Ecologi@ | 8
O objetivo principal deste artigo é discutir o conceito de ecologia de ecossistemas como ferramenta para ajudar à compreensão do comportamento dos sistemas em condições de stress e ao desenvolvimento de ferramentas de gestão. Essas ferramentas estão ligadas à biodiversidade, componente fundamental dos ecossistemas e dos serviços que estes fornecem ao homem, e que podem ajudar à interpretação holística da ecologia de ecossistemas. Para isso, introduziremos os conceitos em discussão, faremos uma breve história da evolução do conceito, discutiremos quais as tipologias de serviços de ecossistemas mais utilizados. Mostraremos como a biodiversidade está na base dos bens e serviços assim como quais as principais ameaças à perda de biodiversidade. Por último discutiremos quais as soluções de gestão baseadas na natureza que podem ser usadas para aplicar este conceito na prática.
Autores
Cristina Branquinho & Maria Amélia Martins-Loução
cE3c – Centro de Ecologia, Evolução e Alterações Ambientais, Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa, Campo Grande, Bloco C2, 1749-016 Lisboa, Portugal
Abstract
This work aims at discussing systems ecology concept as a tool for a better understanding of ecosystems under stress conditions as well as for a ecosystem management development. These tools are directly connected to biodiversity, fundamental component of ecosystems and of their services. They can help the holistic interpretation of systems ecology. For that, we introduce the concepts under discussion, give a short visit to evolution concept and discuss the different and more used ecosystem services. We intend to show how biodiversity is the pillar of all goods and services and what are the most important threats to biodiversity loss. At last, we discuss the natural-based solutions that can be used to apply this concept.
Introdução
A Ecologia como ciência tem apenas 150 anos e, dentro da biologia, foi sempre muito controversa pelas inúmeras perspectivas com que podia ser abordada. Quando se pensa na etimologia da sua palavra (oikos, casa e logia, conhecimento) percebe-se que o maior desafio numa abordagem ecológica é a complexidade dos seus componentes. E se antes existia uma visão muito naturalista da ecologia, ao pensar-se no homem como parte integrante do ecossistema Terra, é natural que para se compreender esta complexidade se chame biólogos, sociólogos, geoquímicos, físicos, matemáticos, geógrafos, até antropólogos.
Por isso, importa aqui trazer um pouco a história dos conceitos e do papel que os diferentes investigadores tiveram ao longo dos tempos. Como é uma ciência relativamente jovem a história não é longa, mas acaba por ser complexa quando se percebe como penetra cada vez mais nos problemas ambientais que tanto afectam a humanidade. É, por exemplo, com base em estudos ecológicos e antropológicos que um grupo de geólogos se está a debruçar sobre a mudança da actual era geológica de Holoceno para Antropoceno (Williams et al., 2016).
Se a Ecologia tem 150 anos, a sua unidade base - o ecossistema - tem apenas 81 desde que foi concebido e cerca de 50 anos até ser aceite e vulgarizado dentro da comunidade científica internacional. A perspectiva histórica que se pretende mostrar neste artigo tem apenas como objectivo mostrar como esta jovem ciência é complexa e como beneficia da interdisciplinaridade para poder ser abordada de forma holística.
Mas a ecologia e os ecossistemas foram relançados como paradigma na Conferência do Rio em 1992, onde os problemas ambientais foram discutidos e onde, pela primeira vez, se pediu à comunidade científica para fornecer mais estudos sobre os componentes dos ecossistemas, as espécies, e sobre a forma como elas respondem aos problemas ambientais como a poluição, o aumento da temperatura, a sobre-exploração dos habitats (CBD, 1992). E foi no âmbito das Nações Unidas e em resultado dos diferentes gritos de alerta sobre o estado do planeta Terra que surgiram diferentes oportunidades para que a Ecologia e os seus investigadores mostrassem quão valiosas são as suas abordagens. Se antes se falava apenas em biodiversidade como sinónimo de número de espécies, a noção de grupos funcionais e o conhecimento de processos de associação, parasitismo ou competição entre espécies ou grupos veio mostrar que a riqueza de um ecossistema está de facto nos serviços que presta ao homem.
Os serviços do ecossistema, definidos por Costanza no fim do séc. XX (Costanza et al., 1997) são, hoje em dia, um ex libris por serem fundamentais para o Homem. Toda a comunidade científica internacional entende a importância do que significam esses serviços porque são eles que asseguram os recursos mínimos à sustentabilidade do planeta e da humanidade. A análise destes conceitos e do que representam para a sociedade pode permitir compreender como é que a gestão ecológica passou a assentar em conceito de ecologia de ecossistemas tendo por base a análise holística do comportamento das espécies no ecossistema.
Com este trabalho pretende-se sobretudo mostrar como é fundamental abordar o conhecimento dos problemas ambientais de forma global. Isto justifica a existência de abordagens multi e interdisciplinares que permitem a construção de modelos cada vez mais fiáveis e que sirvam os interesses duma gestão ecológica baseada nas respostas dos componentes dos ecossistemas. Esperamos, ainda, que este artigo possa servir de catalisador a outros para rever conceitos, objectivos e métodos a fim de se desenvolver uma ciência ecológica cada vez mais pragmática e fidedigna.
Dos Ecossistemas Naturais aos Sistemas Sócio-Ecológicos
As atividades humanas têm afetado de tal forma o planeta, quer de forma direta quer indireta, que alguns autores propuseram alterar o nome da era geológica actual, Holoceno, para Antropoceno. Com esta alteração pretende-se sensibilizar a sociedade para o elevado impacto que o Homem tem tido na Terra, muito superior ao das flutuações naturais (Williams et al., 2016). Apenas um conhecimento profundo de como os ecossistemas funcionam e da sua resistência e resiliência a pressões externas permite uma análise quantitativa, cientificamente comprovada, de quais as estratégias mais eficazes de mitigação e adaptação às mudanças causadas pelo Homem. A abordagem ecossistémica é fundamental na gestão dos recursos da Terra, porque aborda as interações com os sistemas bióticos, dos quais os seres humanos são uma parte integrante, e com os sistemas físicos, de que depende. Tal aplica-se à escala da Terra como um todo, a um continente, ou a um campo agrícola (Chapin III et al., 2002).
A gestão de ecossistemas é realizada cientificamente através de uma abordagem integrada da gestão dos seus recursos naturais promovendo a sua conservação, resistência, resiliência e diversidade. É a gestão sustentável e equitativa destes recursos que asseguram os bens e serviços que os ecossistemas prestam ao homem (Carpenter et al., 2009). Em todo o mundo, a governança e a gestão dos ecossistemas têm sido muito fragmentadas, com decisões tomadas sectorialmente (turismo, agricultura, etc.), ou abordados questão a questão, apesar das interações claras entre sectores. Em contraste com as abordagens tradicionais de gestão, a gestão de ecossistemas é uma abordagem integrada, holística, de base local para a gestão das atividades humanas, que foi proposta como uma solução para os desafios apresentados pela complexidade dos sistemas ecológicos e pela natureza fragmentada da governação (UNEP/GPA, 2006). A gestão baseada nos ecossistemas incorpora necessariamente componentes biológicas, físicas e humanas, incluindo os sistemas ecológicos, sociais e económicos. As metas de gestão baseadas nos ecossistemas incluem compreender a interacção entre as esferas biofísicas e socioeconómicas, e encontrar formas institucionais e científicas de gestão das várias atividades humanas nos ecossistemas como um todo. A compreensão holística das ligações entre os componentes do sistema social e ecológico permitirá controlar e gerir os ecossistemas como um todo (UNEP/GPA, 2006).
“…, a ecologia é presentemente vista não apenas como algo só biológico, mas também como uma ciência humana. O futuro da nossa espécie depende de quão bem consigamos entender esta extensão e empregá-la na gestão racional dos recursos naturais. Nada disto deveria ser surpreendente. Somos, afinal, uma espécie num ecossistema adaptada às condições específicas da superfície do planeta, e sujeita aos mesmos princípios da ecologia que todas as outras espécies.”
História da Ecologia de Ecossistemas
No século XVII, Gabriel Plattes, Robert Hooke, e outros avançaram com a ideia de que as plantas se nutriam do ar e da água. Joseph Priestley, no século XVIII, mostrou que as plantas produziam uma substância, o oxigénio, que é essencial para a respiração dos animais. Estas descobertas iniciais da Biologia foram motivadas por questões sobre a natureza integradora dos sistemas ecológicos, a relação entre o homem e a natureza, até a sua atitude perante as forças da natureza. No fim do século XVIII a “descoberta”, reconhecimento e exploração de novos mundos tiveram importância na transformação progressiva da história natural (Martins-Loução, 2001). A fase seguinte da investigação biológica, durante o século XIX correspondeu ao período da explicação sobre a distribuição geográfica das espécies e ao conceito de ecologia proposto por Ernst Haeckel, em 1866 (Martins-Loução, 2001). Já no século XX, os investigadores naturalistas passaram a explorar mais em detalhe os processos bioquímicos, fisiológicos, comportamentais e evolutivos necessários à compreensão do funcionamento da vida (Chapin III, Matson, & Mooney, 2002). Apenas nas últimas décadas se voltou à pergunta que originalmente motivou esta investigação: como se podem integrar os processos biogeoquímicos no funcionamento dos ecossistemas naturais?
O conceito de estrutura trófica de Charles S. Elton (1927), zoólogo inglês (1900-1991) unanimemente considerado o fundador da ecologia animal, forneceu um enquadramento para a compreensão do fluxo de matéria através dos ecossistemas (Martins-Loução, 2001). George E. Hutchinson (1903-1991), limnologista americano, fortemente influenciado pelas ideias de Elton e do geoquímico russo Vladimir I. Vernadsky (1863-1945), sugeriu que, os recursos disponíveis num lago limitam a produtividade das algas e, por sua vez, a produtividade das algas limita a abundância de animais que as comem. Enquanto isso, Arthur G. Tansley (1871-1955), ecólogo britânico, receava que os investigadores se focassem demasiado no estudo dos organismos, falhando o reconhecimento da importância da troca de matéria entre estes e o seu ambiente abiótico. Deve-se a Tansley (1935) o termo Ecossistema, para reforçar a importância das trocas de matéria entre os componentes inorgânicos e orgânicos, bem como entre organismos (Martins-Loução, 2001). Raymond L. Lindeman (1915-1942), limnologista discípulo de Hutchinson, utilizou e relançou o termo ecossistema, sugerindo que o fluxo de energia através de um ecossistema poderia ser utilizado como uma forma de quantificar a importância dos organismos nas dinâmicas tróficas. Devido à inspiração e perseverança do seu mestre (G.E. Hutchinson) a abordagem trófico-dinâmica (1942) em ecologia ficou associada a Lindeman (Deléage, 1993).Também durante anos o termo ecossistema ficou associado a Lindeman e só mais tarde Odum repôs a autoria do termo a Tansley e popularizou-o (Martins-Loução, 2001) (Figura 1).
Figura 1. Diagrama cronológico sobre o aparecimento da ecologia como ciência e sua evolução, do conceito de ecossistema e de diferentes campos de estudo que abordaram a funcionalidade dos ecossistemas até se chegar ao conceito actual de Ecologia dos Ecossistemas.
Howard T. Odum (1924-2002), também discípulo de Hutchinson, e o seu irmão Eugene P. Odum (1913-2002), educados a olhar a natureza de forma holística, relançaram o conceito ecossistema como unidade funcional em ecologia. A sua aceitação internacional deve-se certamente ao rápido crescimento da “análise de sistemas”, como maneira de expressar as interacções entre as componentes de um sistema seja ele eléctrico ou biológico (Martins-Loução 2001). Reforçaram, assim, as ideias das propriedades gerais dos ecossistemas, nomeadamente através do estudo dos padrões de fluxo de energia e metabolismo dos ecossistemas como um todo (Odum, 1969).
Os balanços de energia e matéria foram aplicados a muitos ecossistemas (Lindeman, 1942), fornecendo informações essenciais à generalização dos padrões globais dos processos do ecossistema, tais como a produtividade. Algumas das questões abordadas pela ecologia de sistemas incluem a transferência de informação (Margalef, 1968), a estrutura das cadeias tróficas (Polis, 1991), os controlos hierárquicos nos fatores de regulação dos ecossistemas a diferentes escalas temporais e espaciais (O'Neill et al., 1986), e as propriedades de resiliência dos ecossistemas após perturbação (Holling, 1986). As alterações globais ocorridas no pós-guerras do século XX deixaram os ecólogos mais conscientes das mudanças nos processos dos ecossistemas, em resposta a perturbações. O estudo da sucessão proporcionou um enquadramento importante para a compreensão dessas dinâmicas de transição nos ecossistemas.
Em 1916, Frederic E. Clements (1874-1945), avançou uma teoria do desenvolvimento da comunidade, sugerindo que a sucessão vegetal é um processo previsível que, na ausência de perturbação, conduz invariavelmente a um tipo de comunidade estável característica de um clima particular (o clímax). Ou seja, de acordo com Clements, os ecossistemas caminhariam para um sistema estável, que se autoperpetuava, composto por uma comunidade de organismos vivos e pelo ambiente não vivo. Mais tarde, em 1926, Henry Gleason (1882-1975), contrapôs veementemente o conceito de clímax como um estádio final do ecossistema, sugerido por Clements. Considerava, pelo contrário, que eventos casuais de dispersão podiam explicar muitos dos padrões da vegetação na paisagem, alterando-a consecutivamente. Este debate tem originado grandes discussões e gerou inúmeros trabalhos de investigação com o objectivo de avaliar os mecanismos responsáveis pelas transições nas comunidades vegetais que, atualmente, ainda não estão totalmente esclarecidos (Hortal et al., 2015).
Sabe-se, no entanto, que muitos dos padrões globais da vegetação e desenvolvimento do solo variam previsivelmente com o clima (Lieth, 1975). Mas num determinado regime climático, as propriedades da vegetação dependem também fortemente dos solos que por sua vez influenciam as comunidades vegetais. Aparentemente, as componentes viva e não viva dos ecossistemas estão intimamente interligadas, actuando como duas forças conjugadas que se influenciam mutuamente e que se vão auto-regulando e adaptando (Lovelock, 1991; Margulius, 1993). Esta é, aliás, a base da muito polémica teoria de Gaia, defendida por James Lovelock, químico inglês da atmosfera (1919-) e Lynn Margulius, microbiologista americana (1938-2011).
Alguns trabalhos mostraram essa interdependência ao longo de gradientes (Paul & Clark, 1996). Uns foram baseados na manipulação de algumas propriedades ou processos do ecossistema, em experiências de campo ou de laboratório, outros em estudos comparativos ao longo de gradientes ambientais. Esta abordagem foi posteriormente alargada para o estudo de ecossistemas não perturbados, usando manipulações ao nível do ecossistema (Chapin et al., 1995) e para estudos de gradientes cuidadosamente desenhados (Vitousek, 1994). Os resultados destas experiências ao nível dos ecossistemas forneceram informações básicas que são críticas para a definição de estratégias de gestão (Likens et al., 1980).
O reconhecimento das alterações ambientais, das suas consequências, e em particular dos seus impactos para a sociedade humana, deu-se a meados do século XX, décadas de 60-70. Cedo se reconheceu também que os estudos destes impactos não podiam ser sectorizados e tratados de forma arbitrária. Surgiu, então, a necessidade de abordar os problemas ambientais a nível de um sistema integrado, onde as interações entre os organismos e o seu meio envolvente se estabelecem de forma holística, a ecologia de ecossistemas (Chapin III, Matson, & Mooney, 2002).
As alterações observadas no Sistema Terra levaram à realização de estudos sobre as interações entre os ecossistemas terrestres, a atmosfera e os oceanos (Vitousek, 1994). A este nível, a escala espacial a que os efeitos ocorrem nos ecossistemas é tão vasta que as ferramentas tradicionais da ecologia são insuficientes. Como resposta a este desafio fez-se recurso: (i) da deteção remota, baseada em informação de satélites, que permite uma análise à escala espacial; (ii) da monitorização de parâmetros da atmosfera e de ecossistemas a largas escalas temporais, resolvida com o lançamento, em 1980 nos Estados Unidos, dos chamados laboratórios de observação ao longo do tempo (Long Term Ecological Research, LTER), que neste momento existem um pouco por todo o mundo; (iii) da análise das propriedades dos ecossistemas (Ramos et al., 2015), acompanhada pelo desenvolvimento de modelos universais. Estas são ferramentas e instrumentos importantes e essenciais que foram evoluindo de forma inovadora para abordar efeitos à escala global. A intersecção entre as diferentes abordagens, a compreensão dos processos, e a análise global é uma interessante fronteira da atual ecologia dos ecossistemas. A transversalidade de conhecimentos é cada vez mais premente uma vez que as rápidas mudanças que estão a ocorrer nos ecossistemas exigem uma urgência no entendimento do como e porquê os ecossistemas estão a mudar (Chapin III, Matson, & Mooney, 2002). Só assim se podem desenvolver ferramentas de gestão.
Aliada a esta noção surgiu, em 1997, a noção economicista dos ecossistemas lançada por Robert Costanza (Costanza, d'Arge, de Groot, Farber, Grasso, Hannon, Limburg, Naeem, O'Neil, Paruelo, Raskin, Sutton, & van den Belt, 1997). Com este trabalho sobre o valor dos ecossistemas e o capital social que eles encerram Costanza criou a noção de serviços do ecossistema e a necessidade da sua valoração (Costanza, 2012). Ao lançar este conceito Costanza estava a promover o estudo dos ecossistemas e a mostrar que as abordagens deviam passar a ser holísticas incorporando os serviços do ecossistema para o Homem e o impacto deste nesses ecossistemas.
A gestão baseada nos ecossistemas tem raízes nos primórdios do pensamento conservacionista de que Aldo Leopold (1887-1948) é um bom exemplo, nas abordagens ecossistémicas e outras baseadas em sistemas que foram desenvolvidas pela investigação antropológica e ecológica na década de 1960 e 1970 (Kappel et al., 2006). Este tipo de gestão surge na sequência das abordagens anteriores, incorporando elementos da ecologia, da biologia da conservação e do planeamento ambiental, mantendo um foco explícito na gestão dos impactos humanos nos ecossistemas (Grumbine, 1994).
Ecologia e Gestão de Ecossistemas e a Sociedade
Atualmente o paradigma “ecossistema” emergiu como a abordagem dominante para a gestão dos recursos naturais e do ambiente. Ao longo do tempo, tornou-se evidente que uma abordagem sectorial (agricultura, turismo, etc.) resulta em conflitos entre utilizadores e é inadequada para satisfazer a necessidade da proteção do ambiente. A mudança de estratégia de uma gestão dos recursos individuais para uma abordagem sistémica reflete-se no trabalho de organizações internacionais tão variadas como, a Organização das Nações Unidas para Alimentação e Agricultura (FAO), o Programa das Nações Unidas para o Ambiente (UNEP), o Fundo Mundial para o Ambiente (GEF - Global Environment Facility), a Organização Mundial de Saúde (WHO) ou a União Europeia (EU) (UNEP/GPA 2006).
Desde a Conferência das Nações Unidas sobre Meio Ambiente e Desenvolvimento Humano (UN-CED), que decorreu em 1992, as atenções voltaram-se progressivamente para a gestão de ecossistemas (UN-WCED, 1987; UNCED, 1992a, 1992b). A Declaração do Rio adotada na UNCED convocou os Estados "a conservar, proteger e restaurar a saúde e integridade do ecossistema Terra" (UNCED, 1992b). A Agenda 21, aprovada na referida reunião, concluiu que os ecossistemas formam “um todo integrado que é uma componente essencial do sistema de suporte de vida global” (UNCED, 1992a).
Em 1997, a Comissão das Nações Unidas sobre Desenvolvimento Sustentável (UNCSD) mostrou que o conceito de gestão integrada dos ecossistemas era amplamente aceite na maioria dos países e representava uma solução global baseada nos ecossistemas para o desenvolvimento sustentável (UNCSD, 1997). Muitos ecossistemas são transfronteiriços, atravessando as fronteiras políticas e jurisdicionais existentes, e estando por isso sujeitos a vários sistemas de gestão. Da mesma forma, muitas ações humanas e as suas consequências estendem-se além das fronteiras jurisdicionais e impactam o funcionamento de ecossistemas importantes, partilhados por várias jurisdições. Por esta razão, assiste-se atualmente a uma mudança de paradigma, passando de uma gestão sectorial para uma gestão ecossistémica. O paradigma emergente da gestão baseada em ecossistemas tem sido definido como uma gestão orientada por metas explícitas, executada por políticas, protocolos e práticas, e adaptável através da monitorização baseada na investigação e na melhor compreensão das interações ecológicas e processos necessários para sustentar a estrutura e função do ecossistema (Christensen et al., 1996). Foi depois desta reunião sobre o desenvolvimento sustentável que as Nações Unidas pensaram em desenvolver um estudo sobre o estado dos ecossistemas a nível mundial. Nasceu assim em 2000 o programa da avaliação do milénio ou Millennium Assessment, mais tarde definido como Millennium Ecosystem Assessment (MEA http://www.millenniumassessment.org/en/History.html).
Em 2005, o relatório do Millennium Ecosystem Assessment (MEA 2005) veio demonstrar que há uma acelerada perda de biodiversidade, assim como dos Serviços dos Ecossistemas, que pode a prazo constituir um risco significativo para a atividade humana. Os investigadores do MEA afirmaram que uma abordagem ecossistémica “reconhece que os seres humanos, com a sua diversidade cultural, são uma componente integral de muitos ecossistemas" e que a saúde e sustentabilidade do ecossistema são fundamentais para o bem-estar da espécie humana (MEA 2003). Na gestão baseada em ecossistemas, a população humana e os sistemas económico-sociais associados são vistos como partes integrantes do ecossistema. Esta gestão está preocupada com os processos de mudança nos sistemas vivos que sustentam os bens e os serviços que os ecossistemas saudáveis providenciam; é um processo adaptativo, baseado na aprendizagem que aplica os princípios do método científico aos processos de gestão. Um aspeto fundamental da aplicação destas metodologias é a capacitação dos técnicos que colocam em prática esta mudança de paradigma.
Em 2010, a 10ª Conferência das Partes da Convenção da Diversidade Biológica (CBD, 2011), em Aichi-Nagoya (Japão), aprovou o Plano Estratégico para a Biodiversidade, a ser implementado pelos diferentes países signatários, onde Portugal se inclui. Dos 20 objetivos para 2020, destacam-se os que, por constituírem potenciais riscos regulatórios futuros, são mais relevantes para as empresas: incorporar os valores da biodiversidade nos sistemas contabilísticos e relatórios públicos, eliminar progressivamente ou reformular os incentivos prejudiciais à biodiversidade e às funções dos ecossistemas, restaurar pelo menos 15% dos ecossistemas degradados, reduzir para metade a taxa de perda de todos os habitats, incluindo as florestas. Esta Convenção acrescenta ainda que a abordagem ao nível do ecossistema é uma estratégia para a gestão integrada dos recursos da Terra, da água e da vida, que promove a conservação e uso sustentável de uma forma equitativa. Assim, a aplicação da abordagem ecossistémica ajudará a alcançar um equilíbrio dos três objetivos da Convenção: conservação, uso sustentável e repartição justa e equitativa dos benefícios resultantes da utilização dos recursos genéticos.
A saúde tem sido vista em grande parte num contexto somente humano. No entanto, há um reconhecimento crescente que o conceito de saúde é mais amplo, que engloba outras espécies, os ecossistemas e as bases ecológicas protetoras de muitos riscos para a saúde. A efetiva gestão dos ecossistemas, como parte de medidas abrangentes de saúde pública, exige que essas várias ligações complexas e interações sejam identificadas e compreendidas (Romanelli et al., 2015).
Em 2010, o relatório TEEB (2010) - The Economics of Ecosystems and Biodiversity evidenciou as consequências económico-financeiras da degradação da biodiversidade e dos ecossistemas, que poderão representar uma perda económica da ordem dos 20% entre 2010 e 2050. Torna-se assim necessário promover a alteração dos padrões de produção e consumo, visando a utilização racional e otimizada dos serviços que a biodiversidade e os ecossistemas prestam, tornando-os mais sustentáveis (BCSD Portugal, 2013).
Em maio de 2011, a Comissão Europeia adotou uma nova estratégia com vista a atingir o objetivo central para 2020 em matéria de biodiversidade. “Travar a perda de biodiversidade e a degradação dos Serviços dos Ecossistemas na UE (União Europeia) até 2020 e, na medida em que seja viável, recuperar essa biodiversidade e esses serviços, intensificando simultaneamente o contributo da UE para evitar a perda de biodiversidade a nível mundial.” Portugal deverá promover a integração da biodiversidade e Serviços dos Ecossistemas nas estratégias e nos processos de tomada de decisão empresariais. Deve implementar meios e métodos de financiamento, tais como a valoração e pagamento dos Serviços dos Ecossistemas, a promoção da revisão e atualização de medidas de incentivo à conservação e uso sustentável da biodiversidade e Serviços dos Ecossistemas, de forma a serem eficazes, transparentes, orientados, adequadamente monitorizados, com custo-eficientes e não perversos (ICNF, 2016).
O 7º Programa de Ação de Ambiente da UE, adotado em 2013, tem em vista os objetivos da Estratégia Europa 2020 de consolidar uma economia inteligente, sustentável e inclusiva, através de um conjunto de prioridades e intervenções que a transformem numa economia hipocarbónica e assegurem a utilização eficiente dos recursos. Portugal neste contexto assume o compromisso para o crescimento verde, onde se sublinha que os ecossistemas são formas de capital natural renovável e, para diminuir os riscos de degradação, a exploração de ecossistemas deve ser eficiente e ter em atenção a sua capacidade de renovação natural, assegurando que não ocorre perda adicional de valores naturais (ICNF, 2016).
A acção cinco da Estratégia de Biodiversidade da UE para 2020, envolve os Estados-Membros no mapeamento e avaliação do estado dos ecossistemas e seus serviços em território nacional (MAES – Mapping and Assessment of Ecosystems and their Services), com o apoio da Comissão Europeia (Barredo et al., 2015). A nível nacional, a avaliação dos ecossistemas é parte integrante de vários instrumentos estratégicos e de políticas, sectoriais e transversais, como sejam as recentes revisões da Estratégia Nacional das Florestas e do Plano de Ação Nacional de Combate à Desertificação ou a Estratégia Nacional de Adaptação às Alterações Climáticas (ICNF, 2016). Desde 2012 que o Instituto de Conservação da Natureza e Florestas, e outras autoridades e investigadores nacionais têm vindo a participar ativamente nos trabalhos da UE sobre MAES (Pinho et al., 2015).
A 1 de janeiro de 2016 entrou em vigor a resolução da Organização das Nações Unidas (UN 2015), aprovada em setembro de 2015, intitulada “Transformar o nosso mundo: Agenda 2030 de Desenvolvimento Sustentável”. Entre os 17 objetivos, há alguns dedicados aos ecossistemas: 15 - Proteger, restaurar e promover o uso sustentável dos ecossistemas terrestres, gerir de forma sustentável as florestas, combater a desertificação, travar e reverter a degradação dos solos e travar a perda de biodiversidade; 2 - Erradicar a fome, alcançar a segurança alimentar, melhorar a nutrição e promover a agricultura sustentável; 4 – Educação e conhecimento; 6 - Garantir a disponibilidade e a gestão sustentável da água potável e do saneamento para todos; 14 - Conservar e usar de forma sustentável os oceanos, mares e os recursos marinhos para o desenvolvimento sustentável.
As áreas em que a Ecologia tem influenciado mais diretamente a vida do Homem têm passado pela, i) melhoria da qualidade ambiental (ar, água e solo); ii) melhoria da saúde pública; e iii) gestão mais eficiente dos recursos naturais. Nos últimos anos a Ecologia, como ciência abrangente, teve uma importância crescente, tanto a nível nacional como internacional, no apoio à tomada de decisão por solicitação de diversos grupos de interesse (stakeholders): empresas, organizações não-governamentais, municípios, instituições governamentais nacionais e internacionais, etc. Não sendo a Gestão de Ecossistemas um assunto novo nas suas unidades básicas, inova na abordagem integrada e na necessidade absoluta da quantificação e construção de modelos fiáveis integrados para permitirem uma tomada de decisão, pelo menos com o conhecimento do nível de incerteza. Este novo paradigma (Tabela 1) é essencial numa ecologia moderna cada vez mais empenhada e responsável em responder aos desafios societais.
Alguns conceitos importantes que surgiram da ciência ecológica melhoraram muito o entendimento de como os ecossistemas e as sociedades interagem. Alguns destes conceitos são: i) a integração da ecologia, ciências do solo, hidrologia, ciências atmosféricas, e as ciências sociais e culturais; ii) a utilização integrada de estudos computacionais (modelação), de recolha de dados no campo, e experiências de laboratório; iii) a avaliação integrada das dinâmicas dos ciclos biogeoquímicos de C, N, P, S, H2O; iv) o reconhecimento das interações entre plantas, animais e microrganismos; v) a compreensão das hierarquias ecológicas no espaço e tempo; e vi) a integração dos seres humanos como componentes do ecossistema (UNEP/GPA, 2006).
Muitas das perguntas que se colocam aos ecólogos ainda não têm resposta. Isso acontece por várias razões como: falta de modelos mais gerais, integração dos diversos fatores bióticos e abióticos e suas interações, ausência de uma visão holística do sistema, etc. Por isso é necessário, num futuro próximo, mais investigação e desenvolvimento especialmente focados em entender o ecossistema como um todo (Tabela 1).
Tabela 1. Evolução do paradigma de gestão baseada nos ecossistemas. Fontes: Lubchenco, 1994; Sherman e Duda, 1999.
Os biólogos e outros profissionais que trabalham nesta área têm de ser capazes de propor soluções sustentáveis que integrem os diversos eixos do desenvolvimento de forma racional e que incorporem a componente de incerteza dos modelos.
Os Serviços dos Ecossistemas
Os recursos terrestres e bem-estar humano individual dependem, de forma crítica, do meio ambiente (terrestre e aquático) que nos rodeia. É dele que o Homem retira o alimento, a água e o ar essenciais à vida e ainda minerais e matérias-primas para a indústria e consumo humano. O ambiente fornece ainda, de forma menos óbvia, os processos que purificam o ar e a água, e que sequestram ou degradam resíduos. É também nele que o Homem encontra a recreação, fonte de inspiração, saúde e consolo, e em que a cultura encontra as suas raízes e sentido de lugar. Os cientistas referem-se a estes serviços que o ambiente fornece como "serviços dos ecossistemas". Porque o ambiente ou meio ambiente em sentido lato, não é mais do que um ecossistema mais ou menos lato que nos rodeia. No entanto, este meio envolvente está tão presente, sempre tão garantido, que a sociedade humana não entende o suporte que ele transmite e a dependência de sustentabilidade que ele cria. Enquanto se percebe a necessidade de pagar por alguns serviços dos ecossistemas como alimentos e fibras, desconhece-se na maior parte das vezes a importância de outros serviços como a purificação do ar e da água. São bens garantidos, até agora, para os quais não há sequer noção de custos, como por exemplo a purificação da água ou do ar. Esta subestimação do valor dos processos naturais em termos económicos significa que se tomam decisões sobre como usar esses recursos de forma inadequada por não haver informação correta. A consequência é a poluição, a perda de espécies e ecossistemas e danos dos processos ecológicos. É essencial que se aprenda a valorar o total dos serviços dos ecossistemas para a sustentabilidade de uma população humana saudável, sobretudo como resultado de maiores pressões sobre os recursos naturais, resultado do aumento das populações e do aumento do consumo per capita. Ao fazê-lo, não se pode apenas proteger o que se tem e reparar os danos onde é necessário, mas antes procurar aproveitar os recursos de forma sustentável e por isso mais eficazmente para gerar riqueza e bem-estar (UK-NEA, 2014).
Os serviços dos ecossistemas são os benefícios proporcionados pelos ecossistemas que contribuem para tornar a vida humana possível e digna de ser vivida. O termo «serviços» é geralmente utilizado para abranger os benefícios tangíveis e intangíveis que os seres humanos obtêm dos ecossistemas, que por vezes são separados em «bens» e «serviços». Exemplos de serviços dos ecossistemas incluem produtos como alimentos e água, regulação de inundações, erosão do solo e surtos de doenças e benefícios não materiais como benefícios recreativos e espirituais em áreas naturais.
Alguns serviços de ecossistemas envolvem a provisão direta de bens materiais e não materiais para as pessoas e dependem da presença de espécies particulares de plantas e animais, como por exemplo, alimentos, madeira e medicamentos. Outros serviços surgem direta ou indiretamente do funcionamento dos processos dos ecossistemas. Por exemplo, o serviço de formação de solos e fertilidade do solo que sustenta a produção agrícola e pecuária depende dos processos de decomposição e reciclagem de nutrientes pelos microrganismos do solo (UK-NEA, 2014).
Alguns serviços dos ecossistemas (por exemplo, provisão de alimentos) podem ser quantificados em unidades que sejam facilmente compreensíveis pelos formuladores de políticas e pelo público em geral, por exemplo em valor monetário. Outros serviços, por exemplo, aqueles que suportam e regulam os níveis de produção de colheitas, são mais difíceis de quantificar, como por exemplo o recarregamento dos aquíferos ou a regulação climática. Se uma definição baseada na contabilidade é aplicada de forma muito estrita, existe o risco de que a avaliação dos serviços dos ecossistemas possa ser tendenciosa em direção a serviços que sejam facilmente quantificáveis. No entanto muitas vezes são os serviços de regulação aqueles que se podem tornar os mais críticos para o bem-estar humano (UK-NEA, 2014).
Uma vez que os serviços dos ecossistemas são definidos em termos de benefícios para a sociedade, deve-se reconhecer que esses serviços são dependentes do contexto regional ou local, ou seja, a mesma característica de um ecossistema pode ser considerada um serviço do ecossistema por um grupo de pessoas, mas não ser valorizado por outro (UK-NEA, 2014). Esta abordagem conceptual dos serviços dos ecossistemas ajudam a reflectir e a compreender o papel dos diferentes intervenientes em todo esta interligação, homem, natureza, bem-estar, bens e serviços (Fig. 2).
Figura 2. Abordagem conceptual dos serviços do ecossistema e das suas interligações sociais, políticas, governativas e com o ecossistema. A negro estão os promotores de alteração do ecossistema. Directos, como sejam a agricultura, poluição etc. Indirectos, relacionados com a governação e a sua acção sobre a sociedade, a exploração de recursos e a influência sobre os promotores de acção directa. A sociedade, por seu lado pode também influenciar, pela sua consciencialização ambiental os promotores de alteração directa especialmente quando desenvolve uma cidadania activa. Baseado em (UK-NEA, 2014).
Classificação dos Serviços dos Ecossistemas
Segundo o MEA (Millenium Ecosystem Assessment) e o UK National Ecosystem Assessment (2011) há quatro classes de serviços dos ecossistemas: Suporte, Regulação, Provisionamento e Cultural. A iniciativa global focada em valorar os serviços dos ecossistemas segundo um modelo económico (The Economics of Ecosystems and Biodiversity, TEEB) usa classes ligeiramente diferentes. Perante esta disparidade, a União Europeia adotou, recentemente (2012), uma classificação internacional (Common International Classification of Ecosystem Services, CICES) que não pretende substituir nenhuma das anteriores classificações, antes, simplificá-la (Figura 3). Os serviços de suporte foram distribuídos pelos serviços de provisionamento e regulação (CICES, 2013).
Os Serviços de Suporte fornecem a infraestrutura básica da vida. Incluem a produção primária, energia do sol (para produzir compostos orgânicos complexos), formação do solo e reciclagem de água e nutrientes nos ecossistemas terrestres e aquáticos. Todos os outros Serviços de Ecossistemas - regulação, provisionamento e cultural - dependem deles. Os seus impactos no bem-estar humano são indiretos e, na maioria, de longo prazo: a formação de solos, por exemplo, ocorre ao longo de décadas ou séculos. Os Serviços de Suporte são fortemente inter-relacionados entre si e geralmente sustentados por uma vasta gama de fatores físicos, químicos e suas interações.
Os Serviços de Regulação prestados pelos ecossistemas são extremamente diversificados e incluem os impactos da polinização e regulação de pragas e doenças no fornecimento de bens do ecossistema, como alimentos, combustível e fibra. Outros serviços de regulação, incluindo clima e regulação de catástrofes podem funcionar como serviços de ecossistemas finais, ou contribuir significativamente para os serviços finais, tais como a qualidade da água doce disponível. Tal como acontece com os serviços de suporte, os de regulação estão fortemente ligados uns aos outros e aos outros. A regulação da qualidade da água, por exemplo, é determinada, primeiro por processos de captação e depois está ligada a outros serviços de regulação como seja o controlo da qualidade do solo e do ar, a regulação climática, e também aos serviços de suporte, por exemplo a reciclagem de nutrientes.
Os serviços de provisionamento manifestam-se nas mercadorias que se obtêm dos ecossistemas, como alimentos e fibras, combustível sob a forma de turfa, madeira ou biomassa não-lenhosa, e água de rios, lagos e aquíferos. Os bens podem ser extraídos de ecossistemas altamente geridos, como os ecossistemas agrícolas e sistemas de aquicultura e florestas de plantação, ou por meio de captura e de colheita de outros alimentos selvagens, sob a forma de pesca e caça. Os suprimentos de bens do ecossistema são invariavelmente dependentes de muitos serviços de suporte e regulação. Os serviços de provisionamento têm sido, historicamente, um dos principais focos da atividade humana e por isso estão estreitamente ligadas aos serviços culturais.
Os serviços culturais têm origem em locais onde os seres humanos interagem uns com os outros e com a natureza e que dão origem a bens culturais e benefícios. Além das suas características naturais, estes estão imbuídos dos resultados das interações entre sociedades, culturas, tecnologias e ecossistemas ao longo de milénios. Eles compreendem uma enorme variedade de infraestruturas chamadas "verdes" e "azuis", espaços, tais como jardins, parques, rios e lagos, o litoral e as paisagens mais amplas, incluindo paisagens agrícolas e selvagens. Esses locais oferecem oportunidades para muitos tipos de atividades recreativas ao ar livre A exposição a estes espaços pode ter benefícios incluindo satisfação estética e melhorias na saúde e um sentido melhorado de bem-estar espiritual. O envolvimento das pessoas com os cenários ambientais é dinâmico: e os significados, valores e comportamentos mudam ao longo do tempo em resposta a avanços tecnológicos, sociais, políticos e culturais.
Figura 3. Comparação dos serviços dos ecossistemas de acordo com o MEA (Millenium Ecosystem Assessment) e o CICES (Common International Classification of Ecosystem Services).
A Biodiversidade na Base dos Serviços dos Ecossistemas
Todos os processos ecológicos são o produto de interações entre diferentes grupos de organismos e por isso dependem da sua existência e diversidade. Nesse sentido, a biodiversidade – definida como a diversidade e variabilidade dos organismos vivos, desde a diversidade genética de uma espécie, à diversidade entre espécies e ecossistemas – está, em última análise, na base do funcionamento de todos os ecossistemas e, por conseguinte, na base do fornecimento dos Serviços dos Ecossistemas. De importância crucial são os produtores primários - plantas superiores, algas e alguns tipos de bactérias - que aproveitam a energia da luz solar para transformar dióxido de carbono em compostos orgânicos complexos que os organismos heterotróficos, como os seres humanos carecem para a nutrição. Este processo, denominado fotossíntese, requer ainda água como substracto oxidável. Igualmente vital é a decomposição dos organismos realizada pelos decompositores – invertebrados, fungos e bactérias - que transformam resíduos potencialmente nocivos em formas reutilizáveis e que asseguram e mantém o ciclo dos nutrientes (Dias et al., 2012; Dias et al., 2013). Em terra, a grande maioria dos produtores primários é proveniente de plantas. Para os ecossistemas funcionarem eficazmente, a biodiversidade terá de estar assegurada, particularmente a dos produtores primários e dos decompositores, base de sustentabilidade do ecossistema. Mas os produtores primários, para poderem dar o suporte e provisionamento necessários, precisam de apresentar diversidade de espécies, de estrutura (estrato herbáceo, arbustivo e arbóreo), para manter a função e fertilidade do solo, assegurando a regulação dos factores físicos e edáficos do sistema. Por outro lado, a sua manutenção está dependente de toda uma cadeia trófica complexa – herbívoros e carnívoros - que para além de outros serviços, assegura a variabilidade genética (polinizadores), o controlo e a manutenção das populações (herbívoria e carnivoria) e a distribuição das espécies vegetais (dispersores).
A biodiversidade sustenta todos os serviços dos ecossistemas (Pinho et al., 2017). Desempenha uma ampla gama de papéis funcionais e está, por isso, na base da sustentabilidade dos serviços dos ecossistemas. Os exemplos variam desde os decompositores – invertebrados, bactérias e fungos – responsáveis pelo funcionamento dos ciclos de nutrientes, que são processos fundamentais em todos os ecossistemas, a grupos de animais carnívoros, do topo da cadeia trófica, como aves e mamíferos, que para além de serem culturalmente importantes para muitas pessoas, são fundamentais para o equilíbrio geral do sistema. Em ecossistemas experimentais, com níveis relativamente elevados de biodiversidade, as funções do ecossistema são mais estáveis ao longo do tempo, com efeitos comparáveis aos dos ecossistemas naturais. Estas evidências mostram que, em termos gerais, o nível e a estabilidade dos serviços dos ecossistemas tendem a melhorar com o aumento da biodiversidade que se torna, por isso, uma componente chave.
A biodiversidade é, pois, uma componente que fornece múltiplos serviços aos ecossistemas ditos multifuncionais (Pinho, Moretti, Luz, Grilo, Vieira, Luís, Rosalino, Martins-Loução, Santos-Reis, Correia, Pereira, Gonçalves, Matos, Cruz-de-Carvalho, Rebelo, Dias, Mexia, & Branquinho, 2017). A nível global, este reconhecimento tem redobrada importância para o desenvolvimento de estratégias de gestão dos ecossistemas.
A Gestão Ecológica no Âmbito da Ecologia de Ecossistemas
De acordo com o que foi dito, a resiliência de um ecossistema perante as alterações globais (climáticas e outras) está directamente relacionada com os seus componentes e assim, com a sua biodiversidade (Pinho et al., 2009; Pinho et al., 2011).
A fragmentação e perturbação dos ecossistemas terão seguramente impactos significativos nos serviços que fornecem uma vez que alteram o balanço das espécies presentes e impedem a capacidade dos sistemas em armazenar nutrientes, sequestrar carbono e impedir a erosão do solo (Cruz et al., 2008; Cruz et al., 2011).
Face à natureza dinâmica e complexa dos ecossistemas e do conjunto de atividades humanas que ocorrem nos mesmos, existem limitações no seu uso. Existem mesmo alguns críticos ao uso da ecologia de ecossistemas como metodologias de gestão ecológica (Laplante, 2005). As maiores críticas vêm do facto da ineficiência da previsão e de modelos úteis a uma eficiente gestão ecológica. No entanto, os proponentes da gestão baseada nos ecossistemas reconhecem que nunca será possível entender completamente o funcionamento interno de um ecossistema, nem prever perfeitamente as consequências das ações de gestão (Laplante, 2005). Portanto, esta abordagem reforça a necessidade do desenvolvimento de sistemas de gestão que são "seguros a falhar, em vez de serem à prova de falhas", que se baseiam em princípios de precaução adaptativa dada a incerteza significativa sobre a evolução e compreensão da dinâmica dos ecossistemas presentes e futuros (UNEP/GPA 2006).
A ecologia de ecossistemas pode ser olhada como uma nova ciência, uma ciência de síntese e integração que transcende as fronteiras ortodoxas entre as ciências naturais e sociais e entre as ciências básicas e aplicadas. O mais importante é o pluralismo das abordagens que pode permitir o progresso científico. Por outro lado, o avanço das análises matemáticas e da modelação (Pinho et al., 2008), das novas tecnologias de observação (Listopad et al., 2015) e o desenvolvimento de indicadores biológicos (Costantini et al., 2016) que nos permitem análises espaciais e temporais mais explícitas, podem ser usadas na construção de modelos conceptuais mais credíveis (Ribeiro et al., 2016).
A pegada ecológica da humanidade está a tomar proporções cada vez mais graves com efeitos quase inexplicáveis e imprevisíveis. As pressões exercidas nos ecossistemas ligadas à poluição (Branquinho et al., 1997; Cape et al., 2009), sobre-exploração (Concostrina-Zubiri et al., 2016b; Pinho, Dias, Cruz, Sim Tang, Sutton, Martins-Loução, Máguas, & Branquinho, 2011), degradação e contaminação de solos (Goncalves et al., 2009; Martins-Loução & Cruz, 2007), introdução de espécies invasoras (Carvalho et al., 2010; Maguas et al., 2011), e às alterações climáticas (Matos et al., 2016) estão a produzir efeitos cumulativos que podem levar à erosão da biodiversidade e atingir pontos de rotura à escala planetária (Rockström et al., 2009a, 2009b)(Steffen et al., 2015).
A gestão ecológica tirando partido do conhecimento sobre a ecologia dos ecossistemas pode desenvolver estratégias de minimização que permitam aumentar a resiliência, resistência ou recuperação dos ecossistemas. Estas medidas passam, por exemplo, por desenvolver programas de recuperação ou restauração (Branquinho et al., 2014; Clemente et al., 2016), ou programas de prevenção e precaução, através da conservação ex situ em bancos de sementes (Clemente et al., 2011; Clemente & Martins-Loução, 2013) ou jardins botânicos (Brehm et al., 2010; Martins-Loução & Gaio-Oliveira, 2016). Mas passam ainda pelo conhecimento aprofundado das características dos grupos funcionais presentes no ecossistema e do seu significado que podem ser usados como indicadores de prevenção e de alerta perante situações de rotura (Concostrina-Zubiri et al., 2016a; Costantini, Branquinho, Nunes, Schwilch, Stavi, Valdecantos, & Zucca, 2016; Listopad, Masters, Drake, Weishampel, & Branquinho, 2015).
O grande dilema actual é verificar que nem mesmo com estas estratégias se conhece quais os efeitos sinergísticos destas acções, particularmente perante as actuais alterações climáticas estocásticas no tempo e no espaço. A recuperação de ecossistemas nativos já não é mais possível, por mais esforços que possam ser realizados. Ou seja, o ecossistema é outro, diferente, alterado, pode até ser mais resiliente do que o nativo. Por outro lado, do ponto de vista ecológico, social e económico o importante é ter consciência das condições actuais e tentar aumentar a resiliência e resistência dos ecossistemas (Lindenmayer et al., 2015). E isso só é possível aumentando a biodiversidade, as interacções entre espécies e procurar estabelecer programas de monitorização que sejam passíveis de elucidar sobre as interligações tróficas ou consorciais (Melo et al., 2016) e as suas adaptações a situações de stress. Esta abordagem holística é tão mais premente quando se sabe que a resposta individual das espécies às condições de stress está dependente das ligações que estabelece no ecossistema, quer a nível da parte aérea quer sobretudo ao nível do solo (Dias et al., 2015).
O actual desafio da ecologia de sistemas é proporcionar uma visão holística e uma integração dos diferentes componentes do ecossistema sem, porém, descuidar o conhecimento detalhado da biologia das espécies, e das suas interacções, dos grupos funcionais e do que eles representam para os serviços do ecossistema, já que são estes atributos que poderão funcionar como ferramentas biológicas de gestão.
Síntese
Este artigo pretende mostrar as ligações entre a biodiversidade e os serviços dos ecossistemas como base de estudo da ecologia de sistemas. De acordo com os Objectivos do Desenvolvimento Sustentável, o bem-estar humano está directamente ligado ao fluxo de serviços, como seja a saúde pública, os bens mínimos e a segurança alimentar que são inteiramente influenciados pela biodiversidade presente nos ecossistemas. Esta interligação é fundamental de ser compreendida e constitui a base do modelo conceptual indicado na Figura 2. Neste contexto, a biodiversidade constitui a base do capital natural que juntamente com o sistema abiótico que a rodeia determina o fluxo dos bens e serviços que vão influenciar o bem-estar humano. É esta abordagem que é desafiante na moderna abordagem da ecologia de ecossistemas.
Bibliografia
Barredo, J. I., Bastrup-Birk, A., Teller, A., Onaindia, M., Fernández de Manuel, B., Madariaga, I., Rodríguez-Loinaz, G., Pinho, P., Nunes, A., Ramos, A., Batista, M., Mimo, S., Cordovil, C., Branquinho, C., Grêt-Regamey, A., Bebi, P., Brunner, S. H., Weibel, B., Kopperoinen, L., Itkonen, P., Viinikka, A., Chirici, G., Bottalico, F., Pesola, L., Vizzarri, M., Garfì, V., Antonello, L., Barbati, A., Corona, P., Cullotta, S., Giannico, V., Lafortezza, R., Lombardi, F., Marchetti, M., Nocentini, S., Riccioli, F., Travaglini, D., Sallustio, L., Rosário, I., von Essen, M., Nicholas, K. A., Máguas, C., Rebelo, R., Santos-Reis, M., Santos-Martín, F., Zorrilla-Miras, P., Montes, C., Benayas, J., Martín-López, B., Snäll, T., Berglund, H., Bengtsson, J., Moen, J., Busetto, L., San-Miguel-Ayanz, J., Thurner, M., Beer, C., Santoro, M., Carvalhais, N., Wutzler, T., Schepaschenko, D., Shvidenko, A., Kompter, E., Ahrens, B., Levick, S. R., & Schmullius, C. (2015). Mapping and assessment of forest ecosystems and their services – Applications and guidance for decision making in the framework of MAES. Retrieved from Brussels:
BCSD Portugal, C. E. p. o. D. S. (2013). Integrar a biodiversidade e os serviços dos ecossistemas na estratégia corporativa.
Branquinho, C., Brown, D. H., Maguas, C., & Catarino, F. (1997). Lead (Pb) uptake and its effects on membrane integrity and chlorophyll fluorescence in different lichen species. Environ Exp Bot, 37(2-3), 95-105.
Branquinho, C., Gonzalez, C., Clemente, A., Pinho, P., & Correia, O. (2014). The Impact of the Rural Land-use on the Ecological Integrity of the Intermittent Streams of the Mediterranean 2000 Natura Network. In M. Sutton, K. Mason, L. Sheppard, H. Sverdrup, R. Haeuber, & W. Hicks (Eds.), Nitrogen Deposition, Critical Loads and Biodiversity (pp. 229-242). Heidelberg: Springer.
Brehm, J. M., Maxted, N., Martins-Loucao, M. A., & Ford-Lloyd, B. V. (2010). New approaches for establishing conservation priorities for socio-economically important plant species. Biodivers Conserv, 19(9), 2715-2740. doi:10.1007/s10531-010-9871-4
Cape, J. N., van der Eerden, L., Fangmeier, A., Ayres, J., Bareham, S., Bobbink, R., Branquinho, C., Crittenden, P., Cruz, C., Dias, T., Leith, I., Martins-Loucao, M. A., Pitcairn, C., Sheppard, L., Spranger, T., Sutton, M., van Dijk, N., & Wolseley, P. (2009). Critical Levels for Ammonia.
Carpenter, S. R., Mooney, H. A., Agard, J., Capistrano, D., DeFries, R. S., Díaz, S., Dietz, T., Duraiappah, A. K., Oteng-Yeboah, A., Pereira, H. M., Perrings, C., Reid, W. V., Sarukhan, J., Scholes, R. J., & Whyte, A. (2009). Science for managing ecosystem services: Beyond the Millennium Ecosystem Assessment. Proceedings of the National Academy of Sciences, 106(5), 1305-1312.
Carvalho, L. M., Antunes, P. M., Martins-Loução, M. A., & Klironomos, J. N. (2010). Disturbance influences the outcome of plant-soil biota interactions in the invasive Acacia longifolia and in native species. Oikos, 119(7), 1172-1180. doi:10.1111/j.1600-0706.2009.18148.x
CBD, C. o. B. D. (1992). Convention on Biological Diversity: Text and Annexes. Montreal, Canada: Secretariat of the Convention on Biological Diversity Retrieved from https://www.cbd.int/doc/legal/cbd-en.pdf.
CBD, S. o. t. C. o. B. D. (2011). Strategic Plan for Biodiversity 2011-2020 and the Aichi Targets. Retrieved from https://www.cbd.int/doc/strategic-plan/2011-2020/Aichi-Targets-en.pdf
Chapin, F. S., Shaver, G. R., Giblin, A. E., Nadelhoffer, K. J., & Laundre, J. A. (1995). Responses of Arctic Tundra to Experimental and Observed Changes in Climate. Ecology, 76(3), 694-711. doi:10.2307/1939337
Chapin III, F., Matson, P., & Mooney, H. (2002). Principles of Terrestrial Ecosystem Ecology. New York, USA: Springer-Verlag.
Christensen, N. L., Bartuska, A. M., Brown, J. H., Carpenter, S., D'Antonio, C., Francis, R., Franklin, J. F., MacMahon, J. A., Noss, R. F., Parsons, D. J., Peterson, C. H., Turner, M. G., & Woodmansee, R. G. (1996). The Report of the Ecological Society of America Committee on the Scientific Basis for Ecosystem Management. Ecological Applications, 6(3), 665-691. doi:10.2307/2269460
Clemente, A., Magos Brehm, J., & Martins-Loução, M. A. (2011). Conservação ex situ salva espécies ameaçadas da Flora Portuguesa. El/O Botanico, 5, 48-49.
Clemente, A., & Martins-Loução, M. A. (2013). Banco de Sementes do Jardim Botânico MNHNC: o balanço de uma década. El/O Botanico, 7, 17-19.
Clemente, A. S., Moedas, A. R., Oliveira, G., Martins-Loução, M. A., & Correia, O. (2016). Effect of hydroseeding components on the germination of Mediterranean native plant species. Journal of Arid Environments, 125, 68-72. doi:http://dx.doi.org/10.1016/j.jaridenv.2015.09.017
Concostrina-Zubiri, L., Molla, I., Velizarova, E., & Branquinho, C. (2016a). Grazing or Not Grazing: Implications for Ecosystem Services Provided by Biocrusts in Mediterranean Cork Oak Woodlands. Land Degradation & Development, 16-0158, n/a-n/a. doi:10.1002/ldr.2573
Concostrina-Zubiri, L., Molla, I., Velizarova, E., & Branquinho, C. (2016b). Grazing or Not Grazing: Implications for Ecosystem Services Provided by Biocrusts in Mediterranean Cork Oak Woodlands. Land Degradation Development, 16-0158, n/a-n/a. doi:10.1002/ldr.2573
Costantini, E. A. C., Branquinho, C., Nunes, A., Schwilch, G., Stavi, I., Valdecantos, A., & Zucca, C. (2016). Soil indicators to assess the effectiveness of restoration strategies in dryland ecosystems. Solid Earth, 7(2), 397-414. doi:10.5194/se-7-397-2016
Costanza, R. (2012). The value of natural and social capital in our current full world and in a sustainable and desirable future. In M. Weinstein & R. E. Turner (Eds.), Sustainability Science: The Emerging Paradigm and the Urban Environment (pp. 99-109): Springer.
Costanza, R., d'Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O'Neil, R., Paruelo, J., Raskin, R., Sutton, P., & van den Belt, M. (1997). The value of the world's ecosystem services and natural capital. Nature, 387, 253-260.
Cruz, C., Bio, A. M. F., Jullioti, A., Tavares, A., Dias, T., & Martins-Loução, M. A. (2008). Heterogeneity of soil surface ammonium concentration and other characteristics, related to plant specific variability in a Mediterranean-type ecosystem. Environmental Pollution, 154(3), 414-423. doi:10.1016/j.envpol.2007.12.007
Cruz, C., Dias, T., Pinho, P., Branquinho, C., Máguas, C., Pinto, M. J., & Martins-Loução, M. A. (2011). Policies for plant diversity conservation on a global scale: a SWOT analysis. Kew Bulletin, 65, 525-528.
Deléage, J.-P. (1993). História da Ecologia. Uma ciência do Homem e da Natureza (Vol. 41). Lisboa: Publicações Dom Quixote.
Dias, T., Martins-Loução, M., Sheppard, L., & Cruz, C. (2015). Plant tolerance of ammonium varies between co-existing Mediterranean species. Plant and Soil, 395(1-2), 243-252. doi:10.1007/s11104-015-2552-z
Dias, T., Martins-Loução, M. A., Sheppard, L., & Cruz, C. (2012). The strength of the biotic compartment in retaining nitrogen additions prevents nitrogen losses from a Mediterranean maquis. Biogeosciences, 9(1), 193-201. doi:10.5194/bg-9-193-2012
Dias, T., Oakley, S., Alarcón-Gutiérrez, E., Ziarelli, F., Trindade, H., Martins-Loução, M., Sheppard, l., Ostle, N., & Cruz, C. (2013). N-driven changes in plant community affect leaf litter traits and may delay organic matter decomposition in a Mediterranean maquis. Soil Biology and Biochemistry, 58, 163-171.
Goncalves, S. C., Martins-Loucao, M. A., & Freitas, H. (2009). Evidence of adaptive tolerance to nickel in isolates of Cenococcum geophilum from serpentine soils. Mycorrhiza, 19(4), 221-230. doi:10.1007/s00572-008-0211-4
Grumbine, R. (1994). What is ecosystem management? Conservation Biology, 8(1), 27-38.
Holling, C. S. (1986). Resilience of ecosystems; local surprise and global change. In W. C. Clark & R. E. Munn (Eds.), Sustainable Development of the Biosphere (pp. 292-317). Cambridge: Cambridge University Press.
Hortal, J., de Bello, F., Diniz-Filho, J. A. F., Lewinsohn, T. M., Lobo, J. M., & Ladle, R. J. (2015). Seven Shortfalls that Beset Large-Scale Knowledge of Biodiversity. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 46(1), 523-549. doi:10.1146/annurev-ecolsys-112414-054400
Kappel, C., Martone, R., & Duffy, J. (2006). Ecosystem-based management. In C. Cleveland (Ed.), Encyclopedia of Earth. (pp. 1-4). Washington, DC, USA: Environmental Information Coalition, National Council for Science and the Environment.
Laplante, K. (2005). Is ecosystem management a postmodern science? In K. Cuddington & B. Beisner (Eds.), Ecological Paradigm Lost. Routes of Theory Change (pp. 397-418). California, San Diego: Elsevier.
Lieth, H. (1975). Modeling the primary productivity of the world. In H. Lieth (Ed.), Primary productivity of the biosphere. (Vol. 14, pp. 237-263.). Berlin Heidelberg, Germany: Springer.
Likens, G., Bormann, F., & Eaton, J. (1980). Variations in Precipitation and Streamwater Chemistry at the Hubbard Brook Experimental Forest during 1964 to 1977. In T. C. Hutchinson & M. Havas (Eds.), Effects of Acid Precipitation on Terrestrial Ecosystems (Vol. 4, pp. 443-464). New York: Plenum Press.
Lindeman, R. (1942). The trophic-dynamic aspects of ecology. Ecology, 23, 399-418.
Lindenmayer, D., Pierson, J., Barton, P., Beger, M., Branquinho, C., Calhoun, A., Caro, T., Greig, H., Gross, J., Heino, J., Hunter, M., Lane, P., Longo, C., Martin, K., McDowell, W. H., Mellin, C., Salo, H., Tulloch, A., & Westgate, M. (2015). A new framework for selecting environmental surrogates. Science of the Total Environment, 538, 1029-1038. doi:http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.08.056
Listopad, C. M. C. S., Masters, R. E., Drake, J., Weishampel, J., & Branquinho, C. (2015). Structural diversity indices based on airborne LiDAR as ecological indicators for managing highly dynamic landscapes. Ecological Indicators, 57, 268-279. doi:http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolind.2015.04.017
Lovelock, J. (1991). Gaia. A prática científica da Medicina Planetar (Vol. 9). Lisboa: Instituto Piaget.
Maguas, C., Rascher, K. G., Martins-Loucao, A., Carvalho, P., Pinho, P., Ramos, M., Correia, O., & Werner, C. (2011). Responses of woody species to spatial and temporal ground water changes in coastal sand dune systems. Biogeosciences, 8(12), 3823-3832. doi:10.5194/bg-8-3823-2011
Margalef, R. (1968). Perspectives in ecological theory. Chicago: Univ. Chicago Press.
Margulius, L. (1993). Symbiosis in cell evolution: microbial communities in the Archean and Proterozoic Eons (2nd edition ed.). New York: W.H. Freeman and Company.
Martins-Loução, M. A., & Cruz, C. (2007). Microbial communities. Journal of Soils and Sediments, 7(6), 398-398. doi:10.1065/jss2007.11.265
Martins-Loução, M. A., & Gaio-Oliveira, G. (2016). New Challenges to Promote Botany's Practice Using Botanic Gardens: the Case Study of the Lisbon Botanic Garden. In A. A. Ansari & S. S. Gill (Eds.), Plant Biodiversity: Monitoring, Assessment and Conservation. Wallingford, Oxfordshire: CABI.
Matos, P., Geiser, L., Hardman, A., Glavich, D., Pinho, P., Nunes, A., Soares, A., & Branquinho, C. (2016). Tracking global change using lichen diversity: towards a universal framework. Methods in Ecology and Evolution, in press.
Melo, J., Carolino, M., Carvalho, L., Correia, P., Tenreiro, R., Chaves, S., Meleiro, A. I., de Souza, S. B., Dias, T., Cruz, C., & Ramos, A. C. (2016). Crop management as a driving force of plant growth promoting rhizobacteria physiology. SpringerPlus, 5(1), 1574. doi:10.1186/s40064-016-3232-z
O'Neill, R., Deangelis, D. L., Waide, J. B., & Allen, T. F. H. (1986). A hierarchical concept of ecosystems (Vol. 23). Princeton, USA: Princeton University Press.
Odum, E. (1969). The Strategy of Ecosystem Development. Science, 164, 262-270.
Paul, E., & Clark, F. (1996). Dynamics of residue decomposition and soil organic matter turnover. Soil Microbiology and Biochemistry, 2, 158-179.
Pinho, P., Augusto, S., Martins-Loucao, M. A., Pereira, M. J., Soares, A., Maguas, C., & Branquinho, C. (2008). Causes of change in nitrophytic and oligotrophic lichen species in a Mediterranean climate: Impact of land cover and atmospheric pollutants. Environ Pollut, 154(3), 380-389. doi:10.1016/j.envpol.2007.11.028
Pinho, P., Branquinho, C., Cruz, C., Tang, Y. S., Dias, T., Rosa, A. P., Maguas, C., Martins-Loucao, M. A., & Sutton, M. A. (2009). Assessment of Critical Levels of Atmospheric Ammonia for Lichen Diversity in Cork-Oak Woodland, Portugal.
Pinho, P., Dias, T., Cruz, C., Sim Tang, Y., Sutton, M. A., Martins-Loução, M.-A., Máguas, C., & Branquinho, C. (2011). Using lichen functional diversity to assess the effects of atmospheric ammonia in Mediterranean woodlands. Journal of Applied Ecology, 48(5), 1107-1116. doi:10.1111/j.1365-2664.2011.02033.x
Pinho, P., Moretti, M., Luz, A., Grilo, F., Vieira, J., Luís, L., Rosalino, L., Martins-Loução, M. A., Santos-Reis, M., Correia, O., Pereira, P. G., Gonçalves, P., Matos, P., Cruz-de-Carvalho, R., Rebelo, R., Dias, T., Mexia, T., & Branquinho, C. (2017). Biodiversity as the support of ecosystem services and human wellbeing in urbanforestedareas.
Pinho, P., Nunes, A., Ramos, A., Batista, M., Mimo, S., Cordovil, C., & Branquinho, C. (2015). Mapping production of biomass by annual plants in Mediterranean evergreen woodlands. Mapping and assessment of forest ecosystems and their services: applications and guidance for decision making in the framework of MAES. (pp. 15-18.). EUR 27751 EN.: European Comission Report, Joint Research Centre,.
Polis, G. (1991). Complex trophic interactions in deserts: an empirical critique of food-web theory. American Naturalist, 138(1), 123-155.
Ramos, A., Pereira, M., Soares, A., Rosario, L., Matos, P., Nunes, A., Branquinho, C., & Pinho, P. (2015). Seasonal patterns of Mediterranean evergreen woodlands (Montado) are explained by long-term precipitation. Agricultural and Forest Meteorology, 202, 44-50.
Ribeiro, M. C., Pinho, P., Branquinho, C., Llop, E., & Pereira, M. J. (2016). Geostatistical uncertainty of assessing air quality using high-spatial-resolution lichen data: A health study in the urban area of Sines, Portugal. Science of the Total Environment, 562(1879-1026 (Electronic)), 740-750.
Rockström, J., Steffen, W., Noone, K., Persson, Å., Chapin, F. S. I., Lambin, E., Lenton, T. M., Scheffer, M., Folke, C., Schellnhuber, H. J., Nykvist, B., de Wit, C. A., Hughes, T., van der Leeuw, S., Rodhe, H., Sörlin, S., Snyder, P. K., Costanza, R., Svedin, U., Falkenmark, M., Karlberg, L., Corell, R. W., Fabry, V. J., Hansen, J., Walker, B., Liverman, D., Richardson, K., Crutzen, P., & Foley, J. (2009a). Planetary Boundaries: Exploring the Safe Operating Space for Humanity. Ecology and Society, 14(2), 32 - 63.
Rockström, J., Steffen, W., Noone, K., Persson, Å., Chapin, F. S. I., Lambin, E., Lenton, T. M., Scheffer, M., Folke, C., Schellnhuber, H. J., Nykvist, B., de Wit, C. A., Hughes, T., van der Leeuw, S., Rodhe, H., Sörlin, S., Snyder, P. K., Costanza, R., Svedin, U., Falkenmark, M., Karlberg, L., Corell, R. W., Fabry, V. J., Hansen, J., Walker, B., Liverman, D., Richardson, K., Crutzen, P., & Foley, J. (2009b). A safe operating system for humanity. Nature, 461, 472-475.
Romanelli, C., Cooper, D., Campbell-Lendrum, D., Maiero, M., Karesh, W. B., Hunter, D., & Golden, C. D. (2015). Connecting Global Priorities - Biodiversity and Human Health: A State of Knowledge Review. Retrieved from
Steffen, W., Richardson, K., Rockström, J., Cornell, S. E., Fetzer, I., Bennett, E. M., Biggs, R., Carpenter, S. R., de Vries, W., de Wit, C. A., Folke, C., Gerten, D., Heinke, J., Mace, G. M., Persson, L. M., Ramanathan, V., Reyers, B., & Sörlin, S. (2015). Planetary boundaries: Guiding human development on a changing planet. Science, 347(6223).
UK-NEA, N. E. A. (2014). UK National Ecosystem Assessment. Follow-on. Synthesis of the key findings. Retrieved from London:
UN-WCED, W. C. o. E. a. D. (1987). Our Common Future - Brutland Report: Oxford University Press.
UNCED, U. N. C. o. E. a. D. (1992a). Agenda 2. Programme of Action for Sustainable Development. Retrieved from
UNCED, U. N. C. o. E. a. D. (1992b). Rio Declaration on Environment and Development.
UNCSD, U. N. C. o. S. D. (1997). Overall progress achieved since the United Nations Conference on Environment and Development.
UNEP/GPA. (2006). Ecosystem-based management: Markers for assessing progress. Retrieved from The Hague, Netherlads:
Vitousek, P. M. (1994). Beyond global warming: ecology and global change. Ecology, 75(7), 1861-1876.
Williams, M., Zalasiewicz, J., Waters, C. N., Edgeworth, M., Bennett, C., Barnosky, A. D., Ellis, E. C., Ellis, M. A., Cearreta, A., Haff, P. K., Ivar do Sul, J. A., Leinfelder, R., McNeill, J. R., Odada, E., Oreskes, N., Revkin, A., Richter, D. d., Steffen, W., Summerhayes, C., Syvitski, J. P., Vidas, D., Wagreich, M., Wing, S. L., Wolfe, A. P., & Zhisheng, A. (2016). The Anthropocene: a conspicuous stratigraphical signal of anthropogenic changes in production and consumption across the biosphere. Earth's Future, 4(3), 34-53. doi:10.1002/2015EF000339
Σχόλια