEZ, 2014).
Com os dados de ESTRADA (2014) por fisionomia e área — franja: 2,64 tC.ha-
1.ano-1 em 304,46 ha; bacia: 1,90 tC.ha-1.ano-1 em 1.059,67 ha; transição: 2,39 tC.ha-
233
1.ano-1 em 393,17 ha; colonização: 0,57 tC.ha-1.ano-1 em 123,73 ha — um sequestro de
112.268,31 tCO2 (balanço negativo) por um período de 8 anos. (FERNANDEZ, 2014).
Comparando os resultados de estoque e sequestro de carbono obtidos na
comunidade pioneira do estudo de Fernandez (2014) com outros estudos realizados em
florestas maduras de porte arbustivo ou anãs, nota-se que os valores encontram-se
dentro do esperado (Tabela 8).
Por fim, no estudo de SANTOS et al. (2017), os autores avaliam a contribuição
da biomassa de raízes subterrâneas na manutenção do estoque de carbono em florestas
de mangue nas florestas brasileiras. Para este estudo, foram cavadas trincheiras (valas)
para avaliar a contribuição das diferentes classes de raízes e da estratificação vertical do
estoque de carbono nas florestas marginais na Reserva Biológica do Estado de
Guaratiba (Rio de Janeiro, Brasil). O método de amostragem de valas, embora muito
trabalhoso, é considerado na literatura (KOMIYAMA et al. 1987) como mais confiável
e eficiente, uma vez que praticamente não há perda de material, além de maior volume
representativo do material amostrado.
234
Figura 27. Escavação de cinco valas para remover a biomassa radicular subterrânea da floresta
de manguezal. A escavação foi realizada com apoio de balança para medir o volume exato de
1m³ de sedimento. a) Primeira vala; b) segunda vala; c) terceira vala; d) quarta vala; e) quinta
vala. Fonte: Extraído de SANTOS et al. (2017).
A média total do estoque de carbono na biomassa de raízes subterrâneas nessas
florestas foi de 104,41 ± 20,73 tC.ha-1, variando de 85,86 a 141,46 tC.ha-1, (sudeste do
Brasil) e estão dentro da faixa relatados na literatura, sendo compatíveis com
estimativas mais altas apresentadas para outras regiões.
Desse total, uma média de 84,13 ± 21,34 tC.ha-1 correspondeu ao estoque de
carbono apenas em raízes finas, com diâmetros menores que 5 mm e responsáveis por
mais até 70% da biomassa total abaixo do solo. Contudo, outros autores encontraram
relações menores de aproximadamente 13% a 47% (CASTAÑEDA-MOYA et al. 2011)
e entre 46 e 60% (KOMIYAMA et al.1987).
Embora a biomassa acima do solo apresente participação relevante no estoque de
carbono florestal dos manguezais, a contribuição da biomassa abaixo do solo provou ser
235
cada vez mais importante à medida que novas estudos são realizados, mostrando que a
razão de a biomassa acima e abaixo do solo pode ser de 1:1.
Para o estudo de SANTOS et al. (2017) razão raiz/parte aérea foi de 1,14. Essas
estimativas demonstram que a biomassa das raízes subterrâneas contribui
significativamente, mais de 50%, para o estoque de carbono nos manguezais florestas. E
a biomassa da raiz de mangue pode ser maior que a de outros ecossistemas brasileiros.
As estimativas do estoque de carbono, variam de acordo com a metodologia
empregada, que por sua vez, dependem dos modelos alométricos utilizados41. A
utilização de modelos desenvolvidos para outros locais e outras fisionomias pode ser a
explicação das estimativas extremamente elevadas (57,6 - 72,1 tC.ha-1) encontradas por
ELLISON & SIMONDS (2003) e (78,0 tC.ha-1) em ESTRADA & SOARES (2017),
como da estimativa mínima (3,7 tC.ha-1) apresentada por LOVELOCK et al. (2005).
No primeiro estudo os autores utilizaram a equação desenvolvida por CLOUGH et al.
(1997), que estima a biomassa de cada tronco do indivíduo a partir do diâmetro. Apesar
de o coeficiente de determinação da equação ter sido elevado, o número amostral foi
reduzido (23 troncos de 13 indivíduos) e o erro padrão da estimativa ajustado não foi
apresentado. No último estudo os autores utilizaram equações de FROMARD et al.
(1998) e CINTRÓN & SCHAEFFER-NOVELLI (1983), que não são específicas para
arbustos.
Adicionalmente, comprovando a grande variabilidade dos valões encontrados na
bibliográfica, temos o estudo de Santos et al. (2019) que avaliou os manguezais
amazônicos, a partir da Ilha de Ajuruteua, localizada no município de Bragança/PA,
apresentou resultados ainda mais elevados de estoque de carbono por hectare, sendo
para o 2018 foram 125 tC.ha-1. Entretanto, o estudo utilizou uma metodologia diferente
dos estudos anteriores (que realizam a estimativa de biomassa e carbono nos
manguezais através de dados obtidos em campo e equações alométricas), estimando a
biomassa e o estoque de carbono acima do solo por meio da aplicação do NDVI
(Normalized Difference Vegetation Index)42. A metodologia consistiu no cálculo de
41 Equações alométricas (variáveis independentes) espécie e local-específicas tem sido amplamente
utilizada para estimar a biomassa aérea em florestas de mangue e suas variações ao longo do tempo
(KOMIYAMA et al., 2008).
42 O índice de vegetação por diferença normalizada (NDVI), de acordo com Huete (1998), baseia-se
em combinações das reflectâncias da faixa do visível e do infravermelho próximo. Segundo Silva e
236
valores de NDVI a partir de imagens Landsat de 2008 e 2018 para,
posteriormente, estimar os valores de biomassa e carbono.
Estrada (2013) também não utilizou equações específicas para árvores
ramificadas desde a base na transição com a planície hipersalina, porém o somatório das
estimativas da biomassa de cada tronco (ereto) foi realizado com base em regressões
desenvolvidas no próprio local de estudo (Guaratiba). Por outro lado, a maioria dos
demais estudos (Tabela 8) desenvolveram equações específicas para suas estimativas.
Tais equações simples ou múltiplas tem como variáveis independentes o diâmetro e o
volume da copa (ROSS et al., 2001), o produto entre a área da copa e o número de
rizóforos (CORONADOMOLINA et al., 2004), o produto entre o diâmetro ao quadrado
e a altura (SUWA et al., 2008) e a altura e o diâmetro (ABOHASSAN et al., 2012).
Desta forma, modelos desenvolvidos para áreas e fisionomias específicas podem
explicar a variação entre as estimativas de estoque de carbono acima. Nas estimativas
realizadas por Estrada (2013), por exemplo, o somatório das estimativas da biomassa de
cada tronco do mangue foi realizado por meio de regressões desenvolvidas a partir da
localidade do estudo (no caso, Guaratiba/RJ).
Assim, para este estudo vamos considerar, apesar do levantamento de diferentes
estudos desenvolvidos pelo mundo, considerou-se como base os estudos realizados no
Manguezal de Guaratiba (ALMEIDA, 2014; ESTRADA, 2013; 2014; FERNANDEZ,
2014; SANTOS, 2017).
Considerando esses estudos, restaram apenas investigar o acúmulo de madeira
morta e serapilheira, de modo que na ausência de números específicos para o local se
utilizará para representar o estoque de carbono desses compartimentos os números
apresentados no Segundo e Terceiro Inventários Nacionais. Sendo assim, a razão de
madeira morta foi obtida a partir do trabalho de FERNANDES (1997) (7,93 tC.ha-1),
realizado na ilha de Maracá, no Amapá, com valor de 10% da biomassa acima do solo.
Enquanto o valor de serapilheira foi aquele encontrado por Ramos e Silva et al. (2007)
(0,19 tC.ha-1), no Rio Grande do Norte. Assim, chegamos ao número de estoque de
Moreira (2011), o NDVI representa quantitativa e qualitativamente a vegetação verde de uma
localidade com valores que variam de -1 a 1, onde os valores negativos usualmente representam
massas d’água e os valores mais próximos de 1 representam as áreas mais densamente
vegetadas (SANTOS et al., 2019).
237
carbono para esses compartimentos da floresta de manguezal de toda a área de estudo
(Manguezal Guaratiba-Sepetiba) (Tabela 9).
238
Tabela 9. Estimativas do estoque de carbono no compartimento abaixo do solo; madeira morta ; e serapilheira da floresta de manguezal de toda a área
de estudo (Manguezal Guaratiba-Sepetiba).
Compartimento Estoque de Carbono (tC/ha) Referência Área (ha) Estoque Total (tC)
Estoque abaixo do solo (tC/ha) 104,41 SANTOS et al.(2017) 2.816,59 294.080,16
Estoque de madeira morta (tC/ha) 7,93 Brasil (2010; 2015) 2.816,59 22.335,56
Estoque de serapilheira (tC/ha) 0,19 Brasil (2010; 2015) 2.816,59 535,15
Notas: 1 A partir do estudo de FERNANDES (1997). 2 A partir do estudo de RAMOS & SILVA et al. (2007)
239
Considerando que uma subárea dentro do escopo dessa tese, o manguezal de
Guaratiba apresentou área total de 1881,03 ha, sendo 304,46 da fisionomia de Franja;
1059,67 de Bacia; 393,17 de Transição; e 123,73 de Colonização (ALMEIDA, 2014;
ESTRADA, 2013; 2014; FERNANDEZ, 2014), ou seja cada fisionomia representou,
respectivamente 16,19 %; 56,33 %; 20,90 %, 6,58 % da área do manguezal.
Extrapolando essas porcentagens para as florestas de manguezais adjacentes
(Guartiba-Sepetiba), considerando a áreas calculada pelo mapeamento no item 6.3 desse
estudo, de 2.816,59 ha, temos as seguintes áreas por fisionomia:
Tabela 10. Cálculo da proporção do tipo de fisionomia de floresta de manguezal de Guaratiba
encontrados e compilados dos estudos de Almeida (2014); Estrada (2013; 2014); Fernandez
(2014).
Fisionomia do Manguezal
de Guaratiba Área (ha) Fator (%)
Franja 304,46 16,19
Bacia 1059,67 56,33
Transição 393,17 20,90
Colonização 123,73 6,58
Total 1881,03
Tabela 11. Extrapolação das áreas por fisionomia de floresta de manguezal para todas áreas de
estudo (Guaratiba-Sepetiba).
Fisionomia do Manguezal
de Guaratiba-Sepetiba Área (ha) Fator (%)
Franja 455,89 16,19
Bacia 1.586,71 56,33
Transição 588,72 20,90
Colonização 185,27 6,58
Total 2.816,59
Por fim, chegamos ao número de estoque de carbono no compartimento da
biomassa acima do solo por fisionomias da floresta de manguezal de toda a área de
estudo (Manguezal Guaratiba-Sepetiba) (Tabela 12).
240
Tabela 12. Estimativas do estoque de carbono no compartimento acima do solo por fisionomia da floresta de manguezal de toda a área de estudo
(Manguezal Guaratiba-Sepetiba).
Fisionomia do Manguezal
de Guaratiba-Sepetiba
Estoque de carbono
acima do solo (tC/ha) Referência Área (ha)
Estoque de carbono acima do solo
(tC)
Franja 96,56 ESTRADA (2013; 2014) 455,89 44.020,56
Bacia 60,7 ESTRADA (2013; 2014) 1.586,71 96.313,54
Transição 25,87 ESTRADA (2013; 2014) 588,72 15.230,17
Colonização 43,52 FERNANDEZ (2014) 185,27 8.062,91
TOTAL 163.627,19
241
Dados os valores obtidos nas tabelas anteriores, foi possível desenvolver os
cálculos de carbono equivalente para o manguezal da área de estudo (Guaratiba-
Sepetiba), conforme apresentado na Tabela 13 para o estoque de carbono total e na
Tabela 14, para o sequestro de carbono pelo manguezal por ano.
Devido ao reduzido número de estudos que determinam o sequestro de carbono,
em relação aos que determinam o estoque de carbono, não foi possível identificar
padrões globais estatisticamente significativos (ESTRADA, 2013). Desta forma, é
sugerido a utilização do valor de 2,9 ± 2,2 tC.ha-1.ano-1 (ESTRADA, 2013;
FERNANDEZ, 2014; ESTRADA e SOARES, 2017) para quantificar as remoções de
CO2 referentes à mudança de estoque de carbono em florestas manejadas que
permanecem florestas manejadas, bem como de florestas não manejadas que são
convertidas para florestas manejadas.
Tabela 13. Estimativa do estoque de carbono (tC) para área de estudo considerando os
diferentes compartimentos da floresta de manguezal e suas fisionomias sucessionais.
Compartimento Estoque Total (tC)
Acima do solo 163.627,19
Abaixo do solo 294.080,16
Madeira morta 22.335,56
Serrapilheira 535,15
ESTOQUE TOTAL 480.578,06
Tabela 14. Estimativa do sequestro de carbono (tC/ano) para a Floresta de Manguezal da Baía
de Sepetiba, no município do Rio de Janeiro.
Sequestro de carbono
por hectare (tC.ha-1) Referência Área (ha)
Total Sequestrado ao
ano (tC.ano-1)
2,9 ESTRADA &
SOARES (2017) 2.816,59 8.168,11
Segundo ESTRADA (2013), as altas taxas de sequestro de carbono no mundo
são atribuídas ao reduzido tempo de renovação da biomassa aérea (27 anos), que é um
dos indicadores de alta resiliência dos manguezais (ALONGI, 2008) e dos processos
sucessionais decorrentes da dinâmica geomorfológica dos estuários onde ocorrem.
242
Sendo assim, se considerarmos a conservação e manejo desse manguezal pelos
próximos 20 anos, ele potencialmente sequestrará 220.539 tC da atmosfera.
6.5. Valoração do Estoque e Sequestro de Carbono do Manguezal
Guaratiba-Sepetiba
Segundo o Instituto Estadual do Ambiente (INEA, 2014) sobre a Reserva
Biológica de Guaratiba:
“Com 3.360 hectares, a Reserva Biológica de Guaratiba (RBG)
protege, desde a década de 70, importante remanescente de
manguezal na Região Metropolitana do Rio de Janeiro, associado à
Baía de Sepetiba. Trata-se de ecossistema de grande valor ambiental,
econômico e social, por oferecer inúmeros serviços ambientais, dentre
os quais a manutenção da diversidade biológica; a oferta de pontos
de repouso e alimentação para diversas espécies de aves migratórias;
a prevenção de inundações; além de servir como fonte de matéria
orgânica para águas adjacentes, constituindo a base da cadeia trófica
de espécies de importância econômica e ecológica”. (INEA, 2014)
Após a etapa de mapeamento e quantificação do estoque e taxa de sequestro de
carbono pelo mangue da área de estudo, incluindo o manguezal da Reserva Biológica de
Guaratiba, realizou-se o exercício de valoração dos serviços ecossitêmicos identificados
para local.
10.4.1. Mercados voluntários de carbono e projetos de manejo e
conservação de manguezais
A partir do esforço global de redução das emissões de gases de efeito estufa na
atmosfera terrestre, a adoção do Protocolo de Kyoto possibilitou o desenvolvimento de
projetos de Redução Certificada de Emissões do Mecanismo de Desenvolvimento
Limpo (MDL), por meio de ações pactuadas entre empresas, governos e organizações
não-governamentais ligadas à atividades de uso da terra, mudança de uso da terra e
silvicultura.
243
Não obstante, o Protocolo de Kyoto elegia apenas atividades de florestamento e
reflorestamento. Por este motivo, como ressalta Estrada et al., (2015), as taxas de
sequestro de carbono resultantes do crescimento de árvores de mangues em áreas
protegidas não poderiam ser convertidas em créditos oficiais de carbono. É a partir da
metodologia criada através do mecanismo de Redução de Emissões por Desmatamento
e Degradação Florestal (REDD+) que atividades de manejo sustentável de florestas,
conservação e aumento dos estoques de carbono florestal, passaram a contemplar as
ações elegíveis pelo MDL.
A expectativa acerca da inclusão do REDD+ no contexto da Convenção do
Clima se restou na adoção do Acordo de Paris, adotado em dezembro de 2015 e
oficialmente em vigor em novembro de 2016. O mecanismo de REDD+ é incluído no
Artigo 5 do Acordo, segundo o qual:
As Partes são encorajadas a adotar medidas para
implementar e apoiar, inclusive por meio de pagamentos por
resultados, o marco existente conforme estipulado em
orientações e decisões afins já acordadas sob a Convenção para:
abordagens de políticas e incentivos positivos para atividades
relacionadas a redução de emissões por desmatamento e
degradação florestal, e o papel da conservação, do manejo
sustentável de florestas e aumento dos estoques de carbono
florestal nos países em desenvolvimento; e abordagens de
políticas alternativas, tais como abordagens conjuntas de
mitigação e adaptação para o manejo integral e sustentável de
florestas, reafirmando ao mesmo tempo a importância de
incentivar, conforme o caso, os benefícios não relacionados com
carbono associados a tais abordagens43. (UNFCCC, 2016)
Mais do que um instrumento de redução de emissões de GEE, a importância do
REDD+ para a conservação das florestas de mangue está na criação de mecanismos de
incentivo econômico para seu fomento, o que conforme ressaltam Salles, Salinas e
Paulino (2017) será essencial para o levantamento de recursos necessários para que os
países implementem tais atividades e assim cumpram o Acordo de Paris.
43 Documento final traduzido para o português pelo Centro de Informação das Nações Unidas para o
Brasil (UNIC Rio). Disponível em: https://nacoesunidas.org/acordodeparis/.
244
No âmbito do Brasil, o REDD+ já apresenta uma gama de projetos,
possibilitados pelo Mercado Voluntário de Carbono (MVC) e por meio dos fundos
públicos, como o Fundo Amazônia44 (SALLES; SALINAS; PAULINO, 2017). Embora
grande parte dos projetos de REDD+ no Brasil sejam financiados por meio dos fundos
públicos, independentemente do andamento do Acordo de Paris o MVC vem se
desenvolvendo no Brasil, possibilitando a compra e venda dos créditos de carbono
referentes ao desenvolvimento destes projetos, de forma a financiá-los (ESTRADA et
al., 2015; SALLES; SALINAS; PAULINO, 2017).
Os projetos referentes a categoria de “Florestas e Uso da Terra” são essenciais
enquanto estratégia de redução das emissões de GEE, chamadas de “Nature-based
Solutions (NbS) – Soluções Baseadas na Natureza”. Dados da Forest Trends (2019)
mostram que o volume de créditos de carbono transacionados em mercados ao redor do
mundo relacionados a tais projetos aumentaram 264% no período compreendido entre
2016 e 2018, passando de 13,9 MtCO2e para 50,7 MtCO2e, conforme Figura 10. Em
termos de comparação, o volume de créditos de carbono de todas as outras categorias de
projetos cresceu em um patamar de 21%.
Tabela 15. Volume de transações do Mercado Voluntário de Carbono Offset em 2017 e 2018.
Fonte: Adaptado de Forest Trends (2019).
Volume em 2017 (MtCO2e) Volume em 2018 (MtCO2e)
Florestas e Uso do Solo 16,6 50,7
Energia Renovável 16,8 23,8
Disposição de Lixo 3,7 4,5
Dispositivos Domésticos 2,3 6,1
Processos Químicos/ Manufatura industrial 2,6 2,5
Eficiência Energética/ comutação de
combustível
1,1 2,8
Transporte 0,1 0,3
VOLUME TOTAL 43,2 90,7
44 O Fundo Amazônia foi criado especificamente com o objetivo de financiar atividades de REDD+ na
região.
245
Ainda segundo o relatório da FOREST TRENDS (2019), dentro da categoria
Florestas e Uso da Terra, por sua vez, o volume de projetos de REDD+ especificamente
ligados a conservação de florestas aumentou em 187% no mesmo período, passando de
10,6 MtCO2e em 2016 para 30,5 MtCO2e em 201845.
10.4.2. Cálculo do valor de mercado do estoque e sequestro de carbono da
Baía de Sepetiba/RJ
Em termos práticos, uma tonelada de carbono reduzida em qualquer lugar do
mundo tem o mesmo efeito que uma tonelada reduzida em outra parte. No entanto, nos
mercados voluntários, os compradores pagaram preços muito diferentes pelas
compensações voluntárias de carbono, como exemplificado pela Forest Trends (2017)
que, em 2016, transações foram realizadas por menos de US$ 0,5/tCO2eq a mais de
US$ 50/tCO2eq (Figura 28).
Os mercados voluntários se assemelham ao mercado imobiliário, com diversos
de fatores que podem afetar o preço de venda para carbonos de origens diferentes. Nos
mercados voluntários, os compradores podem pagar diferentemente pela mesma
quantidade de compensações eólicas, por exemplo, dependendo se as compensações se
originam de um projeto próximo às suas próprias operações comerciais; se um projeto
oferece treinamento ou oportunidades de emprego a comunidades próximas; se um
projeto foi verificado sob um organismo padrão específico.
45 Segundo os dados do relatório, o Peru teve grande participação no aumento de créditos de carbono em
mercados ao redor do mundo nesta categoria, saltando de 1,5 MtCO2e em 2016 para 21,2 MtCO2e em
2018. Este volume representa 86% do aumento geral de 22,8 MtCO2e em volume da América Latina.
Além disso, quase todo o crescimento do Peru veio de projetos de REDD +. Fonte: FOREST TRENDS
(2019).
246
Figura 28. Tamanho do mercado de carbono offset por região e país do projeto. Fonte: Extraído
de FOREST TRENDS (2020).
Além disso, o tipo ou segmento de projeto podem atrair compradores de várias
maneiras diferentes. Alguns compradores desejam apoiar projetos que fazem mais do
que apenas reduzir as emissões e que incluem co-benefícios como proteção de habitat
ou criação de empregos. Eles podem comprar compensações de um projeto florestal,
porque o projeto não apenas sequestra o carbono, mas também protege espécies
ameaçadas como onças-pintadas. Outros querem projetos fáceis de entender. Outros
compradores estão simplesmente procurando a maneira mais barata de reduzir as
emissões e se preocupam pouco com o tipo de projeto que eles apoiam. Por este motivo,
os preços médios da tonelada de carbono varia entre os tipos de projeto. A Tabela 16
apresenta os valores dos preços médios por categoria de projeto para os anos de 2017 e
2018.
247
Tabela 16. Volume de valores, preço médio por categoria de Projeto nos mercados de carbono
offset, 2017 e 2018. Fonte: Adaptado de FOREST TRENDS (2019).
Preço Médio em
2017 (US$)
Preço Médio em
2018 (US$)
Valor de mercado
em 2018 (US$
milhões)
Florestas e Uso do Solo 3,4 3,2 171,9
Energia Renovável 1,9 1,7 40,9
Disposição de Lixo 2,0 2,2 10,0
Dispositivos Domésticos 5,0 4,8 29,5
Processos Químicos/
Manufatura industrial
1,9 3,1 7,9
Eficiência Energética/
comutação de combustível
2,1 2,8 7,8
Transporte 2,9 1,7 0,5
TOTAL 268,5
Devido às variações de preço médio global do carbono por segmento de projeto,
para valorar monetariamente o benefício econômico gerado pelo estoque e sequestro de
carbono do mangue localizado na Baía de Sepetiba/RJ, foi utilizado o valor do preço
médio do carbono para a categoria de Florestas e Uso do Solo de 2018 (U$3,2). A partir
do volume total de estoque de carbono (tC) e de carbono sequestrado (tC/ano) para a
área de mangue, o valor de mercado total dos dois serviços ecossistêmicos foi estimado
em US$ 1.563.987,74 ou RS$ 6.052.632,57 conforme Tabela 17.
Tabela 17. Volume e valor de mercado do estoque de carbono e carbono sequestrado pelo
mangue da Baía de Sepetiba/RJ.
248
Volume estoque
(tC) e sequestro
(tC/ano)
Valor de mercado
em 2018 a (US$)
Valor de mercado
em 2018b (R$)
Estoque de Carbono 480.578,06 1.537.849,79± 5.951.478,70±
Acima do solo 163.627,19 523.607,01 2.026.359,12
Abaixo do solo 294.080,16 941.056,51 3.641.888,70
Madeira morta 22.335,56 71.473,79 276.603,58
Serrapilheira 535,15 1.712,48 6.627,30
Sequestro de carbono 8.168,11 26.137,95 101.153,87
TOTAL 1.563.987,74 6.052.632,57
Notas: a O preço médio do carbono considerado para o cálculo corresponde a US$3,2.
bA conversão do dólar para a moeda brasileira seguiu a cotação do Banco Central para a data de dez/2018.
Disponível em: https://www4.Carbono Azulb.gov.br/pec/taxas/port/ptaxnpesq.asp?frame=1. Acesso em
13 mar 2020.
Como o preço médio do carbono para esta categoria mais atualizado corresponde
aos dados levantados pelo relatório “State of the Voluntary Carbon Markets 2019” do
Forest Trends (2019) para o ano de 2018, este valor corresponde a um valor de mercado
para preços de 2018.
O valor encontrado para o serviço de estoque e sequestro de carbono foi de R$
6.052.632,57 passando para o Ano Base 2020 (IGP-ID)46, temos R$ 6.947.652,74.
46 O valor atualizado pelo Índice Geral de Preços IGP-DI (um dos índice que faz essa correção monetária) de 2018
para 2020 foi de 1,147. Calculo feito por meio do portal http://www14.fgv.br/fgvdados20/default.aspx.
249
10.4.3. Valoração dos demais serviços ecossistêmicos gerados pelo
manguezal da Baía de Sepetiba/RJ.
Para valorar os demais serviços ecossistêmicos gerados pelo manguezal da Baía
de Sepetiba/RJ, em primeiro lugar foi realizado um levantamento bibliográfico e
documental acerca dos principais serviços ecossistêmicos gerados pelo mangue em
questão. Para isso, foram levantados dados da literatura e do Plano de Manejo da
REBIO de Guaratiba (2013), onde se localiza parte do mangue da Baía de Sepetiba.
A Tabela 18 apresenta os principais benefícios levantados para esta pesquisa.
Dentre os valores de uso direto foram destacados na área de conservação 32 espécies de
invertebrados, com destaque de importância comercial para Ucides cordatus e
Cardisoma guanhumi, que constam da lista de espécies de espécies sobre-explotadas.
Quanto aos vertebrados, foram registradas 121 espécies de peixes, 04 de répteis, 168 de
aves e 10 de mamíferos. A classe Malacostraca é representada abundantemente pelos
camarões Penaeus schmitti e Penaeus paulensis, e pelos siris Callinectes danae,
Portunus sayi e Cronius ruber. Com relação à provisão de matéria-prima, consta no
documento a relevância do mangue enquanto fonte de subsistência e alimento para
inúmeras comunidades litorâneas.
A atividade de turismo e recreação é representada pelo turismo de massa
praticado no entorno do mangue, em especial durante o verão, para navegação e outros
esportes aquáticos. Dentre os serviços ecossistêmicos associados a valores de uso
indireto, destacam-se no Plano de Manejo a manutenção da diversidade biológica,
estabilizador das terras costeiras e controlador dos processos erosivos, além de servir de
filtro de resíduos poluentes, que reduzem a contaminação dos ambientes costeiros.
As áreas naturais dessas estreitas faixas de transição entre o continente e o mar
constituem os berçários da vida marinha, beneficiando, diretamente, a pesca artesanal
ou de pequena escala. Tal atividade, como um manejo sustentável de grande relevância
socioeconômica, é uma aliada natural das novas diretrizes e metas internacionais para a
conservação sustentável do mar, aprovadas pela Convenção de Diversidade Biológica –
CDB (2004). O valor ecossistêmico da conversão dessas áreas marinhas e costeiras para
250
a especulação imobiliária, turismo de beleza cênica ou expansão industrial contrasta
com o valor da conservação de sua biodiversidade para fins pesqueiros
Um exemplo para este enfoque é o estudo realizado por ABURTO-OROPEZA
et al. (2008), com base em pesquisa que associa proporcionalmente capturas pesqueiras
no oceano Pacífico, na região do golfo da Califórnia, à quantidade de manguezais
preservados, concluiu que estes ecossistemas valem muito mais para a biodiversidade
do que para a especulação imobiliária. Os valores dos dividendos proporcionados pela
pesca para cada hectare de manguezal equivalem a US$ 37,500 mil por ano ou 600
vezes mais, aproximadamente, do que o valor dado a ele pelo governo mexicano.
Também, na Tailândia, estudo revela que um hectare de manguezal preservado vale
entre 1.000 a 36.000 dólares, bem acima dos 200 dólares para um hectare de
manguezais convertidos em viveiros de camarões.
De forma similar, DE GROOT et al., (2012) estimaram o valor monetário de
serviços ecossistêmicos dos biomas globais, e constaram que as áreas úmidas
representavam 46% do valor econômico global dos ecossistemas. Além disso, as áreas
úmidas de costa (e principalmente os manguezais) representavam 21% do valor
econômico global. Estas são as áreas com maior valor referente aos benefícios
ecossistêmicos gerados. Segundo o estudo, as áreas úmidas geravam, em valores
referentes aos preços de 2007, um total de 193.845,00 Int.$/ha/year, perdendo apenas
para o valor total dos benefícios gerados pelos recifes de coral (352.249,00
Int.$/ha/year).
Tabela 18. Funções Ecossistêmicas do manguezal da Baía de Sepetiba. Fonte: Elaboração
própria com base em SCHAEFFER-NOVELLI (1991) e no Plano de Manejo da REBIO de
Guaratiba (2013).
Função ecológica Bens e serviços ecossistêmicos
Valor de uso direto
Habitar e viveiro para
espécies animais e de
vegetação
Pesca e caça esportiva
Pesca e caça comercial
Extração de matéria-prima: fonte de
subsistência e alimento para inúmeras
comunidades litorâneas
251
Função ecológica Bens e serviços ecossistêmicos
Ambiente natural Turismo e recreação
Valor de uso indireto
Controle de inundação Proteção contra enchentes
Proteção contra tempestades
Sequestro de carbono Redução do aquecimento global
Biodiversidade Manutenção da diversidade biológica
Regulação do Ambiente
Estabilizador das terras costeiras e
controlador dos processos erosivos, além
de servir de filtro de resíduos poluentes,
que reduzem a contaminação dos
ambientes costeiros
Valor de não-uso ou
valor de existência Biodiversidade
Apreciação de espécies
Valor de opção Ambiente natural Existência, legado, opção
A partir da identificação dos serviços ecossistêmicos da área de mangue do
estudo, foram levantados na literatura estudos de caso de valoração de serviços
ecossistêmicos gerados por mangues no Brasil. A Tabela 19 apresenta os estudos de
caso mapeados, os métodos utilizados em cada caso, o valor econômico por hectare
atualizado para o Ano Base de 2020 e os serviços ecossistêmicos considerados. Em
seguida, foram selecionados os estudos em que os serviços ecossistêmicos valorados se
assemelhassem aos serviços do estudo de caso em questão, ou que considerassem outros
serviços ecossistêmicos. Ou seja, os estudos de caso que valorassem menos serviços do
que a atual pesquisa foram descartados.
O estudo de caso de GASPARINETTI et al. (2018) valora apenas serviços
ecossistêmicos associados a valores de uso indireto, de forma que o valor econômico do
manguezal por hectare seria subestimado e enviesaria os resultados deste estudo. De
forma semelhante, ESTRADA et al. (2015) valorou apenas o estoque e sequestro de
carbono, gerando um valor econômico total muito abaixo dos estudos que consideram
outros serviços. ROSA et al. (2016) considerou a provisão de caranguejos, camarão,
peixes e frutas, assim como apenas um serviço de valor de uso indireto (regulação do
ciclo da água), de forma que também foi descartado.
252
Tabela 19. Estudos de caso de valoração de ecossistemas de manguezal no Brasil.
Autor Estudo de Caso Método
Valor anual por
hectare (Ano base
2020)
Serviços Ecossistêmicos considerados
Carvalho et al.,
2018
Manguezal da Vila de
São Miguel - Município
de São Caetano de
Odivelas (PA) (950 ha)
Método de Valoração
Contingente
R$208.519,14
Valor de uso direto: Pesca (Caranguejo, Siri, Ostras,
Sapequara, Mexilhão, Camarão, Turu); Extração de
madeira (lenha, curral, cercado, jirau, chiqueiro,
suporte do laço e inseticida); Coleta de Aves (Guará,
Pato do Mato, Maçarico, Taquiri, Gavião).
Valor de Não-uso: Manejo de mariscos
Valor de Existência: difusão do saber, Manifestações
culturais e religiosas.
Gasparinetti et al.,
2018
Mangue do Salgado
Paraense (PA)
Método de Transferência
de Valores (Função de
valor meta-analítica)
R$ 964,24
Valor de uso direto (peixes, caranguejos, recreação e
turismo)
Valor de uso indireto (Proteção costeira, sequestro de
carbono, qualidade da água)
Estrada et al., 2015
Mangue da Reserva
Biológica Estadual de
Guaratiba - RJ (3356 há)
Preço de mercado do
carbono
R$ 3.903,11 Valor de uso indireto (estoque e sequestro de carbono)
Grasso &
Schaeffer-Novelli,
1999
Comunidades de
Iguape e Cananéia - SP
(13.035 há)
Valoração Contingente
Método do custo de
viagem
Método da função de
produção
R$ 29.002,18
Valor de Uso Direto(Peixe)
Valor de uso indireto: Recreação
Valor de Existência
Souza & Silva,
2011
Mangue do estuário de
Potengi - Rio Grande
do Norte (920 ha)
Função de Produção R$ 40.709,35
Valor de uso direto: aquacultura, turismo, recreação
Valor de uso indireto: qualidade da água,
reservatório de nitrogênio e fósforo e retenção de
metais pesados
253
Autor Estudo de Caso Método
Valor anual por
hectare (Ano base
2020)
Serviços Ecossistêmicos considerados
Tognella et al.,
2006
Mangue da Baía de
Babitonga e Ilha de
Santa Catarina - SC
(6200 há)
Função de Produção
R$ 1.072.496,85
Valor de Uso Direto (Crustáceos, Moluscos,
carangueijos, madeira, produção costeira*)
Valor de Uso Indireto (ciclagem de nutrientes,
proteção da costa e transporte de água, retenção de
sedimentos)
Rosa et al., 2016
Mangue da Reserva
Extrativista Marinha
Caeté-Taperaçu -
Bragança - PA (24.000
há)
Valoração Contingente
(Disposição a Pagar pela
conservação da área)
R$ 147,91
Valor de uso direto (caranguejo, camarão, peixes e
frutas)
Valor de uso indireto: regulação do ciclo da água
254
Dessa forma o valor econômico dos demais serviços ecossistêmicos do mangue
da Baía Sepetiba/RJ foi definido a partir da média dos valores econômico por hectare
dos estudos encontarados na literatura para o Brasil onde os serviços ecossistêmicos
mais se assemelhavam com os serviços da área de estudo, conforme a Tabela 20. O
valor econômico médio por hectare foi multiplicado pelo tamanho da área de mangue da
região de estudo, resultando em um valor econômico total de R$ 951.111.680,59.
Tabela 20. Valor Econômico Total dos demais serviços ecossistêmicos do manguezal
Guaratiba-Sepetiba.
Valor Econômico
Médio por Hectare
(R$/ha)
Valor Econômico Total dos Demais
Serviços (R$)
Mangue da Baía de
Sepetiba/RJ R$ 337.681,88
R$ 951.111.680,59
Retomando o valor encontrado para o serviço de estoque e sequestro de carbono
de R$ 6.947.652,74 e somado ao valor dos demais serviços, o valor econômico total dos
serviços ecossistêmicos do mangue da Baía Sepetiba/RJ ficou em R$ 958.059.333,33.
Nota-se que, economicamente, a importância dos serviços ecossistêmicos
providos pela floresta de mangue vão muito além do valor do carbono estocado e
sequestrado pela floresta, e os demais serviços, comummente não valorados, foram
significativos.
O grande papel da valoração econômica de serviços ecossistêmicos deriva da
necessidade de sucessivas tomadas de decisões acerca dos ecossistemas, e
principalmente nas situações em que não há informação o suficiente acerca dos
principais riscos ambientais que estão sendo gerados por determinada atividade
econômica (PEARCE, 1992; COSTANZA et al., 1997). PEARCE (1992) destaca que a
valoração é uma importante ferramenta para o estabelecimento de pioridades setoriais,
para o equilíbrio entre a conservação e o desenvolvimento econômico, e para auxiliar as
escolhas dos padrões ambientais adequados.
255
Como ressalta PEARCE (1992), a valoração ecossistêmica se torna relevante em
todos os níveis de escolha pública: (a) na avaliação de projetos, ao comparar os
impactos ambientais que determinado investimento com outros custos e benefícios; (b)
na avaliação de determinado programa de governo, por meio da integração do valor dos
impactos ambientais ao processo de avaliação; e (c) na avaliação de políticas públicas,
no qual os fatores ambientais devem ser abordados no mesmo patamar de outros custos
e benefícios, de forma que as prioridades estabelecidas em cada setor não sejam
distorcidas da realidade.
A inclusão dos custos e benefícios gerados pelos ecossistemas nas análises de
custo-benefício na escala das atividades econômicas que envolvem a utilização de
recursos naturais se torna essencial para a análise e avaliação de políticas públicas de
conservação (CAIADO & ORTIZ, 2018). Logo, a valoração é fundamental para a
gestão e conservação dos manguezais, assim como para a tomada de decisão que
envolva projetos na área de estudo. CAIADO & ORTIZ (2018) ressaltam, também, a
importância da valoração como uma forma de construir um cenário mais realista do
meio ambiente nas estratégias de desenvolvimento econômico, tanto em escala regional
quanto nacional.
No entanto, o método da valoração ainda encontra diversos desafios. Um dos
principais problemas da valoração para as áreas úmidas, como os mangues, resta sobre o
fato de que poucos destes serviços são comercializados. Os serviços de provisão de
matéria-prima, alimento e produtos medicinais são comercializados no mercado, de
forma que sua valoração é facilmente observável. Por outro lado, serviços essenciais
prestados pelos ecossistemas costeiros, como a proteção costeira, ciclagem de
nutrientes, controle de erosão, a purificação de água e o sequestro do carbono, não estão
associados diretamente a um valor de mercado, de forma que atribuir um valor a estes
serviços se torna uma tarefa complexa (BARBIER, 2019).
Por último, cabe destacar que a metodologia de valoração econômica de recursos
naturais não foi isenta de críticas ao longo dos anos. Um dos argumentos críticos acerca
da valoração de ecossistemas ressalta que não se pode estabelecer um valor em bens ou
serviços “intangíveis”, como a vida humana, a estética ambiental, ou os próprios
benefícios ecológicos gerados pelos ecossistemas no longo prazo, o que significa que
estes elementos possuem valores próprios, não apenas devido às preferências dos
256
indivíduos. Com este respeito, PEARCE (1992) destacou que o que está sendo valorado
na realidade não é o meio ambiente ou a vida humana, mas sim as preferências que os
indivíduos possuem com relação às mudanças geradas no meio ambiente por
determinada atividade econômica. Desta forma, segundo o autor, não há razão para se
rejeitar a ideia de que tais elementos possuem valor intangível, apenas que o que está
sendo mensurado são de fato as preferências dos indivíduos.
Em última instância, COSTANZA et al. (1997) argumentou que de fato fazemos
este esforço de atribuir valores todos os dias, destacando como exemplo o
estabelecimento de padrões de construção para pontes ou rodovias. Neste exemplo,
vidas humanas estão sendo valoradas na medida em que o investimento destinado ao
cumprimento destes padrões são uma forma de salvar vidas.
Um dos maiores desafios da valoração é o conhecimento insuficiente para a
associação entre mudanças na estrutura e funções do ecossistema e o fornecimento de
bens e serviços valiosos. No caso das áreas úmidas costeiras, tais alterações podem
ocorrer tanto na qualidade de um ecossistema específico, como o mangue, ou por meio
de variações no fluxo de energia, água ou nutrientes geradas por eventos como as
tempestades costeiros ou influxo de resíduos orgânicos das áreas interiores (BARBIER,
2019).
Como destacam os dois autores, a valoração econômica de recursos naturais é
uma ferramenta complexa, no entanto, seu papel para a tomada de decisões acerca da
conservação dos ecossistemas é legítimo. Enquanto os valores intangíveis dos recursos
naturais não podem ser mensurados, logo, não podem ser incluídos nas análises, os
valores econômicos possibilitam o auxílio à formulação e avaliação de políticas
públicas que incluam o desenvolvimento sustentável e a preservação dos recursos
naturais (PEARCE, 1992; CAIADO e ORTIZ, 2018).
Como os serviços ecossistêmicos ainda não são totalmente "capturados" nos
mercados comerciais ou quantificados adequadamente em termos comparáveis aos
serviços econômicos e ao capital manufaturado, eles geralmente recebem muito pouco
peso nas decisões políticas. Essa negligência pode finalmente comprometer a
sustentabilidade do meio ambiente na biosfera (COSTANZA et al., 1997).
257
No entanto, pode ser instrutivo estimar o valor 'incremental' ou 'marginal' dos
serviços ecossistêmicos (a taxa estimada de mudança de valor em comparação com as
mudanças nos serviços ecossistêmicos em relação aos níveis atuais) (COSTANZA et
al., 1997).
258
Capítulo VII. Conclusões e Recomendações Finais
Mudanças globais relacionadas ao clima vêm sendo discutidas em todo o
mundo, com previsões de cenários que oscilam desde os mais tênues aos mais drásticos
e alarmistas. Independentemente do quanto esses cenários são precisos e realísticos,
torna-se indiscutível e urgente a busca de soluções e medidas adaptativas aos efeitos
dessas mudanças, tanto por parte dos governos quanto da sociedade (MMA, 2018).
Nas zonas costeiras, em particular, esses efeitos já podem ser observados
principalmente pelas variações na dinâmica costeira (ondas e correntes) e pela
intensificação de eventos extremos, como tem ocorrido sistematicamente, por exemplo,
nos Estados Unidos. No Brasil, a passagem do “Furacão Catarina” pelo litoral sul
catarinense e norte do Rio Grande do Sul em 2004 trouxe à tona a discussão sobre
adaptação e mitigação às mudanças climáticas. Além desses fatores, o aumento relativo
do nível médio do mar, mesmo que de algumas poucas dezenas de centímetros ao longo
do próximo século, é de grande significado e importância, mesmo que não venha a
causar inundações de grandes proporções em áreas topograficamente situadas próximas
ao atual nível médio do mar. A perda de terras no litoral, em áreas de baixa altitude,
pode rapidamente destruir variados e importantes ecossistemas como lagunas, lagoas e
manguezais, além de refletir perdas de patrimônio público e privado. O aumento do
nível médio marinho pode alterar o equilíbrio energético na costa, causando grandes
mudanças na dinâmica sedimentar, implicando, inclusive, a erosão de amplas áreas
costeiras, muitas delas com ocupação densa, ou ainda recobertas, no caso do Brasil, por
ecossistemas tropicais e subtropicais habitados por fauna e flora diversas (MMA, 2018).
A pesquisa na última década melhorou as estimativas da dinâmica do carbono
em uma variedade de escalas espaciais. Isso possibilitou a modelagem de emissões
potenciais da conversão dos ecossistemas de Carbono Azul, como ervas marinhas,
manguezais e pântanos de marés, para outros usos (LOVELOCK, FOURQUREAN &
MORRIS, 2017), e estimativas de taxas e pontos críticos de emissões de CO2 resultantes
da perda do ecossistema. O desenvolvimento de políticas, a implementação de ações de
gestão e a demonstração dos benefícios do Carbono Azul, no entanto, ainda tem um
longo caminho pela frente.
259
O papel do Carbono Azul na mitigação e adaptação às mudanças climáticas
alcançou destaque internacional. Compreender como as mudanças climáticas afetam a
acumulação de carbono em ecossistemas maduros de Carbono Azul e durante sua
restauração é uma prioridade. Questões controversas incluem o papel do carbonato e
macroalgas no ciclismo do Carbono Azul e o grau em que os GEE são liberados após a
perturbação dos ecossistemas. A comunidade científica (MACREADIE, et al., 2019)
busca uma precisão aprimorada da extensão dos ecossistemas de Carbono Azul; das
técnicas para determinar sua proveniência; a compreensão dos fatores que influenciam o
sequestro nesses ecossistemas; e as ações de gerenciamento eficazes para aprimorar esse
valor. No geral, essa tese fornece um roteiro abrangente para as próximas décadas em
pesquisas futuras na ciência do Carbono Azul.
Produzir estimativas precisas da extensão global dos ecossistemas de Carbono
Azul é um pré-requisito para avaliar sua contribuição no ciclo global do carbono. Além
disso, dada a rápida taxa de declínio relatada para muitos ecossistemas de Carbono
Azul, como no caso dos manguezais, é necessária uma revisão regular dessas
estimativas para rastrear quaisquer mudanças em sua extensão e importância globais. O
mapeamento extensivo, com foco particular em áreas pouco estudadas que podem
suportar ecossistemas críticos de Carbono Azul, deve ser realizado para mapear e
monitorar sua extensão e mudança relativa ao longo do tempo (PHAM et al. 2019).
Existe, portanto, a necessidade de estabelecer um programa abrangente de
pesquisa sobre esses ecossistemas e a ciência do Carbono Azul que atenda às lacunas
atuais, continuando a responder às necessidades políticas e administrativas imediatas.
Além disso, este programa de pesquisa pode fornecer orientações políticas baseadas em
novos conhecimentos, desempenhando um papel na definição da agenda de
gerenciamento e não simplesmente respondendo a ela.
Apesar dos avanços nas pesquisas e na governança do Carbono Azul na última
década, existem aspectos técnicos, barreiras financeiras e políticas que limitam o
aumento de escala das iniciativas locais, a ponto de causar impactos que são
globalmente relevantes para a mitigação das mudanças climáticas (SERRANO, 2019).
Barreiras significativas incluem limitações de dados para cobertura geográfica, baixa
capacidade de previsão para alguns pools de carbono, altos custos de transação e
garantia de que a equidade e a justiça sejam alcançadas. Além do que, os projetos de
260
Carbono Azul mais representativos são ações relativamente recentes - escala de alguns
anos - com pouca quantificação de carbono como benefícios de mitigação (ou resultados
sociais), desse modo a viabilidade do projeto de Carbono Azul (por exemplo,
custo/benefício e sucesso da restauração) permanece pouco compreendido
(BAYRAKTAROV et al., 2016).
É importante ressaltar que agora temos o conhecimento fundamental para
justificar a inclusão de proteção, manejo, restauração e criação desses ecossistemas
dentro da gestão costeira e como mecanismos de mitigação e adaptação do clima. A
demonstração, monitoramento e relatório eficazes dos projetos de Carbono Azul
existentes e para novos projetos devem abordar as questões pendentes aqui elencadas,
bem como a adoção métodos padronizados também facilitarão a ligação de Carbono
Azul às NDCs.
Atualmente, projetos bem-sucedidos envolvem atores locais e consideram meios
de subsistência alternativos para as comunidades costeiras (WYLIE et al., 2016).
Exemplos de projetos de Carbono Azul implementados com sucesso em pequena escala
no Quênia, Madagascar, Índia e Vietnã, o financiamento provém do mercado voluntário
de carbono ou de mecanismos alternativos de financiamento. Como mais países
procuram responder e se adaptar aos impactos das mudanças climáticas, reduzindo seus
pegada ambiental, e com o Carbono Azul se tornando uma questão emergente no
Quadro das Nações Unidas Convenção sobre Mudança do Clima (UNFCCC), é
provável que mais projetos sejam implementados em um futuro próximo.
Os gestores costeiros em todo o mundo reconhecem cada vez mais a importância
da conservação e restauração desses ecossistemas costeiros naturais, garantindo a
resiliência costeira e o fornecimento de serviços ecossistêmicos essenciais, como a
atenuação das ondas, reduzindo as inundações e a erosão costeira.
O que está claro, entretanto, é que um oceano ecologicamente degradado perde
sua capacidade de suportar o ciclo do carbono e atuar amplamente como sumidouro de
carbono. A gestão de ecossistemas marinhos para um ciclo de carbono oceânico
funcional deve, portanto, ser fortalecida sob os regimes de gestão e regulamentação
internacionais, regionais e setoriais, como por meio da Convenção sobre a Conservação
dos Recursos Vivos Marinhos da Antártica (IUCN, 2020).
261
As Áreas Marinhas Protegidas e outros esforços de gestão oferecem
oportunidades para ferramentas de combate à mudança climática e agora são mais
necessárias do que nunca para sustentar um oceano funcional que continue a servir
como sumidouro de carbono.
Assim, muitos países incluíram a gestão de ecossistemas costeiros em suas
atividades nacionais de mitigação das mudanças climáticas, incluindo REDD+,
NAMAs, NDCs e outros mecanismos. Essas experiências mostram oportunidades para
refinamento adicional, bem como replicação e expansão em outros países. Mais
esforços agora vinculam os benefícios de mitigação e adaptação desses sistemas,
direcionam a gestão apropriada e as respostas políticas por meio de metas de
desenvolvimento nacional, bem como esforços de planejamento costeiro.
A gestão do ecossistema costeiro para mitigação e adaptação também pode ser
promovida no âmbito do Programa Estratégico de Transferência de Tecnologia de
Poznan, implementado pelo Fundo para o Meio Ambiente Global, e por meio do
trabalho e serviços do Mecanismo de Tecnologia da UNFCCC.
Os ecossistemas de manguezais constituem cerca de 3% da área florestal total
de todo o mundo, e sua capacidade de armazenamento de carbono em biomassa
florestal e do solo é maior do que a de florestas tropicais (SITOE et al., 2014).
De fato, as florestas de mangue são altamente produtivas e possuem altos
estoques de carbono presentes no solo, mais especificamente no metro superior, pois
recebem grandes cargas anuais de sedimentos (ADAME; FRY, 2016;
SANDERMAN et al., 2017). Sendo assim, os manguezais podem armazenar
quantidades significativas de carbono em sua biomassa, onde a maioria do
armazenamento de carbono do ecossistema é tipicamente encontrado no solo
(ADAME; FRY, 2016; SANDERMAN et al., 2017).
Vale ressaltar que a maioria dos ecossistemas costeiros estão
vulneráveis às pressões pela mudança do uso e cobertura do solo, colocando em
risco essas áreas ricas em carbono e que poderiam contribuir na mitigação das
mudanças climáticas. Enfatiza-se a importância de realizar estudos semelhantes
que possam demonstrar, através da quantificação de seus serviços ecossistêmicos, o
262
valor ambiental potencial que essas áreas possuem, bem como os custos
ambientais da não preservação.
Essa estimativa de estoque de carbono da biomassa subterrânea das florestas
brasileiras de mangue consiste em uma demanda científica e começa a preencher uma
enorme lacuna de conhecimento sobre a contribuição do país para a mitigação de
aquecimento global, particularmente considerando que o Brasil possui a segunda maior
área de cobertura de manguezais do mundo.
Mais esforços devem ser feitos para garantir que novas estimativas surjam e
permitam não apenas a redução da incerteza do inventário nacional de emissões de
carbono, mas também o entendimento da variabilidade do estoque de carbono nos
diferentes compartimentos, em escala local, regional e latitudinal.
No âmbito legal, conforme apresentado por ROSARIO & ABUCHAHLA
(2018), o processo de construção das atuais normas que afetam o manguezal foi
marcado pela falta de uma definição do ecossistema fundamentada em estudos técnicos,
bem como pela falta de técnica legislativa, em especial na formulação da Lei nº
12.651/2012. A redação tanto dessa lei quanto da Medida Provisória nº 571/2012,
convertida na Lei nº 12.727/2012, é confusa, dificultando que qualquer operador do
direito possa aplicá-la com clareza.
A recente e controversa revogação das Resoluções CONAMA 302 e 303, ambas
de 2002, elimina instrumentos de proteção dos mangues e das restingas, que são os
únicos instrumentos legais que protegem, efetivamente, essas áreas.
Cabe destacar que o aprimoramento da legislação ambiental exige conhecimento
técnico e, portanto, maior contribuição da academia no processo de elaboração de leis,
principalmente para que essas sejam realmente eficazes e não constituam letra morta.
Considera-se necessário aprimorar o sistema de governança do manguezal
visando o desenvolvimento sustentável, integrado e comunitário. Para isso, é necessário
estabelecer políticas claras e específicas para esse ecossistema, considerado
fundamental pelas diversas funções e serviços que exercem, e que são insubstituíveis a
curto e a longo prazos.
Embora os manguezais representem apenas uma pequena porcentagem da área
de floresta tropical global, suas contribuições para milhões de pessoas e para a saúde e
263
segurança da zona costeira e o oceano costeiro são grandes. No entanto, apesar dessas
contribuições, a degradação e as perdas florestais de mangue são significativas e até
superam as das florestas tropicais em geral. Existem várias razões para essas perdas,
mas talvez a mais significativa seja a conversão para outros usos que forneçam um
benefício econômico mais imediato para alguns indivíduos - geralmente não os usuários
tradicionais dos recursos do ecossistema de mangue. Isso não é surpreendente porque o
espaço costeiro é limitado, abriga muitos interesses comerciais e econômicos diferentes
e tem densidades populacionais humanas mais altas do que as áreas do interior.
Um crescente corpo de princípios para a conservação e uso sustentável de
manguezais se formou em nível internacional por meio das contribuições de pelo menos
quatro organizações internacionais, ONGs ambientais que defendem o uso sustentável
dos recursos naturais e o empoderamento das comunidades locais e dos usuários de
subsistência e da comunidade científica.
Embora existam diferenças em suas orientações, seus princípios ilustram um
consenso notável. O aumento da proteção dos ecossistemas de mangue por meio de
áreas protegidas é claramente uma prioridade. A conservação das florestas de mangue
remanescentes deve ser um objetivo importante dos esforços de organizações
internacionais, governos nacionais e comunidades locais. A co-gestão entre autoridades
governamentais e comunidades locais de usuários de manguezais devem ser
promovidos e favorecidos como estratégias de manejo de manguezais, uma vez que
muitas vezes essas comunidades são os melhores protetores da floresta.
Regimes de co-gestão bem-sucedidos requerem muito planejamento e dependem
do capital social da comunidade. Por outro lado, o aumento da capacidade institucional
e das habilidades de planejamento das instituições governamentais com
responsabilidades de manejo em ecossistemas de mangue são componentes essenciais
para garantir o manejo eficaz das florestas de mangue. A conscientização pública e a
compreensão dos valores importantes dos ecossistemas de manguezais são cruciais para
angariar apoio para a conservação dos manguezais.
O manejo de ecossistemas de mangue deve adotar os princípios do manejo
costeiro integrado. A conservação e o uso sustentável dos manguezais devem ser
coordenados com todas as instituições que possuem autoridade sobre os recursos dos
manguezais ou atividades internas e externas que possam afetá-los. A gestão apropriada
264
também envolve a coordenação entre os governos nacionais, regionais e locais, que
podem ter alguma responsabilidade por várias funções governamentais. Em regiões com
bacias hidrográficas transfronteiriças, a cooperação internacional pode ser necessária
para evitar impactos adversos aos ecossistemas de mangue a jusante. Conforme descrito
anteriormente, o manejo integrado também exige co-manejo e compartilhamento de
responsabilidades entre as autoridades governamentais e as comunidades locais que
usam e se beneficiam dos recursos do mangue.
A restauração e reabilitação de florestas de mangue degradadas também é
essencial e deve ser uma alta prioridade para os esforços internacionais e
nacionais. Projetos de restauração ou reabilitação de manguezais devem primeiro
identificar os objetivos e tentar remover ou diminuir os estressores responsáveis. O
sucesso da reabilitação de manguezais depende da aplicação de técnicas adequadas e do
conhecimento dos ambientes biofísicos (hidrologia ideal e elevação do solo, espécies de
mangue corretas para o local, fonte de sementes ou propágulos, consideração da ação
das ondas e predadores), bem como um programa de monitoramento para avaliar o
sucesso e identificar problemas.
O sucesso final desses esforços, no entanto, depende do envolvimento e
empoderamento das comunidades locais que entendem os benefícios diretos e indiretos
que os ecossistemas de mangue proporcionam a eles (DALE et al., 2014; SUMAN,
2019). O sucesso também requer garantia de longo prazo dos direitos de propriedade da
comunidade e o controle sobre os manguezais (posse da terra), bem como suas
responsabilidades de utilizar os recursos de maneira sustentável.
Embora os tanques de aquicultura situados em manguezais tenham sido
responsáveis por uma porcentagem significativa das perdas globais de manguezais e
devam estar localizados fora das comunidades de manguezais, "aquicultura amigável
aos manguezais" pode fornecer uma alternativa e uma situação "ganha-ganha". As
atividades aceitáveis seriam em pequena escala, talvez operadas por famílias, e
respeitariam a estrutura da floresta e os fluxos de água. Existem exemplos de atividades
de aquicultura em pequena escala com moluscos e caranguejos em manguezais
(SUMAN, 2019). E esforços adicionais de pesquisa devem ser dedicados ao
desenvolvimento de técnicas apropriadas que sejam sustentáveis, de baixo impacto e
que possam fornecer receitas alternativas para as comunidades locais.
265
O aumento das ligações entre a pesquisa ecológica e o manejo sustentável dos
ecossistemas de mangue é essencial. As necessidades de pesquisa devem se concentrar
em técnicas apropriadas para restauração e reabilitação, particularmente em tanques de
aquicultura abandonados; resultados ecológicos estruturais e funcionais e pontos finais
de projetos de restauração de manguezais; promover a capacidade dos ecossistemas de
mangue de se adaptarem à elevação do nível do mar; as melhores técnicas de
restauração de manguezais para proteção contra tempestades e tsunamis; e os fatores
socioculturais que otimizam as estratégias de manejo com base na comunidade para os
ecossistemas de mangue.
Ecossistemas de manguezais fornecem benefícios abrangentes que não são
consumíveis e indiretos, mas a quantificação desses benefícios não comerciais é
extremamente difícil. Como resultado, os manguezais são frequentemente convertidos
para outros usos que fornecem um benefício econômico imediato de curto prazo. É
necessária mais pesquisa que tente quantificar holisticamente os serviços ecossistêmicos
e os valores culturais dos manguezais. Nesse sentido, esse recente interesse no Carbono
Azul pode facilitar novos mecanismos para quantificar a contribuição dos manguezais
como sumidouros de carbono para mitigar as mudanças climáticas globais. Uma vez
que exista um melhor consenso na comunidade científica sobre os manguezais como
sumidouros de carbono, veremos a aplicação de mecanismos de pagamentos por
serviços ecossistêmicos cada vez mais consistentes para transferir fundos do eixo Norte-
Sul Global para conservação e reabilitação de manguezais.
266
Capítulo VIII. Referências Bibliográficas
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