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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





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.)





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


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

http://thebluecarboninitiative.org/

https://www.thebluecarboninitiative.org/

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

https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standards-methodologies/restauração-deltaic-wetlands-delta-mississippi-delta

https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standards-methodologies/restauração-deltaic-wetlands-delta-mississippi-delta

https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standardsmethodologies/

http://database.verra.org/metodologias%20/%20metodologia-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).

https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/marshes

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/mangrove

https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/ecologists

https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0272771418301057#bib180





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/tidal-flat











https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/propagule

https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/wetlands

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.


https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/salt-marshes

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/coastal-wetland
















https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/sediment-deposition









https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/mudbank



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/wave-damping






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).

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/upstream



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/land-reclamation



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/suspended-sediment





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/halophyte



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/gulf-of-mexico







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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/current-velocity


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/bathymeter



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/coastal-vegetation

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





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/cyclone


https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/rita




https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/bottom-friction

https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/vegetation-types


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/diffraction


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.











https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/biomass


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/energy-dissipation



https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/salt-marshes

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





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/geomorphology



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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/tidal-current






https://www.sciencedirect.com/topics/agricultural-and-biological-sciences/drainage-channels


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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/sea-level-rise

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

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.

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/rising-sea-level

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/shoreline

https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/B9780444638939000319#bib83

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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/breeding-site

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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/charcoal

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/hydrological-regime


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


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


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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/wave-attenuation


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





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/aquaculture

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/sugar-cane

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/hydrological-change

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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/overexploitation


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/wasteland

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/wasteland

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/breeding-site

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/asian-development-bank

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/asian-development-bank

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).





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/privatisation

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/marginalization

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/paddy-field

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/paddy-field






https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/hydrology

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/soil-degradation



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/foliage

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/arid-environment





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).







https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/land-tenure


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







https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/terrestrial-ecosystem

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/terrestrial-ecosystem

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/flat-landforms


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/swamp-forest




https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/seagrass-bed

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.





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/traditional-ecological-knowledge




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



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/non-governmental-organisation




https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/sustainable-forestry

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



https://www.ibflorestas.org.br/conteudo/tipos-de-desbastes-de-plantios-florestais

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).

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/forestry-production







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.

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/ramsar-convention


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/wetland-management






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:



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/wetland-ecosystem

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/wetland-ecosystem


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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/mariculture


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,

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/estuary

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/land-use-planning

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/land-use-planning

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/integrated-coastal-management


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/climate-change-impact


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



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/environmental-impact-assessment

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


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/salinity

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/freshwater-input

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/natural-regeneration


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




https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/unesco

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/world-heritage-site


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/interdisciplinary-research

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.

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/conservation-of-biodiversity

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/conservation-of-biodiversity

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/biosphere-reserve

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/biosphere-reserve



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/devolution











https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/comanagement


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


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/boundary-delimitation












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 .




https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/hydrology

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/mitigation-measure

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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/tidal-water








https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/waterborne-disease

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/waterborne-disease




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



https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/forestry-production

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/sustainable-forestry





https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/overexploitation


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


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/salinity

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/cyclone




https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/afforestation







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)

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/reforestation


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/monoculture









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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/monsoon














https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/poverty-alleviation


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

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/shoreline

https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/lagoon

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/

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

https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standards-methodologies/

https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standardsmethodologies/restoration-of-california-deltaic-and-coast-wetlands

https://americancarbonregistry.org/carbon-accounting/standardsmethodologies/restoration-of-california-deltaic-and-coast-wetlands

http://database.verra.org/metodologias/metodologia-tidal-wetland-and-seagrass-restoration-v10

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

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)



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


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).


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).


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/.

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.

https://www4.bcb.gov.br/pec/taxas/port/ptaxnpesq.asp?frame=1

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


https://www.sciencedirect.com/topics/earth-and-planetary-sciences/protector



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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ECOSSISTEMAS DE CARBONO AZUL E AS SINERGIAS ...§ões/doutorado/Tese_Nat...Carbono Azul, sua capacidade de mitigação e adaptação frente as mudanças climáticas e o potencial dos