Regeneração Natural de Espécies Vegetais em Jazidas Revegetadas

Natural Regeneration of Plant Species in Revegetated Mining Areas

RESUMO

A mineração provoca degradação intensa no ambiente. Em consequência dos impactos dessa atividade, a legislação determina a elaboração e execução de Planos de Recuperação de Áreas Degradadas (PRADs) como medida de reabilitação do ambiente degradado. O objetivo deste estudo foi realizar a avaliação de áreas de mineração reabilitadas com plantio de Eucalyptus sp. ou espécies arbóreas nativas, utilizando como parâmetros a composição, a diversidade florística implantada e as condições da regeneração natural. Foram identificadas 41 espécies distribuídas em 39 gêneros e 22 famílias. Observaram-se 16 espécies de novos regenerantes no conjunto das áreas. O levantamento florístico revelou menor diversidade na área com Eucalyptus sp. do que nas áreas revegetadas com espécies nativas. Assim, o uso de espécies nativas na recuperação de áreas degradadas se mostrou mais adequado à diversidade florística.

Palavras-chave:
degradação; mineração; recuperação

ABSTRACT

Mining activities causes severe environmental degradation. In light of the activity impacts, the legislation determine the development and implementation of Recovery of Degraded Areas Plans (PRDA) as a measure to restore the degraded environment. This study aimed to evaluate the mining areas rehabilitated by planting Eucalyptus sp. or native species, using parameters such as composition, implanted floristic diversity and conditions of natural regeneration. We identified 41 species in 39 genera and 22 families, and noted 16 new regenerating species in the whole area. The floristic survey revealed lower diversity in the area with Eucalyptus sp. than in the area revegetated with native species Thus, the use of native species in degraded land recovery was more appropriate due to the floristic diversity.

Keywords:
degradation; mining; recovery

1 INTRODUÇÃO

Em ecossistemas naturais, as atividades mineradoras provocam impactos intensos em virtude das alterações associadas a esse tipo de atividade. Dessa forma, a intervenção humana é imprescindível para que ações de recuperação das áreas degradadas possam ser realizadas (Parrota & Knowles, 2008; Sheoran et al., 2010).

A mineração degrada a paisagem ao remover a vegetação e as camadas do solo, promovendo alterações físicas, químicas e biológicas no meio. Uma das consequências da mineração é a drástica redução da regeneração natural na área, pois a exploração desses locais é realizada com máquinas pesadas, que comprometem severamente as condições do solo e as possibilidades de surgimento de novas espécies (Ferreira et al., 2010). Isto posto, as atividades de revegetação são fundamentais, para que assim o processo de recuperação ocorra nesses locais (Araújo, 2006; Fontes, 1991; Pereira et al., 2015).

Recuperar um ambiente minerado torna-se um desafio, principalmente com relação ao resgate da estrutura da vegetação, no tocante à sua composição e funções ecológicas. Além disso, estudos apontam que os trabalhos de recuperação de áreas mineradas são muitas vezes realizados de forma isolada, sem considerar as diversas interações, que influenciam a dinâmica da sucessão ecológica em ambientes atingidos por esse tipo de degradação (Carvalho, 2011; Suhartoyo et al., 2012).

A revegetação é o ponto de partida e pré-requisito obrigatório para a recuperação de ecossistemas. Para áreas mineradas, geralmente os objetivos da recuperação relacionam-se com a redução da erosão e a proteção dos solos. No entanto, a Recuperação de Áreas Degradadas (RAD) pela mineração é uma atividade complexa e não se restringe ao mero plantio para conter processos erosivos. Logo, é necessário selecionar as espécies vegetais características de cada região que possam suportar as condições da área, bem como acelerar a regeneração natural, objetivando reconstituir e intensificar os processos de sucessão que ocorreriam naturalmente (Dutra et al., 2002; Sheoran et al., 2010; Viani et al., 2010).

Entre as etapas previstas nos Programas de Recuperação de Áreas Degradadas (PRADs), a seleção adequada das espécies a serem implantadas pode ser considerada uma das fases fundamentais para o sucesso dos trabalhos de recuperação (Rodrigues & Gandolfi, 1998). E a escolha do modelo de plantio mais adequado para cada área degradada depende de uma série de informações sobre aspectos ecológicos, estado de degradação, disponibilidade de mudas, dentre outras (Martins, 2007; Aumond et al., 2012).

Após a seleção do modelo a ser implantado é necessário avaliar se as atividades realizadas obtiveram sucesso ou não, e essas respostas são adquiridas a partir dos trabalhos de monitoramento da área em recuperação (Daronco et al., 2013). Nesse sentido, devido ao fato de o restabelecimento de espécies vegetais nativas em áreas mineradas ocorrer lentamente, é fundamental que seja avaliado até que ponto as metas e objetivos planejados foram alcançados e quando esses resultados poderão ser considerados satisfatórios (Almeida & Sánchez, 2015).

De acordo com os estudos de avaliação e monitoramento em RAD, as pesquisas sobre a comunidade vegetal em áreas de PRADs podem contribuir para o desenvolvimento de novas tecnologias e formas de manejo das áreas degradadas (Alday et al., 2014). E, segundo Bellotto et al. (2009), no monitoramento das áreas em recuperação, a regeneração natural é um indicador fundamental na avaliação de modelos de PRADs implantados.

Assim, as avaliações com base na regeneração natural trazem informações do restabelecimento da vegetação bem como dos processos ecológicos associados e ainda servem de base para ações de melhoria do PRADs, assegurando maior eficiência (Moreira, 2004; Mochiutti et al., 2008; Alday et al., 2011; Miranda-Neto et al., 2012). Nesse contexto, este trabalho objetivou avaliar comparativamente três modelos de plantio distintos de PRADs, com o uso de espécies nativas e exóticas em áreas mineradas, utilizando como principal indicador a regeneração natural e a diversidade florística associada entre as áreas.

2 MATERIAL E MÉTODOS

2.1 Área de estudo

O estudo foi desenvolvido em quatro áreas mineradas (Copener, CP; Caboclo, CB; Rio Torto, RT; e Mangueira, MG), localizadas no município de Alagoinhas (Bahia, Brasil), 12º07’13”S e 38º24’35”W (Figura 1), região denominada Agreste da Bahia e Território do Litoral Norte (IBGE, 2010). O clima é do tipo Af’, segundo a classificação de Köppen, com pluviosidade média anual de 1.469 mm e temperatura média de 24,2 ºC, com máxima de 30 ºC e mínima de 17,3 ºC (IBGE, 2010).

Figura 1
Mapa do município de Alagoinhas (Bahia, Brasil). Fonte: adaptada de CEI (1980).

As áreas de propriedade da empresa Bahia Specialty Cellulose (BSC) foram selecionadas pela semelhança no histórico de degradação: áreas mineradas para extração de cascalho na década de 1980. Os PRADs foram iniciados nas áreas a partir de 2006, com preparação do terreno e o plantio das mudas de espécies arbóreas, gramíneas e leguminosas em maio de 2007 (Copener Florestal, 2006).

Em cada jazida foram aplicados três modelos de plantio distintos, de acordo com o PRAD elaborado pela empresa BSC, áreas identificadas como: Copener (CP), Caboclo (CB), Rio Torto (RT) e Mangueira (MG), citadas anteriormente.

Na área de Copener (0,2 ha) fez-se o plantio de espécie exótica (Eucalyptus sp.) em espaçamento 2 x 2 m; nas áreas de Caboclo (0,13 ha) e Rio Torto (3,91 ha) utilizou-se o plantio de espécies nativas em quincôncio, com espaçamento 3 x 1,5 m e plantio de enriquecimento, em espaçamento 4 x 4 m nos trechos da área que apresentavam algumas espécies vegetais já estabelecidas. Na jazida Mangueira (0,76 ha) fez-se o plantio de espécies nativas em quincôncio com espaçamento 3 x 1,5 m; plantio de enriquecimento em espaçamento 4 x 4 m nos locais onde ocorriam espécies vegetais; plantio de leguminosa rasteira e herbáceas nas entrelinhas de 0,8 metro de largura e plantio de gramíneas nas encostas e voçorocas (Tabela 1). Em todas as áreas, antes do plantio foi realizada a sistematização e preparo do terreno com equipamentos mecanizados (Copener Florestal, 2006).

Tabela 1
Modelos implantados nas jazidas. Fonte: Copener Florestal (2006).

Table 1. Models deployed in mined areas. Source: Copener Florestal (2006).

Área minerada	Modelo implantado
Copener	Modelo I: Atividades mecânicas e plantio de espécie exótica (Eucalyptus sp.) em espaçamento 2 m x 2 m.
Caboclo, Rio Torto	Modelo II: Ações mecânicas, plantio de espécies nativas em quincôncio com espaçamento 3 m x 1,5 m e plantio de enriquecimento em espaçamento 4 m x 4 m.
Mangueira	Modelo III: Atividades mecânicas e plantio de espécies nativas em quincôncio com espaçamento 3 m x 1,5 m, plantio de enriquecimento em espaçamento 4 m x 4 m, plantio de leguminosa rasteira e herbáceas em entrelinhas de 0,8 m de largura e plantio de gramíneas nas encostas e voçorocas.

No preparo do terreno para o plantio foram realizadas as atividades mecânicas de (i) escarificação mecânica do solo nas áreas que receberam o vermicomposto, com uso de um trator acoplado a escarificador; (ii) coveamento para a introdução das mudas, podendo as covas serem feitas manualmente, com auxílio de ferramentas ou com um trator com broca de perfuração, nas dimensões de 40 cm x 40 cm x 40 cm; e (iii) a correção do solo, após análise química com calagem para correção do pH e adubação inicial composta de 150 g de fosfato natural depositado no fundo das covas das mudas (Copener Florestal, 2006).

Com a conclusão das atividades mecânicas, a empresa confeccionou uma lista de espécies vegetais nativas pioneiras, secundárias e climácicas (Tabela 2), que foram implantadas nas jazidas em maio de 2006, incluindo espécies de gramíneas [Brachiaria decumbens Stapf. e o capim touceira Sporobolus indicus (L.) R. Br.] associadas com leguminosas forrageiras (feijão guandu, Cajanus cajan L., e mucuna-preta Mucuna spp.) e Eucalyptus sp. (Copener Florestal, 2006).

Tabela 2
Espécies arbóreas selecionadas para recuperação nas áreas mineradas. Fonte: Copener Florestal (2006).

Table 2. Tree species selected for recovery in mined areas. Source: Copener Florestal (2006).

N°	Nome vulgar	Nome científico	Família	GE
01	Aleluia	Senna multijuga (Rich.) H. S. Irwin e Barneby	Leguminosae-Caesalpinioideae	CL
02	Amescla	Protium heptaphyllum L. Marchand	Burseraceae	CL
03	Angico	Anadenanthera macrocarpa (Benth.) Brenan	Leguminosae-Caesalpinioideae	CL
04	Aroeira	Schinus terebinthifolius Raddi	Anacardiaceae	PI
05	Cajuí	Anacardium sp.	Anacardiaceae	CL
06	Canafístula	Cassia grandis L. f.	Leguminosae-Caesalpinioideae	CL
07	Candeia branca	Gochnatia polymorpha (Less)	Compositae	CL
08	Craibeira	Tabebuia caraiba Bureau	Bignoniaceae	CL
09	Crindiúva	Trema micrantha (L.) Blum.	Ulmaceae	PI
10	Embaúba	Cecropia pachystachya Tricril	Cecropiaceae	PI
11	Falso ingá	Lochoncarpus sericeus (Poir) D. C.	Leguminosae-Caesalpinioideae	CL
12	Jatobá	Hymenaea coubaril L.	Leguminosae- Caesalpinioideae	CS
13	Lixeira	Curatella americana L.	Dilleniaceae	Cl
14	Mau-vizinho	Machaerium aculeatum (Vell.) Stellfeld	Fabaceae	PI
15	Maçaranduba	Persea pyrifolia Ness	Lauraceae	CS
16	Mangaba	Hancornia speciosa Gomes	Araliaceae	CL
17	Maria-farinha	Guapira opposita (Vell.) Reitz	Nyctaginaceae	PI
18	Miriró	Bauhinia aculeata L.	Leguminosae- Caesalpinioideae	CS
29	Mulungu	Erythrina velutina Jacq.	Leguminosae- Papilionoideae	PI
20	Murici	Byrsonima verbascifolia Rich. ex Juss.	Malpighiaceae	PI
21	Mutamba	Guazuma ulmifolia Lam.	Sterculiaceae	PI
22	Pau-d’arco	Tabebuia impetiginosa (Mart. ex DC.) Standl.	Bignoniaceae	CS
23	Pau-ferro	Caesalpinea leiostachya Bent.	Leguminosae-Caesalpinioideae	CL
24	Pau-pombo	Tapirira guianensis Aubl.	Anacardiaceae	PI
25	Pau-sangue	Machaerium scleroxlon Tulasne	Leuminosae- Papilionoideae	CS
26	Pimenta-de-macaco	Xylopia aromatica Mart	Annonaceae	PI
27	Sabiá	Mimosa caesalpiniaefolia L.	Leguminosae	PI
28	Sucupira	Bowdichia virgilioides H. B. K.	Leguminosae- Papilionoideae	PI
29	Eucalipto*	Eucalyptus sp.	Myrtaceae	CL

• ^*
  planta exótica.

A avaliação da comunidade vegetal foi feita nas quatro áreas de estudo através do estudo florístico quatro anos após o plantio, empregando-se o método qualitativo do “caminhamento” recomendado por Filgueiras et al. (1994). O método consiste em caminhadas aleatórias ao longo de uma ou mais linhas retas imaginárias, incluindo as bordas do fragmento, com a identificação das espécies de plantas encontradas. Durante as caminhadas foram feitas coletas de exemplares de plantas em estágio reprodutivo para herborização, conforme Fidalgo & Bononi (1984) e Mori et al. (1989).

As amostras das plantas coletadas foram levadas para o Herbário da Universidade do Estado da Bahia (HUNEB), onde foram preparadas em exsicatas e identificadas a partir de comparações com as exsicatas do acervo do herbário. Com base no levantamento realizado, lista e dados florísticos da região, como referência (Bastos, 2009; Brasil, 1981), avaliou-se o uso de espécies vegetais nativas e exóticas em cada modelo implantado. Verificou-se ainda o surgimento de indivíduos regenerantes, em cada local estudado. Consideraram-se como novos regenerantes espécimes vegetais jovens com altura entre 0,30-1,30 m encontrados entre as linhas de plantio cujo nome não constava na lista original do PRAD e que não apresentavam coveamento na base (Castanho, 2009; Sorreano, 2002).

A ordenação das famílias e gêneros foi baseada no sistema APG II (2003). Quanto ao hábito, as espécies foram classificadas em arbóreas, arbustivas, subarbustivas, herbáceas e lianas.

3 RESULTADOS E DISCUSSÃO

O levantamento florístico revelou um total de 41 espécies entre as que foram plantadas e as de regeneração natural. Entre as espécies encontradas havia 38 gêneros e 22 famílias representadas. As famílias Fabaceae, Asteraceae, Melastomataceae predominaram nas áreas, com 6, 5 e 4 espécies, respectivamente (Tabela 3). A maior representatividade da família Fabaceae justifica-se pelo fato deste grupo se destacar entre as famílias mais frequentes na Mata Atlântica (Rizzini, 1979). Além disso, espécies pertencentes a essa família possuem grande plasticidade ecológica, a qual permite que habitem ambientes em situações adversas (Araújo et al., 2006). E as famílias Asteraceae e Melastomataceae apresentam espécies consideradas pioneiras que habitam as bordas e clareiras de florestas, sendo frequentes em áreas antropizadas (Dutra et al., 2008; Rizzini, 1979). Estudo realizado por Esperança et al. (2011) em Itamarati, MG, também evidenciou predominância das famílias Fabaceae e Melastomataceae em áreas mineradas para extração de bauxita.

Tabela 3
Lista de espécies coletadas nas áreas Copener (CP), Caboclo (CB), Rio Torto (RT) e Mangueira (M). Hábito: árvore (AR), arbusto (AB), subarbusto (SUB), herbácea (HE) e liana (LI).

Table 3. List of species collected in areas Copener (CP), Caboclo (CB), Rio Torto (RT) and Hose (M). Habit: Tree (AR), bush (AB), subshrub (SUB), herbaceous (HE) and liana (LI).

Família	Espécie	Hábito	CP	CB	RT	M
1. Anacardiaceae	Anacardium occidentale L.	AR				X
	Schinus terebentifolius Raddi.	AR			X	X
2. Apocynaceae	Himatanthus obovatus (Müll. Arg.) Woodson	AR			X	X
3. Asteraceae	Aspilia foliosa (Gardner) Baker	HE	X	X	X	X
	Baccharis salzimannii D. C.	SUB		X
	Conocliniopsis prasiifolia (DC) R. M. King e H. Rob.	HE		X	X
	Eremanthus icanus (Less.) Less.	AB	X	X	X	X
	Gochnatia oligocephala (Gardner) Cabrera	AR		X	X
4. Celastraceae	Maytenus catingarum Reissek	AB	X			X
5. Clusiaceae	Kielmeyera reticulata Saddi.	AR				X
6. Convolvulaceae	Evolvulus glomeratus Nees e Mart	HE		X
7. Cyperaceae	Rhychospora excaltata Kunth	HE			X
8. Dilleniaceae	Tetracera breyniana Schltdl	LI			X	X
9. Euphorbiaceae	Croton campestris A. St.-Hil.	SUB			X	X
	Croton sellowi Baill.	SUB	X	X	X	X
	Sebastiania myrtilioides (Mart.) Pax.	SUB			X	X
10. Fabaceae	Abarema filamentosa (Benth.) Pittier	AR			X
(Mimosoideae)	Acacia mangium Willd	AR			X
(Faboideae)	cf. Andira fraxinifolia Benth.	AR				X
(Mimosoideae)	Mimosa somnians Humb. e Bonpl. ex Willd.	AB				X
(Faboideae)	Periandra mediterranea (Vell.) Taub	AB		X	X
(Faboideae)	Swartizia apetala Raddi.	AR		X	X
11. Lamiaceae	Hyptis fruticosa Salzm. ex Benth.	AB		X		X
12. Lytraceae	Cuphea brachiata Koehne	SUB			X
13. Malpighiaceae	Byrsonima sericea DC.	AR				X
14. Melastomataceae	Comolia ovolifolia (DC.) Triana	SUB	X
	Miconia albicans (Sw.) Triana	AB				X
	Miconia ciliata (Rich.) DC.	AB	X			X
	Miconia pileata DC.	AB		X		X
15. Myrtaceae	Eucalyptus sp.	AR	X	X	X	X
	Psidiumguajava L.	AR				X
16. Ochnaceae	Ouratea rotundifolia (Gardner) Engl.	AR			X
17. Poaceae	Echinolaenia inflexa (Poir) Chase.	HE			X
	Eragrostis ciliaris (L.) R. Br.	HE			X
18. Polygalaceae	Coccoloba laevis Casar.	AR				X
	Polygala glochidiata Kunth.	HE				X
19. Rubiaceae	Borreria verticillata cf. (L.) G. Mey.	HE		X		X
20. Sapindaceae	Serjania salzmanniana Schltdl.	LI	X
	Gomidesia jenzliana O. Berg.	AR				X
21. Solanaceae	Solanum apiculatum Sendtn.	AB		X	X
22. Trigoniaceae	Trigonia nivea Cambess.	AB			X
Total	22 famílias	41 espécies		8	14	22

Outras pesquisas indicam espécies dessas famílias para plantio em solos degradados por que apresentam altas taxas de sobrevivência e facilidade de adaptação a ambientes degradados, contribuindo para a melhoria do solo e, consequentemente, para a instalação de outras espécies (Gonçalves et al., 2008; Rizzini, 1979).

Considerando-se apenas o hábito de cada espécie de planta coletada nas quatro áreas em recuperação, das 41 espécies identificadas houve predominância de árvores, com 15 espécies (37%), seguidas de 10 arbustivas (24%), 8 de ervas (19%), 6 de subarbustos (15%) e duas espécies de lianas (5%) (Figura 2).

Figura 2
Distribuição por porte das espécies de plantas coletadas nas quatro áreas em recuperação – Copener, Caboclo, Rio Torto e Mangueira.

Foram coletados indivíduos novos regenerantes das seguintes espécies: Aspilia foliosa, Baccharis salzimannii, Borreria verticillata, Comolia ovolifolia, Conocliniopsis prasiifolia, Croton campestris, C. sellowii, Eremanthus icanus, Evolvulus glomeratus, Miconia albicans, M. ciliata, M. pileata, Polygala glochidiata, Sebastiania myrtilioides, Solanum apiculatum e Tetracera breyniana.

A contribuição da regeneração natural pelas famílias Asteraceae, Melastomataceae e Euphorbiaceae nas áreas indica a importância das espécies desses grupos em condições de solos minerados e/ou degradados. Estudos indicam que as espécies pertencentes ao grupo das Asteraceae, Melastomataceae e Euphorbiaceae são de rápido crescimento, geralmente de estádios iniciais de sucessão, e que podem contribuir para a formação da cobertura vegetal na área (Amaral et al., 2013; Jacobi et al., 2008). Resultados semelhantes foram encontrados por Lima (2008) ao estudar a regeneração natural em uma área degradada por garimpo de ouro em Mato Grosso, na qual se evidenciou a predominância de espécies das famílias Clusiaceae, Euphorbiaceae, Melastomataceae e Solanaceae.

Nesse contexto é possível inferir que a regeneração natural apresenta extrema relevância como parâmetro ou indicador de áreas em processo de recuperação, pois a partir do surgimento e estabelecimento de novas espécies na área é possível avaliar se os processos sucessionais estão presentes e quais medidas podem ser tomadas para melhorar resultados do PRAD implantado (Souza, 2014; Reis et al.,2014).

Quanto aos modelos de plantio adotados nos PRADs (CP, CB, RT e MG), ocorreu uma variação na diversidade florística em cada área, registrando-se um gradiente crescente de diversidade entre Copener, com 6 famílias e 8 espécies; Caboclo, com 9 famílias e 14 espécies; Rio Torto, com 14 famílias e 22 espécies; e Mangueira, com 15 famílias e 24 espécies (Figura 3). Logo, a menor diversidade florística foi registrada na área Copener, com predominância do uso de espécies exóticas, enquanto a maior diversidade florística foi observada na área Mangueira, na qual se adotou uso exclusivo de espécies de plantas nativas (Figura 3).

Figura 3
Número de espécies e famílias implantadas considerando-se os modelos de PRAD nas áreas em recuperação – Copener (CP), Caboclo (CB), Rio Torto (RT) e Mangueira (MG).

Assim, o número de famílias e espécies nos PRAD que utilizaram espécies nativas, como nas áreas Caboclo, Mangueira e Rio Torto, foi maior do que no plantio homogêneo de Eucalyptus sp. adotado em Copener (Figura 3). De acordo com Nóbrega et al. (2009), plantios que utilizam espécies nativas têm maiores probabilidades de apresentar similaridade florística com as áreas naturais ao longo do tempo. Portanto, a revegetação de áreas mineradas deve observar em princípio o resgate da biodiversidade local, com a seleção e implantação de espécies nativas que suportem as condições áridas de substratos expostos, comuns a esse tipo de degradação (Corrêa, 2006; Ferreira et al., 2010).

Segundo Ferracin et al. (2010) e Fidalgo et al. (2009), plantios de recuperação de áreas degradadas que possuem espécies exóticas e que não realizam medidas de condução e retirada delas geralmente apresentam baixa diversidade, porque as espécies exóticas podem influenciar o desenvolvimento das mudas implantadas e o recrutamento de novas espécies. Porém, mesmo em áreas de plantio com espécies exóticas é possível, através do manejo desses indivíduos, ocorrer o incremento de diversidade florística com a regeneração natural ao longo do tempo (Fidalgo et al., 2009).

Resultados semelhantes aos desta pesquisa foram encontrados por Neri et al. (2005) ao compararem a regeneração de espécies nativas sob plantios de Eucalyptus spp. com a de uma área natural. Segundo os autores, a área amostrada contendo somente espécie exótica (Eucalyptus sp.) apresentou índice reduzido de diversidade, fato que foi relacionado às condições de sombreamento causado pelas espécies de Eucalyptus. Entretanto, Onofre et al. (2010), ao estudar a regeneração natural com espécies da Floresta Atlântica em um sub-bosque de Eucalyptus saligna, encontraram condições de riqueza e diversidade florística acima do esperado, fato justificado pela proximidade de um extenso remanescente de vegetação Atlântica que provavelmente foi fator fundamental para o aumento da biodiversidade.

Neste estudo, Eucalyptus sp. ocorreu em todas as áreas em recuperação. Segundo Araújo et al. (2008), as espécies exóticas, ao serem utilizadas nos PRADs, geralmente apresentam uma grande amplitude de dispersão, espalhando-se mais rapidamente e sobrepondo-se às espécies nativas, podendo mesmo formar manchas monoespecíficas na paisagem. Dessa forma, a presença de Eucalyptus sp. em todas as áreas, independentemente do modelo de PRAD adotado, pode ser explicada pelo comportamento ecológico de rápido crescimento e dispersão da espécie e pela localização, nas áreas adjacentes, de plantios homogêneos dessa espécie.

Espécies exóticas podem comprometer a restauração de áreas degradadas, pois algumas são de difícil controle e interferem no processo sucessional das espécies nativas (Costa & Durigan, 2010). De acordo com Assis et al. (2013), embora existam instrumentos legais para a regularização do uso de espécies exóticas, ainda é frequente o plantio desse tipo de espécie em áreas de PRAD.

Nesse contexto é necessário que sejam direcionados maiores esforços para pesquisas sobre os efeitos das espécies exóticas em plantios de PRAD e, por outro lado, que se incentive a maior produção de mudas de espécies nativas locais. Além disso, principalmente no contexto da recuperação de áreas mineradas, é necessário ainda que sejam analisadas alternativas de recuperação que apresentem maiores possibilidades de resgate da biodiversidade local.

4 CONCLUSÃO

A utilização de monopovoamentos de Eucalyptus sp. em PRADs não obteve a mesma intensidade e diversidade de espécies naturalmente regeneradas em relação às jazidas revegetadas com espécies nativas.

As famílias Fabaceae, Asteraceae e Melastomataceae apresentaram resultados efetivos, na representatividade de suas espécies, para a recuperação das áreas avaliadas. Portanto, é possível inferir que as espécies dessas famílias apresentam possibilidades de sobrevivência em substratos minerados.

Aspilia foliosa, Baccharis salzimannii, Borreria verticillata, Comolia ovolifolia, Conocliniopsis prasiifolia, Croton campestris, C. sellowii, Eremanthus icanus, Evolvulus glomeratus, Miconia albicans, M. ciliata, M. pileata, Polygala glochidiata, Sebastiania myrtilioides, Solanum apiculatum e Tetracera breyniana podem ser indicadas para recuperação de áreas mineradas na região de Alagoinhas, BA, principalmente pelo fato de ocorrerem em condições de regeneração natural de áreas mineradas.

Nesse sentido, a presença dessas espécies regenerantes agrega elementos significativos a ambientes degradados, como dispersão em circunstâncias adversas, resistência diante das condições alteradas do solo e, ainda, maiores possibilidades de germinação. Assim, esse conjunto de fatores sugere que estas são espécies promissoras para os PRADs locais.

AGRADECIMENTOS

A Empresa Copener Florestal Ltda. por todo apoio na realização deste trabalho. A FAPESB (Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado da Bahia) e a UNEB (Universidade do Estado da Bahia) pela concessão de bolsa de estudos para este projeto.

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Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  01 Abr 2016
• Data do Fascículo
  Apr-Jun 2016

Histórico

• Recebido
  07 Out 2014
• Aceito
  28 Nov 2015