OCORRÊNCIA DE PLANTAS NÃO NATIVAS E EXÓTICAS EM ÁREAS RESTAURADAS DE CAMPOS RUPESTRES

Occurrence of Non-Native and Exotic Plants in Restored Areas of Rupestrian Grasslands

RESUMO

A invasão por espécies de plantas não nativas representa um enorme problema para projetos de restauração ambiental. Estas espécies têm causado muitas vezes o fracasso do processo de restauração, a perda de estoques nativos, prejuízos econômicos e, certamente, sociais. O objetivo do presente trabalho foi listar e avaliar a ocorrência de espécies não nativas em decorrência do asfaltamento da MG-010 em áreas restauradas nos campos rupestres da cordilheira do Espinhaço, Serra do Cipó, Brasil. Foram encontradas 23 espécies de plantas não nativas invadindo as áreas restauradas. Entre essas espécies, destacam-se as leguminosas Cajanus cajan, Chamaecrista flexuosa, Crotalaria pallida, Crotalaria spectabilis e Mimosa pigra e, entre as gramímeas, Andropogon bicornis, A. leucostachyus, Melinis repens, M. minutiflora, Paspalum paniculatum e Urochloa brizantha. A invasão das áreas restauradas, bem como a das bordas da rodovia, por essas espécies está relacionada à melhoria dos solos ao longo das rodovias causada por técnicas que utilizam uma mistura de calcário no preparo do leito estradal. A falta de um programa de monitoramento e gestão das áreas restauradas, bem como das unidades de conservação federal na qual estão inseridas, é outro fator que resulta em falhas no processo de restauração, colocando em risco toda a biota regional.

cerrado; invasão biológica; impacto ambiental; Serra do Espinhaço; Serra do Cipó

ABSTRACT

Non-native plant species invasion significantly represents a problem to projects on environment restoration. Such species have often been associated with the failure of restoration processes, the loss of local inputs, economic issues and, certainly, social losses. This present work aimed at listing and assessing the occurrence of non-native species resulting from the pavement work conducted on route MG-010 in restored areas of rupestrian grassland vegetation along the Espinhaço ridge, on the Cipó range, in Brazil. A total of 23 non-native plant species were found to invade the restored areas. Among such species, we may highlight the legumes Cajanus cajan, Chamaecrista flexuosa, Crotalaria pallida, Crotalaria spectabilis, and Mimosa pigra; and among the invasive weeds, Andropogon bicornis, A. leucostachyus, Melinis repens, M. minutiflora Paspalum paniculatum and Urochloa brizantha. Such species invasion in restored areas, as well in highway roadside, is associated with soil improvements along the highways, which use a common technique that includes limestone-soil mixture in pavement bed preparation. The lack of monitoring and management of restored areas, as well as of the national conservation units where they are located, is another factor that hinders the restoration process, endangering the unique local flora.

biological invasion; Brazilian inland vegetation; environmental impact; Serra do Espinhaço; Serra do Cipó

INTRODUÇÃO

A introdução de espécies não nativas em ecossistemas naturais representa, atualmente, uma das maiores ameaças à perda de diversidade biológica do planeta (Simberloff, 2003). Os episódios de invasão atuam sinergicamente com outras causas das mudanças globais, como a destruição de habitats e a poluição (Fuller et al., 1999; Mack et al., 2000), e causam perdas irreparáveis nos ecossistemas. Além da perda de estoques nativos, as espécies não nativas e invasoras causam grandes prejuízos econômicos. Há mais de 15 anos, esses prejuízos foram estimados em 50 bilhões de dólares ao ano no Brasil (considerando os gastos com a prevenção e mitigação para a agropecuária e saúde humana) (Pimentel et al., 2001).

Os estudos sobre a presença de plantas não nativas nos frágeis ecossistemas montanhosos ainda são incipientes. Os primeiros estudos de relevância foram iniciados a partir de 2005 pela Mountain Invasion Research Network (MIREN), os quais incluíram seis regiões montanhosas em todo o mundo (noroeste pacífico dos Estados Unidos, Alpes suíços, Andes chilenos, Alpes australianos, Havaí e as Ilhas Canárias, na região da Espanha) (Dietz et al., 2006; Küffer et al., 2008). Uma revisão sobre as invasões de plantas não nativas em ecossistemas montanhosos, realizada pela MIREN, identificou quase 1.500 táxons de plantas invasoras ou naturalizadas em todo o mundo. Ameaças a esses ecossistemas representam grandes perdas biológicas, sociais e econômicas, já que muitas dessas regiões são hotspots de biodiversidade com grande número de espécies endêmicas ameaçadas, são bases das fontes de água das planícies e possuem paisagens que são atrações para o turismo e recreações (Martinelli, 2007).

Estudos recentes indicam aumento significativo no risco de invasões biológicas por plantas não nativas nos diversos ecossistemas de montanha em todo o mundo (Rouget et al., 2003; Baret et al., 2006). As causas são variadas, mas sobretudo relacionadas às alterações climáticas e às drásticas mudanças no uso do solo (Pauchard et al., 2009; Barbosa et al., 2010). Perturbações antropogênicas aumentam a suscetibilidade das comunidades naturais à invasão (Mack et al., 2000). Perturbações geradas pelo fogo, por exemplo, podem prover vantagens competitivas iniciais para plantas não nativas, pois o fogo pode causar aumento na disponibilidade de nutrientes por um tempo curto (Coutinho, 1990; Nardoto et al., 2006). Uma vez estabelecida a dominância das espécies não nativas invasoras, o estabelecimento de outras espécies competidoras no processo de sucessão natural pode ficar inibido em virtude da crescente limitação dos recursos (Hughes & Vitousek, 1993). Embora Küffer et al. (2008) tenham indicado que condições climáticas adversas e o isolamento humano seriam fatores que tornariam os ecossistemas montanhosos relativamente resistentes às invasões de espécies não nativas, o aumento das ocupações humanas em regiões montanhosas, paralelamente à construção de vias pavimentadas de acesso, potencializa a introdução e o estabelecimento de espécies não nativas nesses ambientes (Viana et al., 2005; Küffer et al., 2008). Os ecossistemas montanhosos estão se tornando tão suscetíveis às invasões quanto outras áreas historicamente invadidas, e a tendência é piorar, devido ao cenário de mudanças climáticas. Um estudo realizado por Kgope et al. (2010) constatou que o aumento de CO² atmosférico aumenta a competitividades de plantas lenhosas, fazendo com que estas sejam mais eficientes na competição em relação às plantas que evoluíram sob baixas emissões de CO². Estes autores postularam um evento de invasão dos ambientes ricos em carbono das montanhas da África do Sul pelas plantas não nativas lenhosas já instaladas na região (Kgope et al., 2010). Predições similares podem ser feitas para os já impactados campos rupestres (Sá et al., 2014).

A construção de rodovias é um processo que apresenta profundo impacto no meio ambiente, pois tanto suprime quanto fragmenta as formações vegetais. Se realizada de forma errônea, como é o caso geral no Brasil, pode ampliar várias vezes os danos ambientais através do carreamento de material alóctone para o ambiente adjacente, com consequente impacto nas espécies nativas e destruição de seus habitats. Em montanhas, esses processos podem resultar em grandes perdas devido a fragilidade dos habitats, raridade local das espécies, baixa resiliência e, ainda, grande sintonia entre as espécies e o ambiente (Negreiros et al., 2011). Tilman (1993,1997)afirmou que a construção e a manutenção das rodovias modificam as condições nutricionais do solo adjacente às vias, facilitando o estabelecimento de espécies que precisam de condições nutricionais e hídricas semelhantes às do novo solo para se estabelecer. Além disso, a eliminação da vegetação nativa cria áreas seguras para germinação das sementes das espécies introduzidas (Lonsdale & Lane, 1994; Greenberg et al., 1997; Trombulak & Frissel, 2000; Christen & Matlack, 2006). No caso de ambientes marcados pelas condições adversas provocadas pelo baixo teor nutricional dos solos e/ou excesso de elementos tóxicos, como o alumínio, a exemplo dos campos rupestres quartzíticos e ferruginosos na cadeia da Serra do Espinhaço no Sudeste brasileiro e no Pará, essas modificações podem resultar em drásticas mudanças e favorecer ainda mais as invasões.

Barbosa et al. (2010) mostraram que durante as obras de asfaltamento da rodovia MG-010, na Serra do Cipó, em Minas Gerais, a cobertura da via com uma mistura de cimento e terra ("cimento-solo") resultou no tamponamento do efeito tóxico do alumínio nos solos (Negreiros et al., 2009), favorecendo a entrada e o sucesso de espécies ruderais tanto nativas quanto não nativas, incluindo inúmeras espécies sabidamente exóticas. Estas espécies têm formado "verdadeiros exércitos" prontos para colonizar novas áreas alteradas, à medida que estas têm surgido (Fernandes & Barbosa, 2013). Os estudos têm mostrado mais uma vez que as rodovias atuam como corredor ou facilitador da entrada de espécies invasoras que podem colocar em risco a biodiversidade e serviços ecossistêmicos (Barbosa et al., 2010). A vegetação predominante na borda oeste da Serra do Cipó é representada pelos campos rupestres. O aumento constante das atividades humanas dentro desta região, tais como a mineração, a construção de estradas, o tráfego intenso de veículos, o estabelecimento de pastagens, o turismo e os incêndios periódicos, tem sido as principais causas de invasão por espécies não nativas (Fernandes et al., 2014) (Figuras 1, 2, 3 e 4).

Em 2010, nove áreas degradadas pelas obras de asfaltamento da rodovia MG 10 foram restauradas pelo DER-MG (Departamento Estadual de Rodagem do Estado de Minas Gerais), utilizando-se espécies nativas da flora local. Os serviços de restauração das áreas degradadas foram completados em janeiro de 2012 e, a seguir, abandonados sem que se tenha elaborado nenhum plano de monitoramento. Consequentemente, muitas espécies que haviam colonizado as margens da rodovia foram capazes de se dispersar e invadir as áreas em restauração. Diante da iminente ameaça à riqueza e do alto grau de endemismo

Figura 1
- Início de invasão do campo rupestre por espécies de gramíneas exóticas, nativas e espécies herbáceas a partir da rodovia MG 10. (A) Início de invasão do campo rupestre pela gramínea exótica Melinis minutiflora. (B) Início de invasão do campo rupestre pela gramínea nativa Andropogon bicornis. (C) Início de invasão do campo rupestre pelas espécies Achyrocline satureoides e Ageratum fastigiatum.

da flora da Serra do Cipó, em associação ao risco da alteração da estrutura da comunidade de plantas nativas e consequente perda dos serviços ambientais, este trabalho teve como objetivo listar pela primeira vez as espécies não nativas nas áreas restauradas de campo rupestre.

MATERIAL E MÉTODOS

As coletas foram realizadas entre os meses de janeiro e maio de 2013 em 9 áreas restauradas às margens da rodovia MG-010 (a partir do km 106, W43º 35' 55"/S19º 17' 35,4", até o km 126, W 43º 34' 00"/S 19° 17' 25"). A rodovia MG-010 liga os municípios de Lagoa Santa e Conceição do Mato Dentro, cruzando a Área de Proteção Ambiental (APA) Morro da Pedreira, e atravessa um pequeno trecho no limite noroeste do Parque Nacional da Serra do Cipó (Barbosa et al., 2010). Localiza-se ao sul da cordilheira do Espinhaço, que possui formações rochosas quartzíticas, e se prolonga por cerca de 1.100 km com largura entre 50 e 100 km e altitudes superiores a 800 m.

A cobertura vegetal na Serra do Cipó é muito diversificada, variando principalmente conforme o solo e a altitude (Carvalho et al., 2012). A área de estudo varia em altitude: entre 1.000 e 1.300 m acima do nível do mar. Os solos compreendidos neste trecho são rasos, arenosos, ácidos, pobres em nutrientes e matéria orgânica, podendo ser finos ou cascalhentos, e formados a partir da desagregação da rocha-mãe (Benites et al. 2007; Negreiros et al., 2011). A vegetação é baixa, com alguns arbustos e pequenas árvores, xerófila e esclerófila, apresentando matas de galeria nas proximidades de cursos de água. O clima é estacional, com verões úmidos de sete a oito meses, invernos secos de três a quatro meses e precipitação anual em torno de 1.500 mm, em média (Madeira & Fernandes, 1999).

Amostragem da vegetação

Para a amostragem da vegetação não nativa, foram utilizados quatro transectos de 10 metros de comprimento por 10 metros de largura, totalizando 400 m² por área (total = 3.600 m²⁾. Os espécimes coletados foram herborizados e identificados por taxonomistas e colocados na coleção do Laboratório de Ecologia Evolutiva & Biodiversidade da Universidade Federal de Minas Gerais.

Neste artigo foram adotadas algumas definições sobre o status invasor das espécies, conforme a seguir. Espécie invasora seria aquela espécie oriunda de certa região que penetra e se aclimata em outra, onde não era encontrada antigamente, prolifera sem controle e passa a representar ameaça para espécies nativas e para o equilíbrio dos ecossistemas. Espécie ruderal é a designação dada às espécies vegetais que são predominantemente encontradas em ambientes fortemente perturbados pela ação humana, como cascalheiras, depósitos de entulho, aterros, margens de estradas, etc. Por extensão, designam-se por "plantas ruderais", ou por "vegetação ruderal", as espécies e as comunidades vegetais típicas desses ambientes (Hulme, 2006). Espécies naturalizadas são plantas exóticas que se reproduzem consistentemente e que mantêm populações estáveis ao longo de muitos ciclos de vida sem intervenção humana direta (ou apesar dela) e não invadem necessariamente ecossistemas naturais, seminaturais ou antropizados (Rejmánek et al., 2005; Richardson & Pyšek, 2008). Finalmente, a espécie exótica seria aquela introduzida fora de sua área de distribuição natural, passada ou presente, que possa levar à reprodução (D'Antonio & Meyerson, 2002).

Finalmente, buscou-se pela primeira vez relacionar a ocorrência das espécies nos campos rupestres, em relação às outras formações vegetais no País, e verificar a existência de estudos que constatam a ocorrência das espécies como sendo ruderais, invasoras e exóticas. Essa tarefa foi necessária após constatação de que muitas espécies exóticas extremamente nocivas ao meio ambiente haviam sido categorizadas como nativas pelo Jardim Botânico do Rio de Janeiro (<http://www.jbrj.gov.br/>; acesso em: 20 jan. 2014). Assim, foi observada a origem das espécies de acordo com os registros do Jardim Botânico do Rio de Janeiro, sua ocorrência prévia nos campos rupestres da região da Serra do Cipó de acordo com a publicação de referência de Giuliette et al. (1987) e, ainda, realizou-se uma busca intensa no Web of Science (1945-2014), Sciello e Scirus sobre o registro da espécie como nativa, ruderal, invasora ou exótica invasora.

RESULTADOS E DISCUSSÃO

Foram identificadas 12 famílias e 79 espécies de plantas colonizando a área total de 3.600 m², com exceção das espécies de plantas nativas introduzidas no processo de restauração (principalmente: Baccharis dracunculifolia, B. platypoda, Collaea cipoensis, Coccoloba cereifera,Chamaecrista semaphora, Calliandra fasciculata, C. dysantha,Actinocephalus bongardii, Diplusoson hirsutus, Diplusodon orbicularis, Comolia sertularia, Jacaranda caroba, Mimosa foliolosa, Mimosa bombycina, Mimosa maguirey, Eremanthus erythropappus, Tibouchina grandulosa, Tibouchina candolleana, Tibouchina heteromala, Cecropia pachystachya, Marcetia taxifolia, Lavoisiera campos-portoana, L. francavilana, Dalbergia miscolobium, Kielmeyera regalis, K. petiolaris e Stryphnodendron adstringens). As famílias com maior riqueza de espécies foram Poaceae (34 spp.), Fabaceae (21 spp.) e Asteraceae (11 spp.), que, juntas (66 spp.), representaram cerca de 85% de todas as espécies encontradas (79 spp.). As espécies listadas foram reconhecidas na literatura como de origem exótica (6 espécies), invasoras (16 espécies), daninhas (7 espécies) e ruderais (10 espécies) (Tabela 1). Dessa forma, foram listadas 39 espécies de plantas com potencial invasor nas áreas restauradas, enquanto nenhum relato foi encontrado para cinco espécies. Diante disso, 50% ou mais das espécies encontradas neste estudo colonizando as áreas restauradas (79 spp.) oferecem algum perigo ao projeto de restauração ambiental e/ou ao campo rupestre. Em relação ao intenso inventário realizado por Giuliette et al. (1987), 49 das 79 espécies não haviam sido reportadas previamente, ou seja, 62% são registros de nova ocorrência nos últimos 25 anos apenas numa área de 3.600 m².

A família que apresentou maior número de novas ocorrências no campo rupestre da Serra do Cipó foi Poaceae: 16 das 34 espécies listadas (ca. 47%) são consideradas novas ocorrências para os campos rupestres da Serra do Cipó, com muitas delas sendo espécies altamente nocivas que ameaçam direta ou indiretamente a integridade dos campos rupestres (Tabela 1). O segundo grupo de maior destaque é representado pela família Fabaceae, com 15 das 21 espécies mensuradas consideradas novas ocorrências para os campos rupestres da Serra do Cipó, o que representa cerca de 71% das espécies listadas de Fabaceae (Tabela 1). O terceiro grupo de maior destaque é representado pela família Asteraceae, com 9 das 11 espécies registradas consideradas novas ocorrências para os campos rupestres da Serra do Cipó (82% das espécies listadas nesta família) (Tabela 1). Em resumo, 62% das espécies do grupo mais representativo das plantas que colonizaram as áreas restauradas (famílias Poaceae, Fabaceae e Asteraceae = 66 espécies) são de novas ocorrências para os campos rupestres da região da Serra do Cipó.

O alto número de espécies da família Poaceae com potencial invasor encontrado neste estudo provavelmente está relacionado tanto à grande utilização desta família na formação de pastagens em toda a região, como também à invasão natural ou mesmo introdução intencional. O manejo exacerbado de gramíneas para a alimentação animal abre espaço para a introdução de espécies não nativas invasoras, sobretudo as de origem africana, como Urochloa brizantha e Melinis minutiflora. Curiosamente, estas espécies são listadas como naturalizadas pelo Jardim Botânico do Rio de Janeiro (Tabela 1). Gramíneas africanas são muito utilizadas para esse fim, pois são invariavelmente mais palatáveis para os animais de criação, possuem maior produtividade e são mais resistentes ao pisoteio pelo gado do que as espécies nativas da América (Parsons, 1972). Além disso, gramíneas não nativas podem se dispersar muito facilmente (anemocoria); são, frequentemente, muito competitivas; e possuem maiores taxas fotossintéticas, métodos mais eficientes de utilização de nutrientes e, ainda, maior eficiência no uso de nitrogênio em relação às gramíneas nativas (Silva & Haridasan, 2007). Estas gramíneas têm-se espalhado por grandes áreas e, consequentemente, substituído as espécies nativas, como mostrado de maneira bastante clara por

Tabela 1
- Lista de espécies encontradas nas áreas restauradas às margens da rodovia MG-010, Serra do Cipó - MG

• ¹
  Origem da espécie de acordo com os registros do Jardim Botânico do Rio de Janeiro (ver: <http://www.jbrj.gov.br/> Acesso em: 20 Jan. 2014).
• ²
  Ocorrência prévia nos campos rupestres da região da Serra do Cipó, de acordo com a publicação de referência de Giuliette et al. (1987). Registro da espécie como nativa, ruderal, invasora ou exótica invasora, de acordo com a literatura, após consulta nas seguintes fontes de busca no Web of Science (1945-1024): Sciello e Scirus. * Espécie nativas.

Figura 2
- Invasão biológica por espécies nativas, não nativas e exóticas em áreas restauradas do campo rupestre. (A) Achyrocline satureoides. (B) Ageratum fastigiatum. (C) Cyrtocymura scorpioides. (D) Emilia fosbergii. (E) Vernonanthura phosphorica. (F) Cyperus aggregatus.

Figura 3
- Invasão biológica por espécies nativas, não nativas e exóticas em áreas restauradas do campo rupestre. (A) Pteridium arachnoideum. (B) Cajanus cajan. (C) Crotalaria pallida. (D) Crotalaria spectabilis. (E) Mimosa pigra. (F) Mimosa pudica.

Figura 4
- Invasão biológica por espécies nativas, não nativas e exóticas em áreas restauradas do campo rupestre. (A) Stylosanthes guianensis. (B) Sida linifolia. (C) Phytolaca americana. (D) Andropogon bicornis. (E) Melinis minutiflora. (F) Paspalum notatum.

Figura 5
- Invasão biológica por espécies nativas, não nativas e exóticas em áreas restauradas do campo rupestre. (A) Urochloa brizantha. (B) Solanum maericanum. (C) Sombreamento de mudas de Tibouchina granulosa por Stylosanthes guianensis. (D) Modificação da paisagem natural dos campos rupestres ao longo da rodovia MG 10 por espécies introduzidas intencionalmente: Pinus sp. E Urochloa brizantha (setas).

Pivello et al. (1999). Nos campos rupestres, espécies de gramíneas africanas vêm avançando rapidamente, e não há até o momento nenhum estudo aprofundado a respeito.

A família Fabaceae foi o segundo grupo estudado com maior número de representantes de espécies não nativas no campo rupestre (15 spp.), destacando-se as espécies reconhecidamente invasoras, como o feijãoguandu (Cajanus cajan) e a unha-de-gato (Mimosa pigra). Cajanus cajan é uma das espécies mais utilizadas na recuperação de áreas degradadas, e seu uso tem sido justificado para a melhoria do solo, já que suas raízes possuem simbiose com bactérias nitrificantes (Beltrame & Rodrigues, 2007). O feijão-guandu foi usado para facilitar o processo de sucessão na restauração da rodovia MG-010 no ano de 2004, a fim de criar sombra para espécies nativas e também fornecer cobertura vegetal para o solo suscetível à erosão. Todavia, Hilário et al. (2011) mostraram que vários anos após a introdução de Cajanus cajan ainda se observava que, além de ela não fornecer sombra para outras espécies nativas nem proporcionar cobertura vegetal para as áreas erodidas, impedia a colonização natural das áreas restauradas. Além disso, estes autores mostraram que tal espécie começou a propagar-se além da área onde foram plantadas, invadindo as áreas adjacentes à rodovia. Assim, mostraram que Cajanus cajan afetava negativamente toda a comunidade de plantas que habitam os campos rupestres da Serra do Cipó. Outras leguminosas presentes nesta região, como Crotalaria pallida e Crotalaria spectabilis, são espécies altamente utilizadas para contenção de erosão em obras viárias e também como banco de proteínas para a alimentação do gado. Outra espécie que tem apresentado grande desempenho é Mimosa pigra, popularmente conhecida como unha-de-gato. Esta espécie é bastante agressiva e produz grande quantidade de sementes, que se espalham prontamente em todos os habitats, incluindo áreas de proteção permanente, como nascentes e encostas. Observações casuais indicam também a preocupante colonização dos campos rupestres por espécies sabidamente nocivas, como Leucena leucocephala, Mimosa pudica e Cassia mangio, as quais devem ser monitoradas e erradicadas.

No terceiro grupo mais importante em número de espécies colonizadoras de áreas restauradas, as Asteraceae apresentam espécies bastante agressivas, como Acanthospermum australe, Achyrocline satureioides e Ageratum fastigiatum. Estas espécies têm invadido o campo rupestre, adentrando por mais de 4-5 km a partir da borda da rodovia. Entretanto, é provável que já tinham sido introduzidas há mais tempo nos campos rupestres.

A informação sobre novas ocorrências de espécies, em relação ao trabalho realizado por Giulietti et al. (1987) (principalmente ao longo das margens da rodovia MG 10), precisa ainda ser vista com cautela. Primeiramente, esses dados são seguramente conservadores, pois apenas as espécies encontradas nas áreas restauradas foram listadas, enquanto praticamente toda a margem da referida rodovia encontra-se tomada por espécies não nativas, ruderais e exóticas (Fernandes & Barbosa, 2013) (Figura 5). Essas observações indicam que vêm sendo registradas invasões recentes ou, pelo menos, durante os últimos 25 anos. Muitas dessas espécies, lamentavelmente, foram intencionalmente introduzidas para fins de restauração ambiental ao longo das rodovias ou mesmo em áreas de mineração, justamente em uma região de proteção ambiental federal (Barbosa & Fernandes, 2008; Fernandes & Barbosa, 2013). Grande parte dessas espécies representa grande ameaça à integridade dos campos rupestres e pode colocar em risco não apenas projetos de restauração, como todas as unidades de conservação da região e, também, proprietários particulares que têm como foco a conservação da paisagem e serviços ambientais naturais da região (Fernandes et al., 2014).

Observações de campo indicam que os eventos de invasão biológica carreados pelas espécies listadas neste estudo podem ser responsáveis pelo "início do fim" da vegetação singular dos campos rupestres na região (Fernandes & Barbosa, 2013). Algumas espécies introduzidas já adentraram e se estabeleceram nos campos rupestres (Hilário et al., 2011). Algumas delas podem ser encontradas a mais de 2 km a partir da borda da rodovia asfaltada, incluindo A. fastigiatum, M. pigra, M. minutiflora, U. brizantha, A. satureioides, C. cajan, C. pallida e C. spectabilis, entre muitas outras. A Figura 5C mostra o abafamento de mudas da espécie nativa Tibouchina granulosa por Stylosanthes guianensis, enquanto a Figura 5D mostra uma área da Serra do Cipó com grande população de Pinus sp. e U. brizantha ao longo da rodovia MG 10.

A simples presença de espécies com histórico de invasão e danos já é um fator de preocupação, uma vez que muitas invasões de grande porte podem acontecer até 50 anos após a chegada dos primeiros propágulos à região invadida (Cox, 2004; Daehler, 2009). A ampliação na frequência de ocorrência, principalmente das espécies não nativas e exóticas em toda a região, é bastante preocupante em razão do rápido crescimento, abafamento e eliminação das espécies nativas. Apesar da inexistência de dados numéricos acerca das populações de espécies exóticas e invasoras não nativas e dos efeitos diretos na vegetação nativa, a existência dessa lista de espécies é de suma importância para a conservação dos campos rupestres, por fornecer dados pioneiros sobre as espécies potencialmente perigosas para esse ecossistema pouco resiliente. De acordo com Ziller e Galvão (2002), a grande maioria dos países carece tanto de registros como de medidas de prevenção e controle de espécies invasoras, requerendo coleta e organização de dados para retratar a situação atual e estabelecer prognósticos sobre o problema. Esse seria exatamente o caso do Brasil, que sofre com o problema, porém ainda não se conhecem suas reais dimensões. Espera-se que os resultados gerados neste trabalho sirvam como ferramenta para o desenvolvimento de futuros estudos e projetos de manejo das áreas degradadas e enriqueçam a literatura com dados precisos da real situação do estabelecimento de plantas invasoras nos campos rupestres dessas montanhas.

AGRADECIMENTOS

A J.C. Santos e J. Cortez-Almeida e dois revisores anônimos, pelas suas sugestões em versões antigas do manuscrito. Ao DER-MG, Planta LTDA, CNPq, FAPEMIG e Reserva Vellozia, pelo suporte financeiro e logístico.

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Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  Jul-Sep 2015

Histórico

• Recebido
  10 Fev 2015
• Aceito
  31 Mar 2015