Critérios para a criação de UCs


Parque Nacional Yosemite 2009  / Bruna Dell Agnolo

Originalmente, as áreas destinadas a se tornarem parques nacionais, as primeiras unidades conservação criadas no mundo ocidental, eram aquelas que possuiam paisagens de beleza excepcional. O exemplo dos primeiros parques nacionais norte-americanos criados – Yellowstone, Yosemite, Grand Canyon, Rainier, Zion – ilustram bem esse critério. Somente na década de 1940, com o estabelecimento do Parque Nacional de Everglades, criado para proteger pântanos na Flórida, outros critérios começaram ser levados em conta1.

O desenvolvimento da teoria de biogeografia de ilhas, na década de 1960, e sua posterior utilização na conservação, na década seguinte, inaugurou uma nova era nos debates sobre os critérios de alocação e desenho de reservas. Veja um resumo dessa teoria abaixo.

Logo após sua concepção, os ecólogos reconheceram sua aplicação potencial para a conservação e em 1975, usando a teoria como base, Jared Diamond  propôs que as reservas naturais fossem consideradas como ilhas com taxas de extinção previsíveis. Diamond também sugeriu que as taxas de extinção poderiam decrescer se as áreas protegidas fossem desenhadas segundo alguns princípios da teoria de biogeografia de ilhas:

  • reservas grandes são preferíveis a reservas pequenas;
  • uma reserva é melhor do que várias de tamanho cumulativo equivalente;
  • reservas próximas são preferíveis a reservas mais espaçadas;
  • reservas agrupadas em torno de um centro são melhores do que aquelas dispostas em linha;
  • reservas circulares são preferíveis a reservas alongadas;
  • reservas conectadas por corredores são preferíveis a reservas não conectadas.

A teoria de biogeografia de ilhas


A teoria de biogeografia de ilhas foi desenvolvida por MacArthur e Wilson (1963 e 1967) para explicar como o número de espécies numa ilha se mantém aproximadamente constante enquanto a composição taxonômica desse conjunto de espécies muda ao longo do tempo. Eles sugeriram que os organismos numa ilha estão em um equilíbrio dinâmico, isto é, enquanto algumas espécies estão colonizando a ilha, outras estão se extinguindo. Segundo MacArthur e Wilson, a taxa de colonização depende da distância entre a ilha e a fonte das espécies potenciais colonizadoras, logo ilhas mais próximas da fonte possuem  uma taxa mais alta de colonização. Já a extinção depende do tamanho da ilha, ilhas menores possuem taxas mais altas de extinção. Esses autores propuseram que a taxa de colonização e a taxa de extinção, quando consideradas simultaneamente, fornecem um número previsível de espécies em equilíbrio, mantido ao longo do tempo e uma taxa de turnover (troca) das espécies também previsível e mantida ao longo do tempo.

Desde sua proposição original, a teoria já passou por algumas transformações que relacionaram a taxa de colonização também com o tamanho da ilha e a taxa de extinção também com a distância da fonte potencial de colonizadores, dado que a imigração de indivíduos de uma espécie que já está presente na ilha pode retardar a extinção local da espécie.

  • MacArthur, R & E.O. Wilson. 1963. An equilibrium theory of insular zoogeography. Evolution 17: 373:387.
  • MacArthur, R & E.O. Wilson. 1967. The theory of island biogeography. Princeton University Press, Princeto



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Essas sugestões foram imediatamente criticadas; alguns, por exemplo, afirmavam que a teoria não justificava diretamente a preferência pelas áreas grandes ao invés de diversas pequenas, além de que essa sugestão de desenho seria pouco realista dadas as condições ecológicas que diferenciariam os hábitats e consequentemente, a distribuição das espécies que tem diferentes preferências alimentares e de interações com o ambiente. Tais críticas, entre outras, deram início a uma contínua controvérsia sobre o papel da teoria de biogeografia de ilhas no desenho de áreas protegidas2.

A sugestão de Diamond de que reservas grandes seriam melhores do que reservas pequenas revelou-se altamente controversa. Duas outras de suas sugestões – reservas circulares preferíveis a reservas alongadas e reservas conectadas por corredores preferíveis a reservas não conectadas – também causaram bastante discussão. O debate acerca do tamanho preferencial das áreas protegidas ganhou até mesmo um acrônimo: SLOSS (single large or several small - uma grande ou várias pequenas) ou Projeto Dinâmica Biológica de Fragmentos Florestais – PDBFF. Apesar do debate ainda prosseguir, alguns autores acreditam que a ênfase que a teoria de biogegrafia de ilhas dá à diversidade de espécies limita sua aplicação ao desenho de reservas, pois esse envolve muitas outras considerações importantes como a raridade das espécies e a representatividade dos habitats3.

Desde então, foram desenvolvidos inúmeros métodos para seleção e desenho de áreas prioritárias para a alocação de reservas, mas, paralelamente, continuaram surgindo áreas protegidas fruto de oportunismo. Atualmente, acredita-se que a representatividade que deve haver em um conjunto de áreas protegidas, para assegurar a máxima proteção possível da biodiversidade, é colocada em risco por esse oportunismo, pois há recursos limitados para as reservas que acabam sendo usados em áreas menos importantes. Os sistemas de unidades de conservação possuem, em geral, uma amostra enviesada da biodiversidade, dado que muitas reservas foram alocadas em locais remotos ou simplesmente em áreas que não apresentavam nenhum outro uso potencial.


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Há uma percepção crescente de que as áreas protegidas têm maiores possibilidades de desempenhar um papel fundamental na conservação da biodiversidade se fizerem parte de um sistema representativo, ou seja um sistema que contenha o maior número possível de exemplos de elementos característicos da biodiversidade. Assim, os critérios desenvolvidos nas últimas décadas consideram não apenas uma área onde eventualmente seria alocada uma unidade de conservação, mas a combinação entre diversas áreas para assegurar um conjunto representativo de reservas.    

Complementaridade, flexibilidade e raridade   

Um método interessante desenvolvido na década de 1990, para a seleção de novas áreas para a conservação da biodiversidade, considerando a escala regional e a representatividade, baseia-se em três princípios: complementaridade, flexibilidade e raridade. A complementaridade refere-se à estratégia de se verificar, antes da definição do local da unidade de conservação, o que as outras reservas da região contêm visando a selecionar uma área cujas características venham a complementar as já presentes nas outras unidades.

Esse princípio é importante pois na maioria das regiões, as parcelas que serão destinadas à conservação são limitadas. A flexibilidade diz respeito às várias formas de combinação de locais para formar um conjunto representativo de áreas protegidas. A existência dessas combinações permite que haja espaço para negociar e para, se possível, evitar conflitos. Por fim, a raridade trata da freqüência em que os locais importantes para a conservação da biodiversidade ocorrem em cada uma das combinações que formam um conjunto representativo de reservas. A raridade mede a contribuição potencial de um local para o objetivo de conservação e a diminuição de opções, para a consecução de um conjunto representativo de áreas protegidas, derivada da perda do local em questão.

Quando colocados em prática, esses princípios devem ser aplicados levando-se em conta outros fatores como a viabilidade das populações que serão abrangidas pelas reservas. O método também enfatiza que a definição de representatividade não deve se limitar aos tipos de solo e de vegetação e às populações das espécies, mas deve considerar as dinâmicas temporais e espaciais que atuam sobre as paisagens e populações4.

Outros métodos foram desenvolvidos considerando outros elementos além desses três princípios, como por exemplo, a diversidade taxonômica, as ameaças à integridade da área, os custos e o uso da terra na região. Embora muitos merecessem um exame mais aprofundado, o que deve ser ressaltado é que a ideia de um planejamento regional e a preocupação com a representatividade estão presentes em todos eles.

O planejamento sistemático de conservação

Em 2000, surgiu o planejamento sistemático de conservação. Trata-se de um arcabouço para o planejamento da seleção e do desenho de áreas protegidas dividido em seis passos:

  1. mensuração e mapeamento da biodiversidade;
  2. identificação dos objetivos de conservação da região;
  3. revisão das reservas existentes;
  4. seleção de áreas protegidas adicionais;
  5. implementação das atividades de conservação; e
  6. manejo e monitoramento das reservas5.


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O primeiro desses estágios, a mensuração e mapeamento da biodiversidade, esbarra no nosso limitado conhecimento da complexidade da biodiversidade. Os sistemas biológicos são organizados de forma hierárquica, desde o nível molecular até os ecossistemas, e seus níveis de organização – indivíduos, populações, espécies, comunidades, ecossistemas – são heterogêneos.

Diante do desafio de lidar com tamanha complexidade, mas considerando que mantê-la é o principal objetivo da conservação, resta utilizar os conhecimentos já existentes e medir parcialmente a biodiversidade para estimar a semelhança ou a diferença entre as áreas a serem analisadas numa região. Um método que tem sido bastante utilizado é a designação de um grupo de espécies, por exemplo plantas vasculares, vertebrados ou borboletas, como indicador da biodiversidade na área. Apesar da popularidade desse método alguns resultados sugerem que ele funciona bem, entretanto outros apresentam algumas restrições, questiona-se a sua efetividade de forma generalizada.

O uso de outros níveis hierárquicos de organização, como conjuntos de espécies, tipos de habitats e ecossistemas, possuem menor precisão biológica mas oferecem outras vantagens pois podem abarcar mais dos processos ecológicos que contribuem para a manutenção das funções dos ecossistemas e há maior disponibilidade de dados sobre eles. A conclusão é que a decisão de que informação e que método utilizar para estimar a biodiversidade da área depende de muitos fatores, inclusive da disponibilidade de dados, sendo diferente em cada caso. Outras informações, como a propriedade e posse das terras, estradas, rios e ameaças à integridade da região, devem ser coletadas e consideradas também.

O segundo passo, identificação dos objetivos de conservação da região, consiste na tradução da representatividade e da persistência das reservas em objetivos mais específicos e mesmo, se for possível, quantitativos. Tais objetivos permitem avaliar as áreas protegidas já existentes e medir o valor de conservação das áreas durante o processo de seleção das novas reservas.

O terceiro passo está conectado ao quarto, ou seja, há necessidade de se avaliar as reservas existentes para selecionar áreas protegidas adicionais. Avaliar o quanto do objetivo de conservação já foi atingido pelas unidades já existentes é imprescindível para definir o quanto falta e qual a melhor estratégia para as novas áreas. Os métodos desenvolvidos para tal objetivo são conhecidos como análise de lacunas de representatividade.

Clicando aqui, é possível encontrar um resumo da análise global de lacunas realizada pelo ‘Center for Applied Biodiversity Science', um centro de pesquisa ligado à ONG Conservação Internacional. O estágio seguinte, a seleção de áreas protegidas adicionais, conta atualmente com uma ferramenta de decisão bastante eficaz. Trata-se de algoritmos que podem ser utilizados para avaliar distintas situações, como, por exemplo, a inclusão ou não de determinadas áreas, o custo de aquisição e os custos de oportunidade de outros usos. Essa ferramenta fornece uma base para a negociação, uma vez que permite a avaliação concreta das diversas opções de alocação e desenho das futuras unidades de conservação.

O quinto estágio, implementação das atividades de conservação, requer um conjunto completamente diferente de atividades. Esse passo implica na articulação de várias pessoas, agências, instituições e interesses comerciais. Esse é o momento onde o propositor da criação, munido com as diversas opções de alocação e desenho, fornecidas pelas ferramentas técnicas, inicia a negociação, mapeamento e diminuição dos conflitos que certamente surgirão nessa fase.

Por fim, restam as atividades de manejo e monitoramento das reservas. Apesar dessa etapa não fazer parte do processo de seleção e desenho das áreas, é, ainda assim, um estágio fundamental, pois é nessa fase que os problemas surgem, muitas vezes derivados do processo de seleção e desenho das áreas. Algumas considerações podem dirimir problemas na gestão e manejo, como a delimitação da respeitando os limites naturais das bacias hidrográficas, a manutenção das rotas de migração das espécies, a negociação com os vizinhos e as iniciativas de envolvimento das populações residentes nas circunvizinhanças.

Esses métodos de planejamento sistemático, concebidos por pesquisadores australianos, e a análise de lacunas, desenvolvida nos Estados Unidos para identificar as lacunas no conjunto de reservas naturais, representam marcos na história da seleção de locais para o estabelecimento de novas áreas protegidas, iniciando uma era que privilegia o planejamento sistemático da conservação da biodiversidade6.


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Há outras iniciativas e metodologias utilizadas por diferentes instituições, uma delas, criada por pesquisadores do WWF (Fundo Mundial para a Natureza) é um arcabouço global de planejamento de conservação de biodiversidade baseado em ecorregiões7, que seriam “áreas relativamente extensas de terra e água que contêm conjuntos geograficamente distintos de comunidades naturais, que compartilham a grande maioria de suas espécies, dinâmicas e condições ambientais e funcionam juntas efetivamente como uma unidade de conservação em escala continental e global”. Outras organizações usam enfoques diferenciados, como os “hotspots” empregados pela CI (Conservação Internacional), regiões que abrigam uma grande diversidade de espécies endêmicas e que estão, ao mesmo tempo, significativamente impactadas e alteradas pelas atividades humanas, ou os centros globais de endemismo de aves, utilizados pela Birdlife International.

Outro processo que vem sendo usado comumente para a definição de áreas prioritárias é a consulta a especialistas em determinados grupos taxonômicos. Estudos mostram que esse enfoque deve ser complementar ao planejamento sistemático, pois considera determinados parâmetros, como itens relacionados ao manejo e a implementação das áreas, que não são aferidos pelo enfoque sistemático. Por outro lado, o uso de especialistas possui um viés derivado do conhecimento desigual sobre as regiões e os taxa. Saiba mais sobre esse processo na bibliografia abaixo indicada.

Análise Global de Lacunas 8

Essa análise teve como objetivo a avaliação do grau de adequação da rede mundial de áreas protegidas com a finalidade de nortear sua consolidação e futura expansão. Para sua realização, foram utilizadas as seguintes bases de dados: a ‘World Database on Protected Areas’ (Base de dados mundial sobre áreas protegidas) com mais de 100 mil registros; e os mapas de distribuição de espécies, com 11.171 espécies, sendo 1.183 aves mundialmente ameaçadas; 4.734 mamíferos, dos quais 978 ameaçados; e 5.254 anfíbios, dos quais 1.467 ameaçados.

Para a avaliação das áreas, consideraram-se dois parâmetros: a raridade, ou seja, o quanto a área em questão é insubstituível; e o grau de ameaça. Locais considerados insubstituíveis e com excepcional grau de ameaça foram identificados como prioritários.

Os resultados obtidos, que mostram que a rede mundial de áreas protegidas está longe de atingir uma cobertura completa das espécies de vertebrados, podem ser assim resumidos:

  1. não existem unidades de conservação nas áreas de distribuição de pelo menos 1.310 espécies – das quais 831 em risco de extinção. Os anfíbios são menos protegidos que as aves e os mamíferos;
  2. as áreas identificadas como prioritárias para o estabelecimento de novas unidades de conservação e para a consolidação das já existentes estão localizadas em grande parte nas florestas tropicais e nas ilhas;
  3. a Ásia é o continente prioritário para a expansão de áreas protegidas;
  4. na África e na América do Sul, a prioridade é a consolidação das unidades de conservação já existentes;
  5. o total de áreas protegidas que cada país possui não é um indicador preciso sobre o quanto deveria ainda ser protegido em unidades de conservação. O estudo em questão aponta o endemismo como um indicador mais adequado.

 

Saiba mais

MADDOCK, A.H. & SAMWAYS, M.J. 2000. Planning for biodiversity conservation based on the knowledge of biologists. Biodiversity and Conservation 9: 1153 -1169.

CAPOBIANCO, J.P.R. (org.) 2001. Biodiversidade na Amazônia brasileira. Estação Liberdade e Instituto Socioambiental, São Paulo.

COWLING, R.M., PRESSEY, R.L., SIMS-CASTLEY, R., LE ROUX, A., BAARD, E., BURGERS, C.J. & PALMER, G. 2003.The expert or the algorithm? – comparison of priority conservation areas in the Cape Floristic Region identified by park managers and reserve selection software. Biological Conservation 112: 147 – 167.

Referências

  1. CRONON, M. 1995. In search of nature & The trouble with wilderness. In: Uncommonground. Ed: W. Cronon. .W. Norton & Company, Nova York.
  2. DIAMOND, J. 1975. The island dilemma: Lessons of modern biogeographic studies for the design of natural reserves. Biological Conservation 7: 129 – 145.
  3. SHRADER-FRECHETTE, K.S  & MCCOY, E.D.. 1993. Method in Ecology. Cambridge University Press. Cambridge.
  4. PRESSEY, R.L.; HUMPHRIES, C.J.; MARGULES, C.R.; VANE-WRIGHT, R.I. & WILLIAMS P.H. 1993.  "Beyond opportunism: Key principles for systematic reserve selection". Trends in Ecology and Evolution 8 (4): 124 – 128.
  5. MARGULES, C.R. & PRESSEY, R.L. 2000. Systematic conservation planning. Nature 405: 243 – 253.
  6. BENSUSAN, N. 2006. Conservação da biodiversidade em áreas protegidas. Editora FGV, Rio de Janeiro. 176p.
  7. OLSON, D. & DINERSTEIN, E. 1998. "The Global 200: a representation approach to conserving the earth’s most biologically valuable ecoregions". Conservation Biology 12: 502 – 515.
  8. RODRIGUES, A.S.L., ADELMAN, S.J., BAKARR, M.I., BAKARR, L., BOITANI, T.M., BROOKS, R.M., COWLING, L.D.C., FISHPOOL, G.A.B., GASTON, K.J., HOFFMAN, M., LONG, J.,MARQUET, P.A., PILGRIM, J.D., PRESSEY, R.L., SCHIPPER, J., SECHREST, W., STUART, S.N., UNDERHILL, L.G., WALLER R.W., WATTS, M.E.J., XIE, Y. 2003. "Global gap analysis: towards a representative  network of protected areas". Advances in Applied Biodiversity Science 5. Conservation International, Washington, D.C.