Gestão da contaminação biológica por espécies vegetais...
137
UNIVERSIDADE FEDERAL FLUMINENSE CENTRO DE ESTUDOS GERAIS INSTITUTO DE GEOCIÊNCIAS Pós-Graduação em Ciência Ambiental Gestão da contaminação biológica por espécies vegetais exóticas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, Rio de Janeiro, Brasil. M ICHELLE DE O LIVEIRA R IBEIRO Niterói 2009
Transcript of Gestão da contaminação biológica por espécies vegetais...
U N I V E R S I D A D E F E D E R A L F L U M I N E N S E CENTRO DE ESTUDOS GERAIS INSTITUTO DE GEOCIÊNCIAS
Pós-Graduação em Ciência Ambiental
Gestão da contaminação biológica por espécies vegetais exóticas no Parque Nacional da Serra dos
Órgãos, Rio de Janeiro, Brasil.
MICHELLE DE OLIVEIRA RIBEIRO
Niterói 2009
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
ii
MICHELLE DE OLIVEIRA RIBEIRO
GESTÃO DA CONTAMINAÇÃO BIOLÓGICA POR ESPÉCIES VEGETAIS EXÓTICAS NO PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS, RIO DE JANEIRO, BRASIL.
Dissertação apresentada ao curso de Pós-Graduação em Ciência Ambiental da Universidade Federal Fluminense, como requisito parcial para obtenção do Grau de Mestre. Área de Concentração: Gestão Ambiental.
Sob a orientação do Prof. Dr. Rodrigo Medeiros
Niterói 2009
iii
R484 Ribeiro, Michelle de Oliveira Gestão da contaminação biológica por espécies vegetais exóticas no Parque Nacional da Serra dos órgãos, Rio de Janeiro, Brasil / Michelle de Oliveira Ribeiro . – Niterói : [s.n.], 2009. 134 f. Dissertação (Mestrado em Ciência Ambiental) – Univer- sidade Federal Fluminense, 2009. 1.Gestão ambiental. 2.Parque Nacional da Serra dos Órgãos (RJ). 3.Espécies Exóticas Invasoras. I.Título. CDD 574.52642
iv
MICHELLE DE OLIVEIRA RIBEIRO
GESTÃO DA CONTAMINAÇÃO BIOLÓGICA POR ESPÉCIES VEGETAIS EXÓTICAS NO PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS, RIO DE JANEIRO, BRASIL.
Dissertação apresentada ao curso de Pós-Graduação em Ciência Ambiental da Universidade Federal Fluminense, como requisito parcial para obtenção do Grau de Mestre. Área de Concentração: Gestão Ambiental.
Aprovada em 03 de março de 2009.
BANCA EXAMINADORA
________________________________________________________________ Prof. Dr. Rodrigo Medeiros (orientador)
________________________________________________________________ Prof. Dr. Claudio Belmonte de Athayde Bohrer
_______________________________________________________ Prof. Dr. André Felippe Nunes de Freitas
Niterói 2009
v
A todos que, de alguma forma, tornaram este sonho
realidade.
Dedico
vi
AGRADECIMENTOS
Li uma vez que misteriosas são as razões que nos levam ao caminho árduo e tortuoso
da busca do conhecimento. Mais insondáveis ainda são as razões que levam pessoas ao nosso
redor a nos apoiarem e estimularem nessa escolha. Estas pessoas merecem toda a minha
gratidão eternamente. Por isso gostaria de agradecer a todos que me ajudaram a manter
sempre aceso o desejo da descoberta, que facilitaram e conspiraram para que essa dissertação
fosse realizada e que nesse intento tornaram este caminho mais prazeroso.
Agradeço...
... a Deus, por ter me dado forças e sabedoria para trilhar a estrada da vida. Por ter me
sustentado e me guiado até aqui, sempre com sua mão bondosa a me abençoar. Agradeço por
fazer a cada dia um milagre em mim.
... aos meus pais, Miguel Archanjo Ribeiro e Joana Darc de Oliveira, por serem
realmente pais pra mim. Por me ensinarem tudo o que sei, conduzindo meu desenvolvimento
da melhor maneira possível, pelo zelo com que cuidam de mim, pela paciência, pelo
incentivo, pelo amor. Por fazerem de mim aquilo que sou hoje.
... ao meu querido irmão Alexandre de Oliveira, minha cunhadinha Aline de Oliveira
e a minha sobrinha linda Júlia pelo amor dedicado a mim, pelo companheirismo, por me
apoiarem e estarem sempre prontos a me ajudar no que for preciso. Enfim, agradeço a minha
família por serem o meu alicerce, meu ponto de apoio e de fuga quando preciso. Sou parte da
minha família, portanto, este trabalho também é dela.
... ao amor da minha vida, Alex Machado Pavão, por ter a coragem de vir me
encontrar e lutar por nós desde o início. Por me amar em todos os momentos, por acreditar em
mim, me apoiar, incentivar e estar ao meu lado sempre, me erguendo em cada queda. Seu
companheirismo foi importante em todas as etapas desta jornada. Agradeço a compreensão e
apoio durante todo o trabalho de campo e por esperar pelo meu regresso. A tranqüilidade e
paciência de todas as vezes que recorria a ele quando entrava em desespero por qualquer
razão e pela ajuda incondicional. Seu amor foi fundamental por colocar felicidade em minha
vida e sonhos em meus pensamentos! Te amo!!!
... a Universidade Federal Fluminense, por me aceitar e me dar as ferramentas e
oportunidades para que este dia chegasse. Por permitir que eu estudasse novas coisas,
aprendendo a cada dia um pouquinho mais e através do meu projeto poder descobrir o quão
fascinantes são as florestas.
vii
... ao meu orientador, Rodrigo Medeiros, por ter acreditado neste trabalho e aceitado o
desafio de concretizá-lo, por toda a ajuda e orientação e pelas oportunidades de crescimento e
desenvolvimento.
... aos professores que não somente me ensinaram disciplinas, mas que também me
deram lições de vida e me ensinaram como é o mundo real.
... em especial aos professores André Felippe Nunes de Freitas e Roberto Tozani pela
valiosa ajuda em pontos vitais para a concretização deste trabalho.
... a todos da turma PGCA 2007, grandes amigos feitos sob medida!!! Pessoas tão
incríveis e interessantes que me fazem sentir que fazer Ciência Ambiental é poder participar
de um mundo de pessoas fantásticas que lutam por um mundo melhor!!! Obrigada pela
divertida convivência dentro e fora da sala de aula, pelo aprendizado que tive com vocês, por
todos os momentos, pelas risadas, pela grande ajuda e apoio que sempre me deram e por
acreditarem em mim quando parecia que ninguém acreditava... Vocês são anjos de verdade!!!
... aos amigos do LAGEAM e do LEFBV pela ajuda nos trabalhos de campo e de
escritório, pelos momentos de trabalho duro e de diversão, pelo aprendizado. Valeu!
... a Flavio Guerra Barroso, Carolina Porto Ricardo da Silva e Thiago de Azevedo
Amorim, grande equipe de campo!!! Valeu o sofrimento na úmida e fria Serra dos Órgãos!!!
Sem vocês esse trabalho não seria uma realidade, Obrigada!
...a todos os meus amigos, por fazerem parte da minha vida, levando um pouco de
mim com vocês e deixando um pouco de vocês comigo!
... ao Parque Nacional da Serra dos Órgãos e ao SISBIO, por terem me recebido de
braços abertos e aprovado prontamente o projeto e me dado permissão para a realização da
pesquisa.
... a Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro, especialmente aos Departamentos
de Ciências Ambientais (Instituto de Florestas) e Fitotecnia (Instituto de Agronomia) por
ceder seus laboratórios para uso durante o projeto.
... a CAPES, pela bolsa de estudos que permitiu a realização desta dissertação.
... a Fundação O Boticário de Proteção à Natureza, pelo apoio dado ao projeto, que
continuará...
A todos meu muito obrigada!!!
viii
“O futuro dependerá daquilo que fazemos no
presente”
Mahatma Gandhi
ix
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS .............................................................................................................. xi LISTA DE TABELAS ........................................................................................................... xiv LISTA DE QUADROS ........................................................................................................... xv LISTA DE SIGLAS ............................................................................................................... xvi RESUMO ............................................................................................................................... xvii ABSTRACT ......................................................................................................................... xviii 1. INTRODUÇÃO GERAL ..................................................................................................... 1 2. REFERENCIAL TEÓRICO ............................................................................................... 4 2.1. A contaminação biológica por espécies exóticas ................................................................ 5 2.2. A contaminação biológica através dos tempos .................................................................. 10 2.3. Gestão e manejo das espécies exóticas vegetais ................................................................ 14 2.4. A questão da contaminação biológica no âmbito da conservação da biodiversidade ....... 17 3. OBJETIVOS ....................................................................................................................... 28 4. ÁREA DE ESTUDOS: O PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS .......... 29 CAPÍTULO I – IDENTIFICAÇÃO E DIAGNÓSTICO DAS ESPÉCIES EXÓTICAS . 43 1. Introdução ............................................................................................................................. 44 2. Metodologia .......................................................................................................................... 46
2.1. Ocorrência de espécies exóticas .................................................................................. 46 2.2. Estrutura da vegetação e distribuição das espécies exóticas ....................................... 47 2.3. Parâmetros microclimáticos ........................................................................................ 51
3. Resultados e discussão ......................................................................................................... 52 3.1. Ocorrência de espécies exóticas .................................................................................. 52 3.2. Estrutura da vegetação ................................................................................................. 56
3.2.1. Estrato arbóreo ................................................................................................. 56 3.2.2. Estrato herbáceo ............................................................................................... 57
3.3. Distribuição das espécies exóticas no ambiente e os fatores que a influenciam ......... 59 3.4. Espécies exóticas invasoras que causam problemas ao ecossistema nativo ................ 66
CAPÍTULO II – GESTÃO E MANEJO DE ESPÉCIES EXÓTICAS NO PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS ........................................................................... 69 1. Introdução ............................................................................................................................. 70 2. Metodologia .......................................................................................................................... 71 3. Resultados e discussão ......................................................................................................... 75
3.1. Impatiens walleriana ................................................................................................... 75 3.2. Hedychium coronarium ............................................................................................... 81 3.3. Demais espécies exóticas............................................................................................. 92
x
5. CONCLUSÕES GERAIS .................................................................................................. 94 6. CONSIDERAÇÕES FINAIS E RECOMENDAÇÕES .................................................. 96 LITERATURA CITADA ..................................................................................................... 100 ANEXO 1 ............................................................................................................................... 112 ANEXO 2 ............................................................................................................................... 114
xi
LISTA DE FIGURAS
4. ÁREA DE ESTUDOS: O PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS
Figura 1. Paisagem do Parque Nacional da Serra dos Órgãos – vista do Dedo de Deus. Foto: autor desconhecido .................................................................................... 29
Figura 2. Localização do Parque Nacional da Serra dos Órgãos em relação ao Rio de Janeiro e ao Brasil. (adaptado de IBAMA, 2009) ............................................... 32
Figura 3. Novos Limites do Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Fonte: Adaptado de PARNASO .......................................................................................................... 34
Figura 4. Distribuição mensal da temperatura no Parque Nacional da Serra dos Órgãos .. 35
Figura 5. Antiga estação meteorológica que funcionou na sede Teresópolis do Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Foto: Acervo PARNASO .................................. 35
Figura 6. Distribuição mensal das chuvas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos ........ 36
Figura 7. Zoneamento do Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Fonte: Adaptado de PARNASO .......................................................................................................... 41
Figura 8. Estrada da Barragem, Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ. Foto: Michelle Ribeiro ................................................................................................................. 42
CAPÍTULO I – IDENTIFICAÇÃO E DIAGNÓSTICO DAS ESPÉCIES EXÓTICAS
Figura 1. Área de estudos: trecho da zona de uso intensivo do Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Estrada da Barragem, Sede Teresópolis. Fonte: adaptado de Google.. ............................................................................................................... 48
Figura 2. Distribuição das parcelas de estudo no Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Fonte: adaptado de SIG-PARNASO ................................................................... 49
Figura 3. Usos das espécies vegetais exóticas encontradas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ ..................................................................................................... 56
Figura 4. Temperaturas médias nas classes de distância da vegetação em relação à estrada no mês de setembro de 2008 ............................................................................... 60
Figura 5. Temperaturas médias nas classes de distância da vegetação em relação à estrada no mês de outubro de 2008 .................................................................................. 61
Figura 6. Umidade Relativa (UR) nas classes de distância da vegetação em relação à estrada no mês de setembro de 2008 ................................................................... 62
Figura 7. Umidade Relativa (UR) nas classes de distância da vegetação em relação à estrada no mês de outubro de 2008 ..................................................................... 62
Figura 8. Taxas de sombreamento nas diferentes classes de distância da vegetação em relação à estrada................................................................................................... 63
Figura 9. Área no PARNASO com ocorrência da espécie Impatiens walleriana (beijinho). Foto: Michelle Ribeiro ........................................................................................ 67
xii
Figura 10. Área no PARNASO com ocorrência da espécie Hedychium coronarium (lírio-do-brejo). Foto: Michelle Ribeiro ........................................................................ 67
CAPÍTULO II – GESTÃO E MANEJO DAS EXÓTICAS NO PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS
Figura 1. Localização das áreas em que foram instaladas as parcelas dos experimentos de manejo de H. coronarium e I. walleriana. Fonte: adaptado de SIG-PARNASO..... ..................................................................................................... 72
Figura 2. Áreas infestadas pela espécie Impatiens walleriana. (a) área com alta infestação (≥ 67%) e (b) área com baixa infestação (≤ 33%). Fotos: Michelle Ribeiro ....... 73
Figura 3. Áreas infestadas pela espécie Hedychium coronarium. (a) área com alta infestação (≥ 67%) e (b) área com baixa infestação (≤ 33%). Fotos: Michelle Ribeiro ................................................................................................................. 73
Figura 4. Resposta de I. walleriana ao manejo por arranquio em áreas com baixas densidades populacionais, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ ........... 75
Figura 5. Resposta de I. walleriana ao manejo por arranquio em áreas com altas densidades populacionais, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ ........... 75
Figura 6. Taxas de regeneração da espécie I. walleriana aos 60 dias após intervenção de manejo, em situação de baixa densidade populacional ....................................... 77
Figura 7. Taxas de regeneração da espécie I. walleriana aos 60 dias após intervenção de manejo, em situação de alta densidade populacional .......................................... 77
Figura 8. Produção de matéria seca nas parcelas de arranquio da espécie I. walleriana ... 78
Figura 9. Área com baixa densidade da espécie Impatiens walleriana em que foi testado o arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção de manejo e (c) 60 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro... .............................................................................................................. 79
Figura 10. Área com alta densidade da espécie Impatiens walleriana em que foi testado o arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c) 60 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro ............ 80
Figura 11. Resposta de H. coronarium em áreas com baixas densidades populacionais às técnicas de manejo, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ ................... 81
Figura 12. Resposta de H. coronarium em áreas com altas densidades populacionais às técnicas de manejo, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ ................... 81
Figura 13. Taxas de regeneração da espécie H. coronarium aos 120 dias após intervenção de manejo, em situação de baixa densidade populacional ................................ 83
Figura 14. Taxas de regeneração da espécie H. coronarium aos 120 dias após intervenção de manejo, em situação de alta densidade populacional .................................. 84
Figura 15. Produção de matéria seca nos tratamentos para manejo da espécie H. coronarium em área de baixa densidade populacional ..................................... 86
Figura 16. Produção de matéria seca nos tratamentos para manejo da espécie H. coronarium em área de alta densidade populacional ........................................ 86
xiii
Figura 17. Detalhe de um pedaço de rizoma de H. coronarium. Foto: Michelle Ribeiro .. 87
Figura 18. Comparação entre os valores de massa fresca e massa seca encontrados nos diferentes tratamentos testados para a espécie Hedychium coronarium em áreas com baixas densidades populacionais .............................................................. 88
Figura 19. Comparação entre os valores de massa fresca e massa seca encontrados nos diferentes tratamentos testados para a espécie Hedychium coronarium em áreas com altas densidades populacionais ................................................................. 88
Figura 20. Área com baixa densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado o arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c) 120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro.... .......................................................................................................... 90
Figura 21. Área com alta densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado o arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c) 120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro .......... 90
Figura 22. Área com baixa densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado o corte raso das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c) 120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro.... .......................................................................................................... 91
Figura 23. Área com alta densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado o corte raso das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c) 120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro .......... 91
xiv
LISTA DE TABELAS
CAPÍTULO I – IDENTIFICAÇÃO E DIAGNÓSTICO DAS EXÓTICAS
Tabela 1. Temperaturas médias nas classes de distância borda-interior de vegetação no mês de outubro de 2008 .................................................................................... 61
Tabela 2. Valores médios de Umidade Relativa (UR) nas classes de distância borda-interior de vegetação no mês de outubro de 2008 ............................................... 62
Tabela 3. Taxas de sombreamento nas classes de distância borda-interior de vegetação analisadas ............................................................................................................ 63
CAPÍTULO II – GESTÃO E MANEJO DAS EXÓTICAS NO PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS
Tabela 1. Comportamento quantitativo da população de I. walleriana após 60 dias da aplicação dos métodos de controle ...................................................................... 76
Tabela 2. Comportamento quantitativo da população de H. coronarium após 120 dias da aplicação dos métodos de controle ...................................................................... 82
xv
LISTA DE QUADROS
CAPÍTULO I – IDENTIFICAÇÃO E DIAGNÓSTICO DAS EXÓTICAS
Quadro 1. Espécies exóticas vegetais encontradas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos ............................................................................................................... 53
xvi
LISTA DE SIGLAS
APA – Área de Proteção Ambiental CAP – Circunferência à Altura do Peito CDB – Convenção sobre Diversidade Biológica CONABIO – Comissão Nacional de Biodiversidade COP – Conference of the Parties EMBRAPA – Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária ESALQ – Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz EUA – Estados Unidos da América FAO – Food and Agriculture Organization FIOCRUZ – Fundação Oswaldo Cruz FNMA – Fundo Nacional do Meio Ambiente FUNBIO – Fundo Brasileiro para a Biodiversidade GISD – Global Invasive Species Database GISIN – Global Invasive Species Information Network GISP – Global Invasive Species Programme I3N – IABIN Invasives Information Network IABIN – Inter-American Biodiversity Information Network IBAMA – Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística ICSU – International Council for Science Id – Índice de Dispersão de Morisita ISSG – Invasive Species Specialist Group MMA – Ministério do Meio Ambiente NBII – National Biological Information Infrastructure ONU – Organização das Nações Unidas PARNASO – Parque Nacional da Serra dos Órgãos PIB – Produto Interno Bruto PROBIO – Projeto de Conservação e Utilização Sustentável da Diversidade Biológica Brasileira PRONABIO – Programa Nacional da Diversidade Biológica SBSTTA – Subsidiary Body on Scientific, Technical and Technological Advice SCOPE – Scientific Committee on the Problems of the Environment SNUC – Sistema Nacional de Unidades de Conservação SSC – Species Survival Commission UC – Unidade de Conservação UFV – Universidade Federal de Viçosa UICN – União Internacional para a Conservação da Natureza UNEP – United Nations Environment Programme USP – Universidade de São Paulo
xvii
RESUMO
A contaminação biológica por espécies exóticas invasoras é considerada uma das maiores ameaças à biodiversidade mundial. Entretanto, no Brasil as informações sobre este assunto são ainda escassas, especialmente sobre sua distribuição e controle em áreas protegidas. O presente estudo foi realizado objetivando compreender alguns aspectos do processo de invasão biológica e determinar ações de controle apropriadas para algumas espécies exóticas. O trabalho foi executado na zona de uso intensivo do Parque Nacional da Serra dos Órgãos, na Sede Teresópolis, situado no Domínio Tropical Atlântico. Para determinar a ocorrência de espécies vegetais exóticas nas áreas de estudo foram realizados caminhamentos pela Estrada da Barragem. Posteriormente foram aleatoriamente alocadas 30 parcelas de 10x10m ao longo da mesma estrada, situadas a diferentes distâncias no gradiente borda-interior de mata a fim de estudar a estrutura populacional das espécies exóticas e sua distribuição na floresta. Nestas parcelas foram mensuradas variáveis fitossociológicas para o estrato arbustivo-arbóreo como espécie, CAP e altura total, sendo incluídos na amostragem os indivíduos com CAP igual ou superior a 8cm. Para realizar as medidas no estrato herbáceo, foi montada, em cada parcela, uma sub-parcela de 5x5m, em que foram virtualmente plotados 100 pontos eqüidistantes. Em cada ponto uma vara foi fixada verticalmente em relação ao solo e foram anotadas as espécies que a tocaram e o número de toques de cada espécie. Visando entender os padrões de distribuição espacial encontrados para as espécies exóticas foram mensuradas variáveis relativas ao microclima nas parcelas de estudo (sombreamento, temperatura e umidade relativa do ar). Foram encontradas 24 espécies exóticas pertencentes a 20 famílias diferentes, sendo as espécies Hedychium coronarium e Impatiens walleriana as que ocorreram com maior freqüência. Nas parcelas para os estudos de estrutura populacional, só foram encontradas as espécies H. coronarium e I. walleriana. Estas espécies herbáceas se concentram nas bordas florestais e exercem dominância sobre as espécies nativas nas áreas em que ocorrem, excluindo-as localmente. Foi observado que H. coronarium e I. walleriana ocorrem em áreas com temperatura mais elevada, menor umidade relativa do ar e menor grau de sombreamento. A partir dos resultados obtidos foi instalado um experimento para testar o adequado controle para H. coronarium e I. walleriana. Foram alocadas, de modo aleatório, parcelas em áreas com altas e baixas taxas de infestação das espécies citadas. Para H. coronarium foram testados o arranquio e o corte raso das plantas e para I. walleriana foi testado apenas o arranquio. O arranquio forneceu bons resultados para ambas as espécies, sendo considerado adequado para o controle de suas populações. Contudo, devem ser tomados cuidados para que o arranquio das plantas não cause danos ao ecossistema. Recomenda-se, por esta razão, que o arranquio seja associado com o plantio de espécies nativas de rápido crescimento, bem como sejam realizados repasses periódicos e o contínuo monitoramento das áreas manejadas. Para as demais espécies exóticas encontradas em pequenas populações recomenda-se a remoção por corte ou arranquio a fim de atender à legislação vigente e como medida preventiva para que estas não cheguem ao status de invasoras. Palavras-chave: Espécies exóticas invasoras, Contaminação biológica, Gestão, Parque Nacional da Serra dos Órgãos, Floresta Atlântica
xviii
ABSTRACT
Introduction and spread of exotic invasive species are considered one of the greatest threats to biodiversity worldwide. In Brazil, however, the information on this subject is still scarce, especially about its distribution and control in protected areas. Aiming to understand some aspects of the invasion process and to determine appropriate control actions for some alien species, a study was carried out. The work took place in the intensive use zone of the Serra dos Órgãos National Park, that belongs to Atlantic Rain Forest domain. To determine which species occur in the studied area, we made walks by Barragem road. After that, 30 parcels of 10x10m were randomly allocated along the road, at different distances of the road to study population structure of the alien species and its distribution through the forest. In these parcels were measured fitossociological variables like specie, DBH and total height to trees and shrubs with 8cm of DBH, at least. To measure herbs it was allocated a sub-parcel of 5x5m inside each 10x10m parcel. In these sub-parcels 100 points were virtually allocated. In each point a cane was fixed on the ground and was noted down the species that touched the cane and the number of touches it. Were found 24 different alien species, but Hedychium coronarium and Impatiens walleriana occurred more frequently. On population structure parcels, only H. coronarium and I. walleriana were found. These herbaceous species gathered in forest edges and overpower native species, excluding these species. Aiming to understand the spatial distribution patterns found for the alien species, we measured microclimatic variables like temperature, shade percentage and relative humidity. We observed that H. coronarium and I. walleriana occur in hotter, drier and less shading areas. From these results an experiment was carried out aiming to promote the appropriate control of H. coronarium and I. walleriana. Parcels of 2x5m were randomly allocated in areas with high and low density of these species. To H. coronarium were tested the effect of total manually uproot and of the cut of plants. To I. walleriana only manually uproot was tested. Uprooting plants was efficient in controlling populations of H. coronarium and I. walleriana and its application is appropriate for the management of these alien species in the studied areas. However, the management by uprooting plants must to be careful. It’s recommended uprooting plants in association with plantation of rapid grow native species. Periodic surveys and continuous monitoring of the treated areas are important either. It’s also recommended the removal of the other alien species found according to the laws and to prevent that these species became invaders. Keywords: invasive alien species, biologic contamination, management, Serra dos Órgãos National Park, Atlantic Rain forest.
1
1. INTRODUÇÃO GERAL
A diversidade biológica é resultado da evolução de espécies durante bilhões de anos e
pode ser entendida como “a variabilidade de organismos vivos de todas as origens,
compreendendo, dentre outros, os ecossistemas aquáticos e os complexos ecológicos de que
fazem parte; compreendendo ainda a diversidade dentro de espécies, entre espécies e de
ecossistemas” (CDB, 2000:11). A biodiversidade é a base da sustentabilidade dos
ecossistemas e fonte dos serviços e recursos naturais utilizados pelos seres humanos, sendo,
portanto, necessária para a sobrevivência da vida na Terra, inclusive da espécie humana.
Além da utilidade, as espécies têm seu valor de existência não relacionado às necessidades
humanas. Existem razões morais, éticas, culturais, estéticas e científicas para a conservação
da biodiversidade (CMMAD, 1991).
Barreiras naturais impostas às espécies, sejam geográficas ou climáticas, impedem sua
dispersão, limitando suas áreas de ocorrência, além de terem provocado o isolamento de
comunidades durante as eras geológicas. Tal isolamento geográfico significa que os processos
evolutivos têm ocorrido de modo diverso nestas comunidades, formando espécies diferentes
que estabeleceram relações específicas entre si (PRIMACK e RODRIGUES, 2002). Como
resultado, temos hoje ecossistemas em que as espécies co-evoluíram, estabeleceram
interações entre si, adaptaram-se a coexistência e ao ambiente em que vivem, formando
comunidades completamente distintas (PRIMACK e RODRIGUES, op cit).
Entretanto, ao longo de centenas de anos, os obstáculos à dispersão de espécies têm
sido quebrados pela ação humana (CARROLL, 2007; CARVALHO e JACOBSON, 2005;
DAEHLER, 2003; D’ANTONIO e VITOUSEK, 1992). Animais, vegetais e microrganismos
são levados através de oceanos e montanhas e introduzidos em ecossistemas que jamais
alcançariam sozinhos (CARLTON, 1996; D’ANTONIO e VITOUSEK, 1992). Esta “dança”
de espécies manipulada pela vontade humana vem causando alterações nos padrões de
evolução estabelecidos por milhares de anos e provocando efeitos danosos à diversidade
biológica (CORDEIRO e RODRIGUES, 2005; KOLAR e LODGE, 2001). Estes efeitos eram
até então desconhecidos em virtude do sucesso que estas espécies obtiveram ao colonizar os
novos ambientes em que foram lançadas.
Deve-se fazer um parêntese para dizer que quando uma espécie se encontra fora da sua
área de ocorrência natural, colonizando um novo ambiente, diz-se que ela é exótica. E a este
2
processo em que espécies exóticas invadem novos ambientes e se naturalizam, causando
mudanças e prejuízos nestes, chama-se contaminação biológica (IBAMA, 2006).
Não se pode perder de vista que a espécie humana está inserida nos processos
ecossistêmicos e depende do meio ambiente em que vive. Por isso, danos à diversidade
biológica trazem também prejuízos à espécie humana. É importante notar que os impactos da
contaminação biológica não se dão apenas sobre os ecossistemas naturais e sua
biodiversidade, mas afetam também a economia e saúde humana. Os prejuízos econômicos
causados pela contaminação biológica à agricultura brasileira foram estimados em US$ 42,6
bilhões e os custos ambientais associados às invasões biológicas são da ordem de US$ 6,7
bilhões, segundo estudos recentes (THIENGO et al., 2007). Os custos relacionados à saúde
humana são mais difíceis de estimar economicamente, mas constituem impactos que não
podem ser deixados de lado quando se trata da problemática das espécies exóticas invasoras.
Por estas razões, nos últimos anos a comunidade científica tem despertado para o problema
das espécies exóticas invasoras, que constituem hoje a segunda maior ameaça à diversidade
biológica mundial, perdendo apenas para a destruição de habitats causada pela exploração
humana (ELLISON e BARRETO, 2004; JENKINS e MOONEY, 2006; KOHLI et al., 2006;
ZILLER, 2000).
Diante da importância da diversidade biológica e da evidente dependência humana dos
recursos por ela gerados, as atividades antrópicas que vêm causando prejuízos a esta devem
ser revistas. Gerir os recursos naturais de maneira sustentável é uma necessidade que
começou a ganhar contornos nítidos desde a Conferência de Estocolmo, em 1972, e
consolidou o conceito de desenvolvimento sustentável em 1987 firmado na obra “Nosso
Futuro Comum” (Relatório Brundtland). A Convenção sobre Diversidade Biológica (CDB),
assinada em 1992 durante a Conferência das Nações Unidas sobre Meio Ambiente e
Desenvolvimento (Rio-92), tem o modelo de desenvolvimento sustentável como seu objetivo,
expresso em seu artigo I1. O artigo 225 da Constituição Federal brasileira de 1988 corrobora
esta necessidade, colocando inclusive o meio ambiente equilibrado como um direito de todos.
Conservar os ecossistemas e sua biodiversidade é, portanto, uma questão de
responsabilidade com as futuras gerações humanas e com um ambiente que têm valor em si
1 Os objetivos desta Convenção, a serem cumpridos de acordo com as disposições pertinentes, são a conservação da diversidade biológica, a utilização sustentável de seus componentes e a repartição justa e eqüitativa dos benefícios derivados da utilização dos recursos genéticos, mediante, inclusive, o acesso adequado aos recursos genéticos e a transferência adequada de tecnologias pertinentes, levando em conta todos os direitos sobre tais recursos e tecnologias, e mediante financiamento adequado (CDB,2000:10).
3
próprio. Pode-se dizer ainda que a conservação da diversidade biológica é uma questão de
sobrevivência. Neste contexto, a contaminação biológica deve ser tratada com seriedade em
virtude dos diversos impactos que causa. Impactos estes que podem ser sinergéticos, ou seja,
combinados a impactos causados por outras fontes podem ter seus efeitos multiplicados.
Ações de gestão da contaminação causada pelas espécies exóticas invasoras se tornam
fundamentais, especialmente quando se trata do Brasil, que contêm uma das maiores
biodiversidades do mundo. Entretanto, para que estas ações sejam bem sucedidas, devem ser
baseadas em estudos até então escassos ou até inexistentes para alguns ecossistemas ou
espécies. No que tange a Mata Atlântica, o bioma com maior diversidade biológica no Brasil
(COSTA et al., 2000), complexo e já tão transformado, estudos e ações eficazes de gestão das
bioinvasões são necessários, a fim de conservar este valioso patrimônio da humanidade.
4
2. REFERENCIAL TEÓRICO
Os ambientes mais ricos em diversidade biológica no mundo são as Florestas
Tropicais. Em quase todos os grupos de organismos a biodiversidade tende a aumentar em
direção aos trópicos, atingindo seu auge nas Florestas Tropicais Úmidas próximas ao Equador
(ODUM, 1988; PRIMACK e RODRIGUES, 2002). Neste contexto, a Floresta Atlântica
merece destaque por ser o segundo conjunto de florestas especialmente expressivas na
América do Sul. Este bioma, além de apresentar elevada biodiversidade, possui muitas
espécies endêmicas, raras e ameaçadas de extinção (RAMBALDI et al., 2003), sendo
considerado um dos 34 hotspots mundiais (zonas de alta diversidade e concentração de
espécies endêmicas e que sofrem elevada pressão antrópica, sendo importantes em termos
conservacionistas) (CHIARELLO, 1999; CRONEMBERGER e VIVEIROS DE CASTRO,
2007; MITTERMEIER et al., 2005).
Apesar de sua importância, as atividades humanas vêm transformando o Domínio
Tropical Atlântico diretamente ao longo dos tempos, devastando as áreas de mata para atender
às necessidades de desenvolvimento econômico da população e, como conseqüência disto,
hoje este ecossistema é um dos mais ameaçados do mundo (MORELLATO e HADDAD,
2000; OLIVEIRA-FILHO e FONTES, 2000; SAYER e WHITMORE, 1991). Este processo
se deu em razão da grande ocupação das áreas de Floresta Atlântica pelos colonizadores
europeus e, atualmente, estas áreas coincidem com as mais populosas do Brasil (OLIVEIRA-
FILHO e FONTES, 2000). Outra razão para a exploração das áreas florestadas é o potencial
para exploração econômica neste ecossistema ser amplo e variado. Cultivos agrícolas como
cana-de-açúcar, café e cacau, criação de gado e especulação imobiliária são alguns exemplos
de causas para a devastação da Mata Atlântica, que causou grande degradação ambiental;
restam hoje aproximadamente 27% da cobertura vegetal original (BRASIL, 2008).
Primack e Rodrigues (2002), afirmaram que o maior perigo da degradação ambiental é
a extinção de espécies, pois “uma vez que uma espécie é extinta, sua população não pode ser
recuperada, a comunidade que ela habitava torna-se empobrecida e seu valor potencial para os
seres humanos jamais poderá se concretizar”. Sobre a biodiversidade mundial, o
conhecimento acerca deste assunto, especialmente nos trópicos, permanece precário, ao passo
que as taxas de degradação de habitats e extinção de espécies atingem níveis alarmantes
nestas regiões (LORINI et al., 1996). Atualmente são considerados como os processos mais
5
danosos à biodiversidade mundial a fragmentação florestal (LAURANCE e DELAMÔNICA,
1998) e a contaminação biológica (ZILLER, 2001) e, embora sejam tão relevantes, seus
diferentes efeitos ainda são pouco conhecidos.
2.1. A contaminação biológica por espécies exóticas
Quando uma espécie é encontrada fora de sua área de distribuição natural,
notadamente como conseqüência da atuação humana nos ecossistemas, diz-se que ela é
exótica ou alienígena (ZILLER, 2000). Uma vez que uma espécie exótica se estabelece no
ambiente em que foi inserida e sua distribuição ou abundância entra em processo de aumento,
colocando em risco outras espécies ou todo um ecossistema, torna-se uma invasora e este
processo é denominado invasão biológica ou contaminação biológica (BRASIL, 2008; CDB,
2000; CORDEIRO e RODRIGUES, 2005; PIVELLO, 2005; PYSEK, 1995 apud DISLICH et
al., 2002; ZILLER, 2000). Ziller (2000) e Fernandez (2004) enfatizam que a contaminação
biológica pode ser entendida como o processo em que atividades antrópicas colocam em
contato espécies que evoluíram separadamente e que, portanto, não possuem adaptações para
coexistirem. Estas novas espécies, após serem introduzidas podem se neutralizar ou ocasionar
graves alterações ao ambiente invadido (ZILLER, 2000).
Um ecossistema que sofreu o processo de invasão biológica está biologicamente
contaminado ou poluído. A contaminação biológica ou biopoluição causa mudanças nos
ambientes naturais e prejuízos à biodiversidade, visto que as espécies exóticas dominam
nichos anteriormente ocupados pelas espécies nativas, causam danos à estas e ao
funcionamento dos ecossistemas. Contudo, os danos causados pela bioluição não se limitam à
diversidade biológica, mas atingem também a economia e a saúde humana (IBAMA, 2006;
FERNANDEZ, 2004; ZILLER, 2000).
Segundo Pivello (2005), no processo de contaminação biológica podem ser notadas quatro
fases distintas. Primeiro ocorre a introdução da espécie, que é a chegada desta em um
ecossistema em que antes não era encontrada. Encontrando condições ambientais favoráveis a
espécie consegue se estabelecer (ou fixar-se) no ambiente, o que caracteriza a segunda fase do
processo. Posteriormente, entrando na terceira fase, ocorre a expansão da espécie, através de
altas taxas reprodutivas e uma grande capacidade de dispersão. Cabe ressaltar que as
características supracitadas são fundamentais para o sucesso do estabelecimento destas
6
espécies no novo ambiente. Finalmente, a última fase é caracterizada pelo equilíbrio
alcançado pela espécie na comunidade. Esta condição de equilíbrio se dá, em geral, pela
dominância da espécie exótica invasora sobre as nativas (CARROLL, 2007), culminando
numa condição ecológica inferior à original. Segundo Callaway e Aschehoug (2000), “muitas
espécies invasoras não são dominantes, mas competitivamente erradicam seus novos
vizinhos”.
As espécies exóticas podem ser introduzidas nos novos ambientes de maneira
acidental ou intencional (DISLICH et al., 2002), sendo este processo mais intenso em habitats
frágeis e degradados. De acordo com Laurance e Bierregaard (1997), florestas que apresentam
um pequeno grau de perturbação raramente sofrem invasões biológicas. Formulou-se então a
hipótese de que a resistência de uma comunidade às invasões seja diretamente proporcional ao
número de espécies, pressupondo que, quanto maior a riqueza, maior a estabilidade
(CARROLL, 2007; HUTCHINSON, 1959; MACK et al., 2000). Quanto maior a riqueza,
menor é a probabilidade das espécies introduzidas conseguirem espaço, já que os recursos do
sistema estão sendo utilizados de forma mais integral e os nichos estão todos ocupados
(HUTCHINSON, 1959). Dessa forma, nichos vagos em uma comunidade são facilitadores ao
estabelecimento de espécies exóticas (ZILLER, 2000).
Nem todas as espécies introduzidas em um novo ambiente se tornam invasoras, muitas
vezes sequer conseguem se estabelecer por não encontrarem condições necessárias à sua
sobrevivência. Por outro lado, as densidades populacionais das espécies exóticas podem
permanecer baixas caso as condições não sejam favoráveis no novo ambiente. Caso as
condições mudem, estas espécies podem proliferar, tornando-se pragas (MYERS et al., 2000).
Entretanto, muitas espécies exóticas obtêm sucesso em seu estabelecimento e
propagação pela ausência de predadores naturais, patógenos ou pelo fato das espécies nativas
possuírem mecanismos auto-reguladores de populações (ABREU et al., 2003). Muitas vezes,
a atuação humana nos ecossistemas também pode ser mais um facilitador para o
estabelecimento de espécies exóticas. O homem, agindo sobre os ecossistemas, altera os
padrões naturais criando condições nas quais as espécies exóticas levam vantagens
competitivas sobre as nativas (PRIMACK e RODRIGUES, 2002). As perturbações no
ambiente potencializam a dispersão e o estabelecimento de invasoras, principalmente quando
ocorre redução da diversidade de espécies e a recorrência de perturbações, aumentando a
susceptibilidade das comunidades aos processos de bioinvasão (ZILLER, 2000).
Com todos esses facilitadores, os recursos que nos locais de origem das espécies eram
alocados para a formação de defesas são redirecionados para crescimento e reprodução
7
(HÄNFLING e KOLLMAM, 2002 apud ABREU e RODRIGUES, 2005). Em conseqüência
disto, a tendência é de as espécies exóticas tornarem-se maiores, reproduzindo-se com maior
freqüência e aumentando a expectativa de vida no novo ambiente, apresentando uma
bionomia distinta do seu local de origem.
Em ecossistemas florestais as invasões biológicas são comumente iniciadas pelas
bordas em virtude das perturbações sofridas nestas áreas tornarem o ambiente mais
susceptível ao processo de invasão (FENSHAM e COWIE, 1998; STOHLGREN et al., 2002).
A borda da floresta é um ambiente alterado onde tais espécies, caso encontrem condições
favoráveis, podem se estabelecer, aumentando em número e se dispersando para o interior do
fragmento (PATON, 1994). Nas bordas há um relevante aumento na luminosidade, incidência
de ventos, temperatura e queda na umidade relativa do ar. Estas alterações limitam a
ocorrência de muitas espécies nativas sensíveis às variáveis microclimáticas citadas e,
consequentemente, dão vantagens competitivas às espécies resistentes. No Brasil, vários
estudos relatam invasões biológicas a partir das bordas no Cerrado (PIVELLO et al., 1999),
na Mata Atlântica e na Amazônia (DISLICH et al., 2002; SCARIOT, 2001 apud ABREU e
RODRIGUES, 2005). É também relativamente comum a colonização de clareiras por vegetais
exóticos. Contudo, com o fechamento do dossel essas plantas tendem a ser eliminadas do
sistema (LAURANCE e BIERREGAARD, 1997).
Estradas têm sido relatadas também como importantes condutos para a invasão de
áreas naturais por espécies exóticas (GELBARD e BELNAP, 2003). Veículos transportam
sementes de plantas exóticas para áreas não infestadas e as operações de construção e
manutenção das estradas geram sítios seguros para a germinação de sementes e o
estabelecimento das plantas. Como a dispersão das espécies exóticas acontece em decorrência
das atividades humanas, qualquer perturbação no ambiente pode significar uma via de
contaminação, seja ela uma estrada, trilha ou clareira, entre outras (RODOLFO et al., 2007).
Neste contexto é importante dizer que as espécies exóticas invasoras normalmente são
mais resistentes à variações ambientais, conseguindo, portanto, se estabelecer em diferentes
ecossistemas. É interessante destacar que a destruição direta de habitats por desmatamento e
fragmentação provoca o aumento na formação de bordas florestais, que por sua vez acabam
por facilitar as invasões biológicas.
As espécies exóticas invasoras atualmente estão dispersas por todos os biomas, em
todos os principais grupos taxonômicos (BAILEY et al., 2007; DISLICH et al., 2002;
SANTOS et al., 2005b) e os impactos provocados por estas sobre as espécies nativas são
bastante graves, mas não totalmente conhecidos (AZEVEDO e ARAÚJO, 2005; MARTINS
8
et al., 2004). Sabe-se que, por vezes, processos de extinção são desencadeados (FONTES et
al., 2003; KOHLI et al., 2006; PARKER et al., 1999; PIVELLO, 2005) e a biopoluição
causada pelas exóticas pode se dar em diversos níveis, desde efeitos genéticos, sobre os
indivíduos, populações e comunidades, até efeitos sobre os processos ecossistêmicos. Efeitos
genéticos incluem alterações nos padrões de fluxo gênico e hibridizações, por exemplo. Os
efeitos sobre indivíduos podem se dar através de mudanças em aspectos morfológicos,
comportamentais ou de seu crescimento e mortalidade. Quando atingem populações, as
espécies exóticas podem modificar sua dinâmica ao atuar em aspectos de sua abundância,
crescimento e taxas de extinção. Alterações na riqueza de espécies, diversidade e estrutura
trófica são formas com que as espécies exóticas causam impactos sobre as comunidades. As
bioinvasões são passíveis ainda de causar efeitos sobre os processos ecossistêmicos, como
disponibilidade de nutrientes, produtividade e regime de perturbações (PARKER et al., 1999).
Pimentel et al. (2001) disseram que a agressividade e a pressão exercida pelas espécies
exóticas sobre os ambientes invadidos podem causar alterações na disponibilidade de recursos
e no estado de nutrientes do solo (no caso das espécies vegetais), bem como em sua ciclagem.
As espécies exóticas podem também competir com as nativas por recursos chegando até a
ocupar os nichos destas, após excluí-las do sistema. Introduzir ou facilitar a disseminação de
patógenos é outro impacto citado no estudo. As plantas invasoras podem ainda alterar o
microclima e tornar o solo mais susceptível a queimadas.
Outro problema ocasionado por invasores é a transformação da estrutura e composição
dos ecossistemas, através de sua homogeneização e empobrecimento, destruindo, como
resultado, os atributos característicos do bioma local (BRASIL, 2008). Podem também alterar
geomorfologicamente o habitat e tornar-se pragas em cultivos agrícolas (D’ANTONIO e
VITOUSEK, 1992).
Segundo Ziller (2000), o aspecto mais grave das invasões biológicas, quando
comparadas a outros tipos de impactos ambientais, é o fato de apresentarem comportamento
inverso a estes. Enquanto a maior parte dos problemas ambientais é amenizada com o tempo,
as invasões biológicas se agravam à medida que as espécies exóticas ocupam o espaço das
nativas, diminuindo a resiliência dos ecossistemas naturais.
De acordo com o Secretariado da Convenção sobre Diversidade Biológica (CDB),
estudos realizados nos Estados Unidos da América, Reino Unido, Austrália, África do Sul,
Índia e Brasil mostram que as perdas econômicas causadas pelas espécies exóticas invasoras
nas culturas, pastagens e áreas florestadas chegam a um montante de aproximadamente 250
bilhões de dólares por ano. Os danos ambientais anuais calculados para as nações
9
contempladas no estudo atingem cifras que se aproximam dos 100 bilhões de dólares. Esses
valores representam uma perda anual per-capita de 240 dólares em decorrência das invasões
biológicas (BRASIL, 2008). A partir destes levantamentos, e considerando-se perdas
semelhantes para as demais nações do mundo, foram realizadas projeções que mostram que os
danos à nível mundial decorrentes da introdução de espécies exóticas superariam 1,4 trilhões
de dólares.ano-1, montante que representa cerca de 5% da economia mundial. Deve-se atentar
também para os custos referentes às ações de prevenção, controle e erradicação das espécies
invasoras nos diferentes ecossistemas. Weston et al (2005), citando Westbrooks (1998),
colocaram que as ações de controle de ervas custam bilhões de dólares anualmente à
economia americana. O potencial das espécies se tornarem invasoras e os custos que podem
gerar devem também ser previstos a fim de se evitar danos ambientais e custos econômicos.
Tratando ainda sobre os países alvo do levantamento feito pela CDB, computou-se um
total de mais de 120 mil invasões de espécies animais, vegetais e microrganismos.
Extrapolando-se estes dados para os diversos ecossistemas da Terra, estima-se um total de
480 mil introduções de espécies exóticas até o momento. Desde o ano de 1600, as espécies
exóticas invasoras teriam sido responsáveis por 39% das extinções de espécies animais que
tem causas conhecidas.
Por outro lado, não se pode negar que algumas vezes a introdução de espécies exóticas
traz consigo ganhos, principalmente econômicos. Muitas das introduções de espécies tiveram
propósitos econômicos, no setor agropecuário. Introduzem-se espécies exóticas porque delas
se tem conhecimento para a produção e a economia nacional depende destas. Dados de 1998
mostram que 31% das exportações brasileiras correspondem aos chamados produtos da
biodiversidade, destacando-se café, soja e laranja (todas espécies exóticas) e 26% da matriz
energética nacional é oriunda da biomassa vegetal (incluindo álcool, lenha e carvão vegetal)
(ALBAGLI, 1998). Atividades relacionadas à agroindústria respondem por aproximadamente
40% do PIB brasileiro. Pode-se notar a dependência da economia brasileira em relação às
espécies exóticas porque 64% das colheitas brasileiras são de recursos genéticos exóticos
(ALBAGLI, op. cit.). No entanto, quando as espécies exóticas estão sob controle, confinadas
a ecossistemas agrícolas, não se pode dizer que são espécies invasoras, pois suas populações
não estão em processo de aumento, não ameaçam espécies ou ecossistemas nativos nem
tampouco causam prejuízos. Problemas com estas espécies podem ocorrer caso se perca o
controle sobre seu cultivo e estas alcancem ecossistemas nativos, estabeleçam-se neles e
causem algum tipo de dano, como os descritos por Crosby (1993).
10
A introdução de espécies em novos ambientes pela ação humana tem também um forte
componente cultural. Transportavam-se espécies que estavam atreladas à cultura humana.
Neste ponto o paisagismo talvez seja sua expressão mais visível, como, por exemplo, quando
os colonizadores traziam consigo espécies ornamentais e animais de estimação para formar
um ambiente familiar na colônia. Estes aspectos se tornam mais claros quando se analisa o
histórico das introduções de espécies exóticas.
2.2. A contaminação biológica através dos tempos
As primeiras translocações de espécies tiveram a intenção de suprir necessidades
agrícolas, florestais, paisagísticas e outras de uso direto (ZILLER, 2001). Além de serem
utilizadas para alimentação e ornamentação, estão entre as finalidades da introdução de
espécies exóticas, produção florestal, controle de erosão, experimentação científica,
camuflagem militar, usos medicinais e religiosos (ZILLER, 2000). Antes da Revolução
Industrial as pessoas levavam plantas cultivadas e animais domésticos de um lugar para outro
ao se estabeleceram em novas áreas (PRIMACK e RODRIGUES, 2002). O transporte de
espécies entre ecossistemas ganhou força e velocidade com a evolução dos meios de
transporte e o processo de globalização. O transporte rápido de pessoas e cargas através do
mundo leva espécies de uma área à outra, tendo estas plenas condições de sobrevivência.
De acordo com Pivello (2005:1), “embora Darwin, em 1860, já tivera notado o
problema das invasões biológicas, o primeiro cientista a escrever sobre o assunto foi Charles
Elton, por volta de 1950”, com a obra “The Ecology of Invasions by Animals and Plants”.
Charles Darwin (1809-1882) registrou a densa ocupação dos pampas, na Argentina e no
Chile, pela espécie Cynara cardunculus, vulgarmente conhecida como cardo. Blum et al.
(2005), no entanto, relatam que os primeiros trabalhos abordando a contaminação de
ecossistemas por espécies exóticas invasoras datam do século XIX, na África do Sul. Este
país tratou como “praga”, pela primeira vez, uma espécie vegetal invasora. Ziller (2001)
acrescenta que um visitante do Parque Nacional Yosemite, nos Estados Unidos, solicitou, em
1865, que esta área fosse protegida da crescente ocupação por plantas daninhas européias.
Primack e Rodrigues (2002) relataram que a introdução de espécies exóticas ao longo
da história pode ter acontecido e continuar acontecendo de várias formas. Durante a
colonização, os europeus levaram centenas de espécies de mamíferos e pássaros para as
colônias, para que tivessem um ambiente familiar e caça garantida quando retornassem. Nesta
11
época, diversas espécies de plantas foram introduzidas também com o intuito de tornar a
paisagem da colônia familiar para os europeus (SANTOS et al., 2005a). Crosby (1993) conta
que as regiões das “Neo-Europas”2 escolhidas pelos imigrantes europeus para se instalarem
foram as arenas onde espécies nativas e exóticas viveram sua mais significativa competição.
Animais como cabritos e porcos eram deixados por marinheiros europeus em ilhas ainda não
habitadas para que seguramente encontrassem alimento ao regressarem. Espécies vegetais
eram introduzidas com fins ornamentais, agrícolas ou para pastagens. Contudo, muitas dessas
espécies deixaram de ser cultivadas e se estabeleceram nos novos locais. Tais introduções
foram intencionais.
Todavia, muitas espécies exóticas foram e continuam a ser introduzidas de forma
acidental. Por exemplo, sementes de ervas daninhas que contaminam lotes de sementes
colhidas com fins comerciais e que acabem sendo lançadas em novos locais, como o caso do
arroz-vermelho e do arroz-branco cultivado. O capim-colonião (Panicum maximum) chegou
ao Rio de Janeiro como resto do forro das “camas” dos escravos nos porões dos navios
negreiros (ABREU, 1992). Ratos e insetos foram transportados acidentalmente em navios e
aviões; doenças e parasitas são levados com seus hospedeiros e grandes navios comumente
carregam inúmeras espécies marinhas em suas águas de lastro (PRIMACK e RODRIGUES,
2002).
Pivello (2005) cita alguns exemplos clássicos de espécies exóticas invasoras e
tentativas de manejo destas espécies na história, como o caso da introdução de coelhos
Oryctolagus cuniculus na Inglaterra e na Austrália. Essa espécie, nativa da Península Ibérica,
foi levada, no século XII, da França para a Inglaterra e daí para a Austrália em 1778. Nos
novos locais sua população aumentou a ponto de se tornarem pragas, causando grandes
prejuízos nos cultivos agrícolas. Foi realizado o controle biológico da espécie, através da
contaminação dos coelhos com o vírus da mixomatose. Este patógeno, embora letal à maioria
dos indivíduos, deixou de ser eficiente no controle populacional à medida que foram
selecionadas populações de coelhos resistentes ao vírus. O molusco-zebrado (Dreissena
polymorpha) foi levado aos Grandes Lagos (Estados Unidos e Canadá) na água de lastro de
navios, tornando-se uma praga que ameaça espécies nativas.
No Brasil pode ser citado o caso da abelha africana Apis mellifera, introduzida para
pesquisas e liberada acidentalmente dos laboratórios da ESALQ-USP na década de 50,
espalhando-se por toda a América de Sul e Central. Esta espécie compete com as abelhas
2 Neo-Europas são as áreas de outros continentes que foram colonizadas por europeus.
12
nativas por recursos e é agressiva aos seres humanos (PIVELLO, 2005; PRIMACK e
RODRIGUES, 2002). Na década de 1960, o Brasil começou a usar variedades exóticas como
solução para a recuperação florestal, e incentivos fiscais eram concedidos por parte do
governo a quem plantasse pinos e eucaliptos para produção florestal. O mesmo ocorria no
setor pastoril, com a implantação de gramíneas africanas, como as braquiárias, para fins
forrageiros. Entretanto, com o fim dos incentivos, muitos plantios foram abandonados e as
espécies cultivadas acabaram por alcançar matas nativas, como o caso da invasão de áreas no
Paraná por Pinus sp.
O mexilhão-dourado (Limnosperma fortunei), espécie que vem causando vultosos
prejuízos econômicos, é um molusco fluvial originário da China e que foi registrado pela
primeira vez no Brasil em 1999. Trazido pela água de lastro de navios, esta espécie se
reproduz assustadoramente causando danos ao funcionamento de hidrelétricas e o
entupimento nas tubulações de esgotos e de águas pluviais (IBGE, 2004). Algumas endemias
que ocorrem no Brasil, como a esquistossomose e a filariose, são exóticas. O vírus da dengue
é originário da Ásia e transmitido no Brasil pelo mosquito Aedes aegypti, nativo da África.
O caramujo-gigante-africano (Achatina fulica) é classificado entre as cem piores
espécies exóticas invasoras de ocorrência mundial. Sua introdução no Brasil ocorreu por volta
de 1988, tendo sido transportado intencionalmente para fins comerciais no setor alimentar.
Entretanto, de acordo com a legislação brasileira, a introdução de espécies exóticas para
produção necessita da aprovação do órgão ambiental responsável. Esta aprovação parece não
ter sido obtida. Além disso, aparentemente esta iguaria culinária não proporcionou o sucesso
anunciado pela mídia ao ser rejeitada pelo paladar brasileiro. Então, muitos criadores soltaram
os caramujos no ambiente. As populações de A. fulica alcançam rapidamente enormes
densidades e causam sérios danos econômicos em áreas agrícolas, danificam jardins e
oferecem riscos sanitários como hospedeiro de nematódeos causadores de doenças e do vetor
da meningoencefalite (FICHER et al., 2006; THIENGO et al., 2007).
Invasões biológicas também ocorrem entre regiões brasileiras. O sagüi-estrela
(Callithrix penicilata), por exemplo, originário do nordeste do Brasil é considerado invasor
nas matas do centro-sul e sudeste do país, para onde foi levado como animal de estimação,
competindo com as espécies de micos locais (IBGE, 2004; PEREIRA, 2006). O tucunaré,
Cichla ocellaris, peixe nativo da Amazônia, foi introduzido em outras regiões do Brasil, onde
se tornou um voraz predador das espécies locais (observação pessoal).
Muitos vegetais que foram introduzidos com fins ornamentais e paisagísticos
acabaram tornando-se invasoras de ambientes terrestres, como, por exemplo, Impatiens
13
parviflora (beijinho), Archontophoenix cunninghamiana (palmeira-imperial-australiana),
Pinus spp. (pinheiro), Dracaena fragrans (dracena), entre outras espécies (PIVELLO, 2005).
A espécie Tecoma stans (amarelinho ou ipê-de-jardim), originária do México e do sul dos
Estados Unidos, foi introduzida no Brasil como planta ornamental por volta de 1971 e infesta
áreas do Paraná (VIBRANS et al., 2005). A gramínea africana Brachiaria sp domina o
estrato herbáceo em reservas do Cerrado, competindo com plântulas de espécies arbóreas
nativas (PIVELLO, 2005).
De acordo com Sanches et al. (2007), sementes da espécie Terminalia catappa
(Amendoeira), nativa da Ásia, parecem ter chegado ao Brasil misturadas às areias que eram
utilizadas como lastro dos navios. Troncos destas árvores também serviriam de lastro e junto
com eles, teriam vindo partes das copas, frutos e sementes. Esta espécie também é largamente
utilizada como ornamental e na arborização urbana.
Ziller (2000) relata a invasão da estepe gramíneo-lenhosa no estado do Paraná por
espécies do gênero Pinus, introduzido para produção florestal e também utilizado como planta
ornamental. Santos e colaboradores (2005a) explicam que as introduções de espécies exóticas
com fins ornamentais se devem à forte influência européia no paisagismo brasileiro. Estas
influências forneceram o repertório de elementos para a composição dos jardins e da
arborização urbana do Brasil, que utilizavam maciçamente vegetação exótica. Auguste
Glaziou e Burle Marx são exemplos de paisagistas que fizeram uso de plantas exóticas em
seus projetos.
A Ásia e a África são as maiores fontes de espécies invasoras para o Brasil. Em
relação aos animais terrestres invasores, as áreas de origem da maior parte destas espécies
para o Brasil são a Europa e a região do Mar Mediterrâneo. Este fato explica-se pelas relações
históricas e comerciais entre estas regiões (IBGE, 2004). No entanto, o Brasil também é fonte
de espécies invasoras de outras partes do mundo. Por exemplo, as espécies aquáticas Salvinia
molesta e Eichhornia crassipes (aguapé) são nativas da América do Sul e infestam lagos e
represas por toda a faixa tropical do Globo. Estas plantas costumam ter explosões
populacionais que reduzem drasticamente a concentração de oxigênio dissolvido na água,
acarretando em elevações nos índices de mortalidade de peixes e outros organismos aquáticos
(IBGE, op cit).
É interessante notar que a maior parte das espécies vegetais e boa parte das espécies
animais invasoras foram trazidas para o Brasil de maneira intencional (IBGE, 2004). Este fato
mostra a necessidade de um maior controle sobre as invasões biológicas.
14
2.3. Gestão e manejo das espécies exóticas vegetais
Para realizar o manejo de espécies invasoras podem ser aplicadas técnicas com o
objetivo de erradicá-las das áreas afetadas ou tão somente controlar suas populações.
Normalmente, a erradicação das espécies invasoras é extremamente difícil de ser alcançada
em virtude do árduo e oneroso esforço necessário para que sejam eliminados todos os
indivíduos de uma dada espécie. Outro fator que porventura pode inviabilizar a tentativa de
erradicação de uma exótica invasora é a exigência que este procedimento faz da utilização de
tratamentos mais drásticos, que podem prejudicar as espécies nativas (PIVELLO, 2005).
Muitas vezes, realizar o controle das populações invasoras se torna uma alternativa
mais viável (PIVELLO, 2005), apesar de existir a possibilidade de ocorrerem os mesmos
problemas de quando é tentada a erradicação, caso não sejam realizados estudos prévios e
tomadas as medidas necessárias ao bom andamento do plano de manejo. Executar o controle
de populações de maneira equivocada pode culminar na recolonização das áreas tratadas pela
espécie que se deseja remover do ambiente.
Somado a isto, deve-se dizer que somente a remoção da espécie invasora pode não ser
suficiente para que o ecossistema recupere suas funções, uma vez que nichos podem ficar
desocupados por longos períodos em função da recolonização das áreas pelas nativas ser lenta
(ENRIGHT, 2000). As espécies nativas podem já ter estabelecido interações com as exóticas
e serem prejudicadas pela súbita erradicação destas. Fontes de espécies podem estar
localizadas longe das áreas atingidas por exóticas e a escassez de recursos tróficos ou abrigo
após a aplicação das técnicas de remoção das espécies pode levar ao abandono pela fauna
nativa (ZAVALETA et al., 2001). Falando particularmente sobre espécies vegetais, os solos
ficarão mais vulneráveis aos processos erosivos e o ambiente como um todo exposto a
condições climáticas desfavoráveis (maior insolação, menor retenção de umidade pelo solo e
ar, ausência de proteção contra chuvas e ventos), o que dificulta a recolonização pelas nativas.
Algumas invasoras alteram o ambiente tão significativamente que este se torna inóspito para o
estabelecimento das nativas (ZAVALETA et al., 2001).
Com isso, as áreas ficam sujeitas à novas invasões e as tentativas de erradicação ou
controle das espécies invasoras podem não alcançar o sucesso esperado. A associação de
diferentes metodologias para restauração da vegetação nativa é então recomendada, por
aumentar o ritmo de sua sucessão e garantir a sustentabilidade dos processos ecossistêmicos
(REIS et al., 2003). O plantio de mudas de espécies nativas de rápido crescimento, por
15
exemplo, auxilia na restauração dos locais manejados, assegurando, desta forma, o êxito das
ações de manejo.
A priori, no entanto, devem ser realizados estudos com o objetivo de se conhecer
detalhadamente a população invasora e o habitat biocontaminado, para que os programas de
erradicação e/ou controle não comprometam espécies da fauna e da flora nativas que possam
estar associadas às exóticas, bem como para que sejam aplicadas as técnicas corretas de
remoção (ABREU e RODRIGUES, 2005).
Pivello (2005), em seu trabalho, descreveu a possibilidade de manejar as espécies
exóticas invasoras por meio de modificações em suas populações ou comunidades ou ainda
alterando aspectos dos ambientes afetados e/ou sua paisagem. As estratégias de manejo
aplicadas podem ainda ser preventivas ou remediadoras.
O manejo de populações e comunidades consiste na aplicação de técnicas mecânicas,
químicas ou biológicas, bem como associações entre estas, que objetivem o desfavorecimento
da espécie invasora ou o favorecimento das nativas. Tratando de espécies vegetais, entre as
técnicas mecânicas estão o corte raso, o arranquio, o anelamento, o sombreamento e a queima,
cada uma adequada a diferentes situações (PIVELLO, 2005).
Com o corte raso espera-se obter o enfraquecimento do vegetal através da retirada de
sua biomassa epígea. Para cada espécie devem ser testadas a melhor época e freqüência de
aplicação do método (PIVELLO, 2005). O arranquio busca a remoção direta de toda a
biomassa vegetal e pode ser aplicado de forma manual ou mecanizada. Entretanto, este
método traz consigo desvantagens, pois o ato de arrancar as plantas revolve o solo
(COUTINHO, 1982; D’ANTONIO e MEYERSON, 2002), destruindo seus agregados e
deixando-o mais vulnerável à processos erosivos; além de causar perturbações ao banco de
sementes e plântulas e também à fauna do solo. Apesar disso, tomando-se precauções para
exercer o mínimo impacto no meio, a técnica pode ser uma boa alternativa para controlar
populações invasoras.
O anelamento é aplicado exclusivamente em espécies de porte arbóreo e busca
interromper o fluxo de seiva da raiz às folhas e, com isso, causar a morte do vegetal. Retira-se
um anel profundo do tronco do vegetal, de modo a extrair toda a casca (externa e interna).
Desta forma, é afetado o floema, que é o conjunto de tecidos vivos especializados para a
condução da seiva elaborada (BURGER e RICHTER, 1991). Este método é menos
dispendioso que a derrubada direta e causa menos impactos no ambiente, uma vez que com a
morte lenta do vegetal seus galhos caem aos poucos, impedindo a abertura de grandes
clareiras.
16
O sombreamento é realizado por meio do plantio de espécies nativas de rápido
crescimento e causa também o enfraquecimento e morte das espécies vegetais exigentes de
luz. Gramíneas invasoras de áreas de Cerrado são especialmente sensíveis à esta técnica, já
que possuem metabolismo do tipo C4 (MOZETO et al., 1996 apud PIVELLO, 2005). Neste
caso, a variante do método a ser testada é o grau de sombreamento, para que não sejam
negativamente afetadas também as espécies nativas.
A queima é feita na tentativa de dar vantagens competitivas às nativas, desfavorecendo
as exóticas. Em áreas de Cerrado foi observado que, para a Poaceae africana Melinis
minutiflora (capim-gordura), queimadas periódicas reduzem seu vigor e favorecem as
herbáceas nativas, principalmente se o manejo for conduzido durante a floração da exótica
(PIVELLO, 2005). Esta técnica, contudo, deve ser utilizada com extremo cuidado para que o
fogo não saia de controle, causando impactos negativos ao ambiente, como a queima de
espécies nativas e a perda de fertilidade do solo. Pelo risco oferecido por esta técnica, é
proibido seu uso em unidades de conservação.
As técnicas químicas para manejo de vegetais muitas vezes se mostram mais eficientes
em curto prazo, além de demandar um esforço de trabalho menor. Entretanto, trazem consigo
inúmeros riscos ambientais, principalmente em se tratando de unidades de conservação. A
legislação brasileira, inclusive, não permite o uso de herbicidas em unidades de conservação.
A possível poluição dos solos e coleções d’água, envenenamento de animais (PIVELLO,
2005) e a morte de espécies vegetais nativas devido à não seletividade dos herbicidas figuram
entre os riscos ambientais mencionados. As pessoas que aplicarão o herbicida (seja por
pulverização, seja por injeção) devem ser bem treinadas a fim de evitar acidentes e o uso
exagerado destes defensivos químicos.
O controle biológico, feito através da introdução de parasitas ou predadores, é uma
técnica que só deve ser adotada após rígida e exaustiva experimentação controlada. No Brasil
ainda não existe nenhum caso de êxito no uso do controle biológico (DINIZ, 2005).
O controle biológico clássico consiste em introduzir inimigos naturais existentes na
mesma área de origem da planta invasora. Esta metodologia de controle biológico apresenta
maiores chances de obter sucesso, pois utiliza espécies que têm relações co-evolutivas com a
planta-alvo. Com isso, pode-se dizer que os agentes introduzidos apresentarão duas
características relevantes: capacidade de controlar a população de invasores e especificidade,
ou seja, a espécie introduzida não fará uso de outras espécies durante seu ciclo de vida
(DINIZ, 2005).
17
A introdução de inimigos naturais da espécie alvo presentes nas áreas invadidas
caracteriza o controle biológico não clássico. Esta forma de controle pode não apresentar
resultados satisfatórios se o agente controlador não for parte permanente da biota local, se
fazendo necessárias, neste caso, reintroduções. Caso este problema não ocorra, a densidade
populacional do inimigo natural pode não ser suficiente para controlar a espécie invasora.
Para contornar tal situação devem ser aplicadas técnicas inundativas ou aumentativas da
população do agente selecionado (DINIZ, 2005).
Existem ainda os métodos de controle que buscam manejar as paisagens, sendo estes
principalmente preventivos. Dentre as técnicas utilizadas neste tipo de controle está a
instalação de “cortinas verdes” ao redor das áreas que se quer proteger, a fim de diminuir a
chegada de propágulos das plantas invasoras (PIVELLO, 2005).
Para que o controle das invasões biológicas seja eficiente e os impactos causados por
estas nos ambientes sejam minimizados, se fazem fundamentais práticas de gestão. A gestão
das invasões biológicas deve visar o uso de práticas que garantam a conservação da
biodiversidade, reduzindo o impacto ambiental gerado pelas espécies exóticas. Qualquer ação
que objetive realizar a gestão de espécies exóticas deve ser baseada em estudos prévios que
norteiem as melhores ferramentas a serem aplicadas. Fazem parte do arcabouço de
conhecimentos associados à esta temática informações sobre aspectos biológicos, ecológicos e
populacionais da espécie-alvo. Quanto maior a quantidade de dados disponíveis ao gestor,
maior é a segurança na escolha e aplicações das ações.
Técnicas de manejo de espécies, recuperação de áreas degradadas e reflorestamento
são algumas ferramentas a serem utilizadas quando da gestão das invasões biológicas. É
extremamente importante também a implantação de políticas públicas para a inserção da
gestão de espécies exóticas invasoras que envolvam a realização de estudos sobre o assunto, a
conscientização da comunidade para o problema, a elaboração de legislação específica para o
transporte e introdução destas espécies, além de outras ações preventivas e remediadoras
necessárias.
2.4. A questão da contaminação biológica no âmbito da conservação da biodiversidade
Apesar das invasões biológicas serem um problema antigo, somente por volta de 1980
a comunidade científica se interessou por este assunto quando o Comitê Científico em
18
Problemas Ambientais (SCOPE3) identificou os problemas das invasões biológicas como um
assunto globalmente importante (KOHLI et al, 2006; OLDHAM, 2008; PIVELLO, 2005). Na
década de 1990 a contaminação biológica foi reconhecida como uma das maiores ameaças à
biodiversidade mundial por diversos autores (AZEVEDO e ARAÚJO, 2005; DISLICH et al,
2002).
Em 1987, com a obra Nosso Futuro Comum (também conhecido como Relatório
Brundtland), a Comissão Mundial sobre o Meio Ambiente e Desenvolvimento propôs “uma
agenda global para a mudança”. Neste relatório a conservação da biodiversidade é justificada
pela “possibilidade de as espécies contribuírem sempre mais e de uma infinidade de formas
para o bem-estar da humanidade” (CMMAD, 1991), sendo igualmente importantes os
serviços ecossistêmicos. A introdução de espécies alienígenas, contudo, é apenas citada como
uma possível causa de extinção de espécies. Não se percebe neste relatório uma grande
preocupação com a questão das espécies exóticas invasoras. A gestão das invasões biológicas
não é abordada entre as formas, tendências e causas de extinção nem entre as sugestões de
ação necessárias para a conservação da diversidade biológica. Uma de suas principais
recomendações foi a realização de uma conferência mundial para direcionar os assuntos
ambientais – o que culminou com a Rio-92.
A Rio-92 teve como principal tema a discussão sobre o desenvolvimento sustentável e
como reverter o atual processo de degradação ambiental. Durante a conferência foram
firmados vários acordos, protocolos e convenções, sendo um dos mais importantes deles a
Agenda 21. No que tange à diversidade biológica, este documento coloca que “os bens e
serviços essenciais de nosso planeta dependem da variedade e variabilidade dos genes,
espécies, populações e ecossistemas” (CNUMAD, 2001). Neste documento, a introdução
inadequada de plantas e animais exógenos é colocada como uma das principais causas da
perda de diversidade biológica. Ainda durante a Rio-92 foi assinada a Convenção sobre
3 O SCOPE (Scientific Committee on the Problems of the Environment) é uma organização interdisciplinar com competência em ciências naturais e sociais, focada nas questões ambientais globais e que opera na interface entre casos científicos e de tomada de decisão. Foi criado durante o 10º encontro do Comitê Executivo do ICSU (International Council for Science) em 1969, como um mecanismo para unir cientistas a fim de realizar avaliações científicas internacionais e interdisciplinares dos problemas ambientais. A missão do SCOPE é identificar e avaliar criticamente a importância das emergentes questões ambientais globais ou regionais, enfatizando aquelas que necessitam de uma perspectiva interdisciplinar. Uma rede mundial de cientistas e instituições científicas desenvolve sínteses e revisões do conhecimento científico sobre questões ambientais correntes ou potenciais. Seus projetos vão de estudos sobre biodiversidade e ecossistemas, espécies exóticas invasoras, ciclos biogeoquímicos incluindo o impacto das atividades humanas, química e ecossistemas e saúde humana e o ambiente. O maior desafio do SCOPE é priorizar suas atividades entre os numerosos tópicos a serem explorados e encontrar o equilíbrio entre o regional e o global, e entre interesses científicos e políticas sobre questões ambientais (OLDHAM, 2008).
19
Diversidade Biológica, principal instrumento na atualidade que trata das questão das invasões
biológicas.
As discussões para a elaboração de uma Convenção sobre Diversidade Biológica
iniciaram-se na década de 1980, mas apenas em junho de 1987, durante uma reunião do
Conselho de Administração do Programa das Nações Unidas para o Meio Ambiente
(PNUMA4), foi dada a partida para a elaboração oficial da Convenção. A versão final do
tratado, porém, foi aprovada somente em 22 de maio de 1992, em Nairóbi, Quênia. Durante a
Rio-92 a Convenção sobre Diversidade Biológica (CDB) foi aberta à adesão, tendo entrado
em vigor em 29 de dezembro de 1993. Com a CDB foi estabelecido um novo código de
conduta, a nível internacional, sobre a biodiversidade (ALBAGLI, 1998). A CDB é hoje a
principal referência internacional para debate e ações relativas à diversidade biológica e
define como um dos itens prioritários o cuidado com espécies exóticas e os problemas que
estas podem causar à biodiversidade. Em seu artigo 8º, alínea “h” a CDB diz que as nações
membro devem “prevenir a introdução de, controlar ou erradicar as espécies exóticas que
ameacem ecossistemas, habitats ou espécies” (CDB, 2000:14).
A Conferência das Partes (COP) é o órgão supremo decisório no âmbito da CDB e os
avanços na implementação da Convenção acontecem através das decisões tomadas em seus
encontros periódicos. Por exemplo, no que se refere às invasões biológicas, a Decisão V/8 da
5a Conferência das Partes estabeleceu diretrizes para a prevenção e controle de espécies
exóticas invasoras que ameaçam ecossistemas, habitats ou espécies. A decisão VI/23, tomada
durante a COP 6, também trata das espécies exóticas. A CDB propõe uma abordagem
hierárquica para o manejo das espécies exóticas invasoras. A base desta abordagem é a
prevenção de novas introduções, mas considera a erradicação a melhor alternativa quando a
prevenção falha (JENKINS e MOONEY, 2006).
A Conferência das Partes estabeleceu sete Programas de Trabalho Temáticos que
correspondem a alguns dos maiores biomas do planeta. Cada programa estabelece uma visão
e princípios básicos para guiar os trabalhos. Eles também expõem questões-chave a serem
consideradas, identificam saídas potenciais e propõe um cronograma e meios para alcançá-lo
(CBD, 2009).
Os Programas de Trabalho da CDB são:
Programa de Trabalho sobre Biodiversidade Marinha e Costeira
4 O PNUMA é um programa integrado das Nações Unidas, criado após a Conferência de Estocolmo (1972), encarregado de coordenar as ações intergovernamentais de proteção e monitoramento ambiental (ALBAGLI, 1998).
20
Programa de Trabalho sobre Biodiversidade das Águas Continentais
Programa de Trabalho sobre Biodiversidade Florestal
Programa de Trabalho sobre Biodiversidade das Terras Áridas e Sub-úmidas
Programa de Trabalho sobre Biodiversidade das Montanhas
Programa de Trabalho sobre Biodiversidade Agrícola
Programa de Trabalho sobre Biodiversidade de Ilhas
A Convenção de Bern5, da qual quase todos os países Europeus são signatários, é mais um
encontro internacional relevante que aborda o tema das invasões biológicas. Em seu artigo 11,
o texto desta Convenção convoca as partes para um controle das introduções de espécies
alienígenas e seu comitê permanente tem aprovado várias recomendações, instando os países
a erradicarem as espécies introduzidas (GENOVESI, 2005). Esta convenção foi idealizada
com a finalidade de garantir a conservação da fauna e flora européias e seus habitats naturais
através da cooperação entre os países signatários.
Com o passar do tempo, os problemas causados pelas espécies exóticas se agravaram e
essa questão assumiu tal dimensão, que em 1996, a preocupação com as conseqüências
negativas do processo de globalização sobre o meio ambiente levou a Organização das
Nações Unidas e o Governo da Noruega a convocar o Primeiro Encontro Internacional sobre
Espécies Exóticas Invasoras, em Trondeim, Noruega. Participantes do encontro, que ficou
conhecido como a Conferência de Trondeim, concluíram que as espécies exóticas invasoras se
tornaram uma das maiores ameaças à diversidade biológica mundial e recomendaram que
uma estratégia global e um mecanismo para tratar o problema fossem criados (GISP, 2009).
Em 1997, como fruto da Conferência de Trondeim, a Organização das Nações Unidas
(ONU) – através do SCOPE, do Programa de Meio Ambiente (UNEP) e de outros órgãos
internacionais como a FAO (Food and Agriculture Organization) – criou o Programa Global
de Espécies Invasoras (GISP6). A missão desta organização é conservar a biodiversidade e
sustentar a subsistência minimizando a dispersão e os impactos das espécies invasoras (GISP,
2009). Os quatro primeiros anos deste programa foram dedicados à elaboração de
diagnósticos e diretrizes. Com a colaboração dos países integrantes da ONU (inclusive o
Brasil), o programa apontou algumas linhas de ação: definição de estratégias (nacionais e
5 A Convenção para a Conservação da Fauna e Flora Européias e Habitats Naturais (Convenção de Bern) foi assinada em Bern, Suíça, em 1979, mas só ganhou força em 1982. Os principais objetivos da convenção são garantir a conservação e proteção das espécies da fauna e flora e seus respectivos habitats naturais, aumentar a cooperação entre os países signatários e regular a exploração destas espécies (incluindo as espécies migratórias). A convenção impõe obrigações legais às partes contratantes, protegendo mais de 500 espécies vegetais e mais de 1000 espécies animais (JNCC, 2009). 6 GISP, em inglês, Global Invasive Species Programme
21
regionais) para o controle e erradicação de espécies invasoras; capacitação técnica e humana
para o controle e erradicação de espécies invasoras; implementação de atividades de pesquisa;
construção de sistemas de informação de acesso geral e a conscientização através de
simpósios regionais, nacionais e internacionais (ZILLER, 2001).
Com o aumento da preocupação com o impacto causado pelas espécies exóticas e dos
estudos sobre o tema, a realização de encontros e as publicações se tornaram mais freqüentes,
culminando no surgimento, em 1999, do periódico especializado Biological Invasions
(ABREU, 2008; OLIVEIRA e MACHADO, 2009).
A 6ª Reunião do Órgão Subsidiário de Aconselhamento Científico, Técnico e
Tecnológico (SBSTTA) da CDB, realizada em março de 2001, em Montreal, no Canadá, teve
como foco a contaminação biológica e deu seqüência à elaboração e implementação do GISP,
além de consolidar os princípios a serem seguidos para o tratamento do problema das
invasões biológicas (ZILLER, 2001). Nesta conferência o GISP emitiu um “Chamado à
Ação”, que descrevia os efeitos das espécies exóticas invasoras como um problema global e
desafiava governos, organizações intergovernamentais, organizações não-governamentais, o
setor privado e todas as demais partes interessadas a tomar providências para implementar
uma Estratégia Global sobre Espécies Exóticas Invasoras (GISIN, 2009).
Depois disto, o GISP coordenou sete workshops regionais para avaliar as ameaças,
impactos e necessidades sobre as espécies exóticas invasoras. Estes workshops resultaram em
várias declarações, como as Declarações de Kirstenbosch e Davis (África do Sul e EUA),
Declaração de Copenhagen (países das regiões Nórdica e Báltica) e a Declaração de Brasília
(países da América do Sul) (GISIN, 2009).
Posteriormente, a Estratégia Global para Conservação Vegetal, adotada pela
Conferência das Partes da CDB em 2002, convocou os signatários para erradicar as espécies
exóticas que ameaçam plantas, comunidades vegetais, habitats e ecossistemas associados
(GENOVESI, 2005).
Iniciada em 2002 pela Infra-estrutura Nacional de Informações Biológicas dos EUA
(National Biological Information Infrastructure – NBII) como uma série de projetos piloto sob
responsabilidade do IABIN (Inter-American Biodiversity Information Network) e fundada
pelo Departamento de Estado dos EUA, a Rede de Informações sobre Espécies Invasoras do
IABIN (IABIN Invasives Information Network – I3N) é uma rede temática da IABIN e veio
para desenvolver ferramentas para a coleção e intercâmbio de informações sobre espécies
exóticas invasoras nas Américas. O I3N integra informações dos países do continente
americano para dar apoio a um diagnóstico e gestão das espécies exóticas invasoras,
22
fornecendo capacitação, ferramentas eletrônicas e apoio para o desenvolvimento de bancos de
dados e ampliação do acesso à informação. Participam desta rede os seguintes países:
Argentina, Bahamas, Bolívia, Brasil, Chile, Colômbia, Costa Rica, República Dominicana,
Equador, El Salvador, Guatemala, Jamaica, México, Panamá, Paraguai, Peru, Estados Unidos
e Uruguai (I3N, 2009).
Como parte de uma iniciativa global sobre espécies invasoras conduzida pelo GISP,
foi desenvolvido o Banco de Dados Global sobre Espécies Invasoras (Global Invasive Species
Database – GISD). Este banco de dados objetiva aumentar o conhecimento público sobre as
espécies exóticas invasoras e facilitar a realização de atividades de prevenção e gestão destas.
É gerenciado pelo Grupo de Especialistas em Espécies Invasoras (ISSG) pertencente à UICN.
O GISD tem seu foco nas espécies exóticas invasoras que ameaçam a biodiversidade nativa e
aborda todos os grupos taxonômicos em todos os ecossistemas (ISSG, 2009).
É importante esclarecer que o Grupo de Especialistas em Espécies Invasoras (Invasive
Species Specialist Group – ISSG) é parte da Comissão para a Sobrevivência das Espécies
(Species Survival Commission – SSC) da UICN. O ISSG é um grupo global de 146
especialistas de 41 países. O ISSG objetiva reduzir as ameaças aos ecossistemas naturais e às
espécies nativas contidas nestes aumentando o conhecimento sobre espécies exóticas
invasoras e sobre meios para prevenir, controlar ou erradicá-las (ISSG, 2009).
Em 2003 a NBII foi procurada pela Agência de Oceanos Negócios Internacionais
Científicos e Ambientais do Departamento de Estado dos Estados Unidos da América, que
pediu para coordenar um workshop para a implementação de uma rede de informações sobre
espécies invasoras que ocorreu em 2004, em Baltimore, Maryland, EUA. Progressos
importantes foram feitos pelos 76 participantes de 26 países que entraram em acordo sobre os
tipos e formatos de informações a serem coletadas pelos participantes do banco de dados on-
line sobre espécies invasoras. A Global Invasive Species Information Network (GISIN) foi
formada então para gerar uma plataforma com a finalidade de dividir informações sobre
espécies invasoras em nível global, via internet e outros meios digitais. O estatuto do GISIN,
conhecido como a Declaração de Baltimore foi lançado em junho de 2004 (GISIN, 2009).
A temática das invasões biológicas é tão importante que o tema do Dia Internacional
para a Diversidade Biológica em 2009 (22 de maio) será “Espécies Exóticas Invasoras: uma
das maiores ameaças à biodiversidade e ao bem-estar ecológico e econômico da sociedade e
do planeta” (CBD, 2009).
23
A UICN7 (União Internacional para a Conservação da Natureza) aponta como um
princípio para a conservação da biodiversidade a criação de uma abordagem política, legal e
institucional das ameaças impostas por espécies exóticas. Para que isto se torne uma realidade
deve haver legislação em nível nacional que trate da prevenção e remediação dos problemas,
além de cooperação internacional a fim de minimizar as introduções de espécies (ZILLER,
2000).
Em nível nacional, as invasões biológicas começaram a ganhar espaço com a presença
de algumas espécies que vêm causando prejuízos econômicos como o mexilhão-dourado
(CORDEIRO e RODRIGUES, 2005). No Brasil, o tema esteve inicialmente em evidência
durante a Rio-92 (ABREU, 2008) e as ações acerca das espécies exóticas invasoras foram
iniciadas em reconhecimento à CDB, que entrou em vigor nesta nação somente em 1994, por
meio do Decreto Legislativo nº. 2. Em dezembro de 1994, por meio do Decreto 1.354, no
âmbito do Ministério do Meio Ambiente, foi instituído o Programa Nacional da Diversidade
Biológica (PRONABIO), para apoiar a implementação de projetos que atendessem às
recomendações da CDB (ALBAGLI, 1998). O Programa objetiva, de acordo com
informações do portal da CDB no Brasil, em consonância com as diretrizes e estratégias da
CDB e da Agenda 21, promover parceria entre o Poder Público e a sociedade civil na
conservação da diversidade biológica, na utilização sustentável de seus componentes e na
repartição justa e eqüitativa dos benefícios dela decorrentes (CDB, 2009).
A maior iniciativa do PRONABIO foi o estabelecimento de dois mecanismos de
financiamento: o Projeto de Conservação e Utilização Sustentável da Diversidade Biológica
Brasileira (PROBIO), que é um projeto de financiamento governamental e o Fundo Brasileiro
para a Biodiversidade (FUNBIO), um fundo privado (ALBAGLI, 1998). O PROBIO8 tem por
objetivos identificar ações prioritárias e estimular a elaboração de subprojetos que promovam
parcerias entre os setores públicos e privados, gerando e divulgando informações e
conhecimentos sobre biodiversidade. O FUNBIO9, por sua vez, é o maior fundo de
7 A UICN (em inglês IUCN – International Union for Conservation of Nature) é uma organização internacional que congrega instituições governamentais e não-governamentais e cientistas voluntários para ajudar o mundo a encontrar soluções pragmáticas para as pressões ambientais. Foi fundada em 1948 como a primeira organização ambiental global do mundo. Sua missão é influenciar, encorajar e auxiliar as sociedades do mundo inteiro a conservar a integridade e diversidade da natureza e garantir que qualquer uso dos recursos naturais seja justo e ecologicamente sustentável (IUCN, 2009). 8 O PROBIO é um projeto de governo criado em 1996, coordenado pelo MMA, com os objetivos de auxiliar o governo a iniciar um programa para a conservação e o uso sustentável da biodiversidade, identificando ações prioritárias; estimular o desenvolvimento de subprojetos demonstrativos e disseminar informações sobre biodiversidade (ALBAGLI, 1998). 9 O FUNBIO tem como objetivo principal estabelecer-se como mecanismo financeiro de longo prazo para o apoio a projetos de conservação e uso sustentável da diversidade biológica no Brasil (ALBAGLI, 1998).
24
biodiversidade já estabelecido em qualquer país e é o primeiro entre os fundos de
biodiversidade a integrar completamente o setor privado (ALBAGLI, 1998; CDB, 2009).
Ainda assim pouco foi feito sobre as espécies exóticas presentes no Brasil e apenas em
2001 o Brasil realizou discussão, coordenada pelo GISP, sobre o tema com a promoção da
Reunião de Trabalho sobre Espécies Exóticas Invasoras, que resultou na Declaração de
Brasília (Anexo).
O evento foi realizado pelo Governo Brasileiro, por meio de parceria entre
o Ministério do Meio Ambiente (MMA) e a Empresa Brasileira de Pesquisa
Agropecuária (EMBRAPA) e contou com a participação doas países da
América do Sul. A reunião contou ainda com a colaboração do Governo
dos Estados Unidos da América, por meio do Departamento de Estado e da
Embaixada dos Estados Unidos da América no Brasil, além de apoio do
GISP (IBAMA, 2006:5).
Na Declaração de Brasília, representantes da Argentina, Bolívia, Brasil, Chile,
Colômbia, Equador, Guiana Francesa, Paraguai, Peru, Suriname, Uruguai e Venezuela,
reconheceram que as espécies exóticas invasoras constituem uma das principais ameaças à
biodiversidade e aos ecossistemas naturais, além dos riscos à saúde humana.
No mesmo ano o MMA lançou, por meio do PROBIO e em parceria com o Fundo
Nacional do Meio Ambiente (FNMA), um edital com o objetivo de selecionar projetos
voltados ao manejo de espécies ameaçadas de extinção ou o controle de espécies invasoras
(IBAMA, 2006).
Em 2003 o MMA decidiu elaborar o “Primeiro Informe Nacional sobre Espécies
Exóticas Invasoras” por intermédio do PROBIO. Para tanto, o PROBIO lançou uma carta
consulta para a seleção de 5 subprojetos visando a produção de informes sobre as espécies
exóticas invasoras (MMA, 2009). O objetivo desta proposta, ainda não oficialmente
publicado, é sistematizar e divulgar a informação existente sobre o tema. Neste mesmo ano
foi criada, através do Decreto nº. 4.703, a Comissão Nacional de Biodiversidade
(CONABIO), com a finalidade de coordenar, acompanhar e avaliar as ações do PRONABIO.
Tem como competência, entre outras, coordenar a elaboração da Política Nacional da
Biodiversidade, e promover a implementação dos compromissos assumidos pelo Brasil junto
a CDB (CDB, 2009).
Na I Conferência Nacional de Meio Ambiente, realizada em 2003, existe somente uma
deliberação que diz respeito à restrição e controle da entrada de espécies exóticas no Brasil,
bem como a transferência de espécies entre os biomas brasileiros (FERREIRA et al., 2005).
25
Neste ano ainda, o Instituto Hórus e a The Nature Conservancy iniciaram, no Brasil, um
levantamento das espécies exóticas invasoras presentes.
Em 2004, o Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) incluiu as espécies
exóticas invasoras no cálculo dos indicadores de desenvolvimento sustentável (dimensão
ambiental – biodiversidade). “A construção de indicadores de desenvolvimento sustentável no
Brasil integra-se ao conjunto de esforços internacionais para concretização das idéias e
princípios formulados na Agenda 21” (IBGE, 2004), com o objetivo de acompanhar a
sustentabilidade do padrão de desenvolvimento brasileiro, considerando aspectos ambientais,
sociais, econômicos e institucionais.
Foi realizado, em outubro de 2005, o I Simpósio Brasileiro sobre Espécies Exóticas
Invasoras, em Brasília (DF), pelo MMA e Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos
Recursos Naturais Renováveis (IBAMA), em parceria com a Fundação Oswaldo Cruz
(FIOCRUZ), a EMBRAPA, a Universidade Federal de Viçosa (UFV), o Instituto
Oceanográfico da USP (Universidade de São Paulo) e o Instituto Hórus (IBAMA, 2006). O
Simpósio contou com a participação de representantes de oito países: África do Sul,
Argentina, Brasil, Estados Unidos, Havaí, Jamaica, Nova Zelândia e Portugal. Vários temas
foram abordados, destacando-se a legislação nacional e a regulamentação do uso de espécies
de valor econômico; prioridades para financiamento; sensibilização e educação; controle e
monitoramento e análise de risco, prevenção e detecção precoce. As discussões resultaram em
recomendações específicas para o MMA e para o IBAMA que ainda estão sendo analisadas e
avaliadas com vistas à sua implementação (BRASIL, 2008; IBAMA, 2006).
Neste mesmo evento foi proposta pela então Ministra do Meio Ambiente, Marina
Silva, a criação, no âmbito da CONABIO (Comissão Nacional de Biodiversidade), de uma
Câmara Técnica Permanente sobre Espécies Exóticas Invasoras. Percebeu-se necessária a
criação desta câmara em razão dos resultados do Seminário, dos compromissos assumidos
pelo Brasil no âmbito da CDB e da legislação brasileira que trata sobre as invasões biológicas
(IBAMA, 2006). A câmara está em fase de deliberação pela CONABIO (BRASIL, 2008).
A Estratégia Nacional criada pelo Brasil para tratar as invasões biológicas “estabelece
ações prioritárias a serem desenvolvidas e/ou apoiadas pelo Ministério do Meio Ambiente
para o período de 2008 a 2011, com recomendações das estratégias, mecanismos de ação a
serem empregados na prevenção, erradicação, mitigação e controle das espécies exóticas
invasoras” (BRASIL, 2008).
Quanto à legislação brasileira atualmente existente sobre as invasões biológicas, ainda
são poucos os instrumentos aplicáveis ao tema. A disseminação de espécies exóticas está
26
enquadrada no art. 61 da Lei de Crimes Ambientais (Lei nº. 9.605, de 12/02/1998). De acordo
com o Capítulo IV, art. 31, da lei nº. 9.985, de 18 de julho de 2000 (SNUC – Sistema
Nacional de Unidades de Conservação), “é proibida a introdução nas Unidades de
Conservação de espécies não autóctones (SNUC, 2003:25)”. O decreto nº. 4.339, de 22 de
agosto de 2002, institui princípios e diretrizes para a implementação da Política Nacional da
Biodiversidade, que trata sobre as espécies exóticas invasoras, estabelecendo que devem ser
realizados inventários e mapeamentos sobre estas, bem como pesquisas para subsidiar sua
prevenção, erradicação e controle. Também são contempladas ações efetivas de prevenção,
controle e erradicação de espécies exóticas invasoras que possam afetar a biodiversidade.
Para garantir que os objetivos da Política Nacional de Biodiversidade sejam
implementados e também para suprir lacunas de gestão da biodiversidade do país, o MMA
coordenou, entre 2004 e 2005, a formulação do PAN-Bio – Diretrizes e Prioridades do Plano
de Ação para a Implementação da Política Nacional da Biodiversidade (MMA, 2009). O
PAN-Bio estabelece, entre suas diretrizes e prioridades, que devem ser realizados estudos
sobre o impacto de espécies-problema e o monitoramento e controle alfandegário para
prevenção da introdução de novas espécies exóticas. Estabelece também que seja criado um
programa nacional de monitoramento, controle e prevenção de espécies exóticas invasoras.
Além disso, o PAN-Bio recomenda que sejam fomentadas atividades de recuperação de áreas
e de domesticação, manejo e produção utilizando espécies nativas (PAN-Bio, 2006).
O Ministério do Meio Ambiente (MMA) considera que as informações relacionadas à
contaminação biológica ainda são incipientes. Com o objetivo de mudar esta realidade, o
MMA, por meio da Diretoria do Programa Nacional de Conservação da Biodiversidade
declarou o início, a partir de agora, de “um amplo e efetivo programa voltado às espécies
exóticas invasoras” (BRASIL, 2008). Ainda de acordo com o MMA
As ações deste programa envolvem, entre outras, atividades relativas à
identificação e localização das principais espécies problemas no país;
avaliação dos impactos ambientais e sócio-econômicos causados por estas
espécies; levantamento dos projetos já realizados ou em andamento, em
âmbito nacional; criação de mecanismos de controle, monitoramento,
mitigação, prevenção e erradicação, inclusive com vistas a minimizar as
introduções acidentais; definição de estratégias para ampliação das
discussões sobre o tema; estabelecimento de prioridades para o período de
2005 a 2010; levantamento da legislação nacional sobre espécies exóticas
invasoras, e proposição de revisão, se for o caso, ou elaboração de
legislação específica; e organização de uma efetiva parceria entre os
27
setores governamental, não-governamental, acadêmico-científico e
iniciativa privada.
Este programa proporcionará uma melhor organização e divulgação dos trabalhos
existentes e avanços nesta área, contribuindo para a capacitação dos órgãos competentes e
progressos em pesquisa. Desta maneira será realizado mais efetivamente o controle e
monitoramento dos impactos causados pela contaminação biológica. O MMA está realizando
também o levantamento de informações relacionadas aos aspectos legais das invasões
biológicas.
Como evidenciado ao longo dos últimos anos, tem sido notado um aumento na
preocupação acerca das espécies exóticas invasoras (HOWARD, 2004). Em função das
rápidas mudanças impostas pelo homem ao ambiente, os estudos versando sobre este tema
vêm sendo considerados da mais alta prioridade (LORINI, 1996). Entretanto, no Brasil, as
informações sobre invasões biológicas são ainda escassas (AZEVEDO e ARAÚJO, 2005;
BLUM et al., 2005; BRASIL, 2008). Martins et al. (2004) argumentam que existem poucos
estudos sobre espécies exóticas em áreas protegidas porque os impactos são lentos no longo
prazo e pouco evidentes nas fases iniciais.
Almejando a conservação da biodiversidade mundial foram criadas áreas protegidas
que, de acordo com o artigo II da CDB, são áreas definidas geograficamente que são
destinadas, ou regulamentadas, e administradas para alcançar objetivos específicos de
conservação (CDB, 2000). Atualmente, as unidades de conservação10 são as principais
ferramentas disponíveis na tentativa de se preservar espécies, ecossistemas e paisagens para
que continuem a existir no futuro (GATTI et al., 2005). No entanto, a invasão por espécies
exóticas representa um grave problema para o funcionamento dos ecossistemas e ameaça a
diversidade biológica em diferentes unidades de conservação, como mostrado por diversos
estudos (ABREU, 2008; CORDEIRO e RODRIGUES, 2005; FERREIRA et al., 2005;
GATTI et al., 2005; GOMES e MAGALHÃES, 2005; INSTITUTO HÓRUS, 2008;
MARTINS et al., 2004; MENEZES, 2006; PEREIRA, 2006; RIBEIRO, 2006; RODOLFO et
al., 2007; SANCHES et al., 2007; SANTOS et al., 2005b; SILVA e FILGUEIRAS, 2003;
ZANCHETTA e DINIZ, 2006).
10 O artigo 2º da Lei nº 9.985, de 18 de julho de 2000, define unidade de conservação como
Espaço territorial e seus recursos ambientais, incluindo as águas jurisdicionais, com características naturais relevantes, legalmente instituído pelo Poder Público, com objetivos de conservação e limites definidos, sob regime especial de administração, ao qual se aplicam garantias adequadas de proteção (SNUC, 2003:9).
28
3. OBJETIVOS
A presente dissertação tem como objetivo principal determinar a ocorrência de
espécies vegetais exóticas invasoras e avaliar metodologias de manejo visando estabelecer um
conjunto de ações orientadas à gestão da contaminação biológica por espécies vegetais
exóticas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, Rio de Janeiro, Brasil.
Como objetivos específicos pretendeu-se:
1. Identificar as espécies vegetais exóticas que ocorrem no Parque Nacional da Serra dos
Órgãos, inferindo sobre os processos de invasão;
2. Realizar o levantamento da estrutura populacional das espécies exóticas encontradas,
bem como outras características ecológicas relevantes;
3. Estudar os padrões de ocupação do espaço pelas espécies, considerando aspectos
microclimáticos;
4. Avaliar o impacto das espécies exóticas sobre as nativas a partir das informações
levantadas e determinar as espécies mais agressivas;
5. Conduzir experimentos de campo para o manejo das espécies mais agressivas a fim de
levantar informações sobre seu controle em ambientes naturais;
6. Propor ações de manejo das áreas com espécies invasoras.
Os resultados obtidos neste trabalho são apresentados em dois capítulos. O primeiro
capítulo faz um diagnóstico da contaminação biológica do Parque Nacional da Serra dos
Órgãos. Nele são respondidos os quatro primeiros objetivos específicos. Procurou-se, neste
capítulo, conhecer o estado do Parque Nacional da Serra dos Órgãos em relação às invasões
biológicas. Saber quais espécies exóticas estão presentes, entender os padrões de ocupação do
ambiente apresentados por estas e como elas afetam a biota nativa. No segundo capítulo
investigou-se as técnicas de manejo mais apropriadas ao controle populacional das espécies
invasoras que causam maiores problemas à biodiversidade no Parque Nacional da Serra dos
Órgãos, visando gerar informações que permitam realizar a adequada gestão das invasões
biológicas na área de estudo.
29
4. ÁREA DE ESTUDOS: O PARQUE NACIONAL DA SERRA DOS
ÓRGÃOS
Embora eu tenha visto em outras partes do Brasil muitas e variadas florestas primitivas, nenhuma me pareceu mais bela e mais amena do que aquelas que, perto da cidade do Rio de Janeiro e recobrindo as encostas dos montes, recebem o nome de Serra do Mar [Serra dos Órgãos](...) Estas florestas me agradaram muito mais que as outras e ficaram para sempre gravadas no meu espírito, não só porque fossem primitivas e, com isso, um presente para os meus olhos espantados, mas na verdade porque excedem em beleza e suavidade.
K.F. von Martius, Botânico alemão, 1817
Figura 1 – Paisagem do Parque Nacional da Serra dos Órgãos – vista do Dedo de Deus. Foto:
autor desconhecido.
30
A Serra dos Órgãos fascinou aqueles que chegaram ao Rio de Janeiro no início da
colonização européia, como descrito pelo naturalista alemão Karl Friederiech von Martius. O
relevo da serra (Figura 1) inspirou seu nome, dado em função da semelhança entre esta
formação geológica com picos mais ou menos paralelos e os tubos de um órgão de igreja
(CRONEMBERGER e VIVEIROS DE CASTRO, 2007).
Terceiro Parque Nacional criado no país, o Parque Nacional da Serra dos Órgãos
(PARNASO) foi criado através do Decreto-Lei nº 1822, em 30 de novembro de 1939. Esta
Unidade de Conservação protege uma das mais importantes áreas de Mata Atlântica,
reconhecida internacionalmente como Reserva da Biosfera e um dos cinco hotspots de
biodiversidade mais ameaçados do planeta (CHIARELLO, 1999).
O PARNASO pertence à primeira geração de parques nacionais do Brasil, que foram
criados “como monumentos naturais para resguardar porções do território nacional que
tivessem valor científico e estético”, como previa a Constituição de 1937
(CRONEMBERGER e VIVEIROS DE CASTRO, op. cit.). A beleza cênica dos maciços
rochosos, proteção de mata primária e floresta pluvial montana, a riqueza da flora e da fauna e
a contribuição para a manutenção climática da região são algumas características da Serra dos
Órgãos que motivaram a criação do Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Atualmente esta
unidade de conservação tem como objetivos conservar e proteger a paisagem e a
biodiversidade da Serra do Mar na região serrana do Estado do Rio de Janeiro, além de
promover a pesquisa e a educação ambiental (ICMBIO, 2009).
De acordo com Cronemberger e Viveiros de Castro (2007:14), a primeira sugestão de
criação do Parque foi formulada pelo engenheiro Armando Vieira e publicada pelo Jornal do
Commercio em 25 de setembro de 1938. A nota fala em
Converter as cabeceiras dos rios que correm para a Baixada
Fluminense, para Teresópolis e para o município de Petrópolis,
abrangendo as montanhas elevadas e os picos altaneiros que
dispunham com as Agulhas Negras de Itatiaia e os vértices agudos
da Serra do Caparão, as primazias de pontos culminantes do Brasil,
de onde se destacam o inconfundível Dedo de Deus, os Castelos do
Açu, o Campo das Antas, num belíssimo parque nacional que nada
ficaria devendo às mais adiantadas criações desse gênero.
É interessante mencionar que o decreto de criação do Parque não determinava seus
limites, dizendo que “a área do Parque seria fixada depois do indispensável reconhecimento e
estudo da região feitos sob a orientação do Serviço Florestal”. O decreto apenas dizia que o
31
parque ocuparia terras dos municípios de Teresópolis, Petrópolis e Magé (na época,
Guapimirim ainda não havia se emancipado de Magé). Apenas 45 anos depois, em 1984, o
Decreto nº. 90.023 definiu os limites geográficos do Parque. Segundo o relato de
Cronemberger e Viveiros de Castro (2007), este longo período sem a delimitação da área do
Parque contribuiu para agravar os problemas fundiários e de ocupação humana,
principalmente em algumas localidades como o Garrafão, em Guapimirim, e Bonfim, em
Petrópolis.
Os organizadores contam ainda que a implantação das estruturas físicas do Parque teve
início na década de 1940, período em que o PARNASO dispunha de grandes recursos
financeiros. Neste período foram construídos o prédio da administração, garagem, oficinas,
depósitos, apartamentos e casas funcionais. As obras paisagísticas incluíram a construção da
piscina natural, vias internas e jardins. O projeto arquitetônico e paisagístico tem a assinatura
de Ângelo Murgel, cujos projetos recebiam predominantemente a influência do estilo
moderno. Ângelo Murgel foi também o arquiteto responsável pelos projetos dos Parques
Nacionais do Itatiaia e do Iguaçu.
Até a década de 1950, o PARNASO era um cartão de visitas do Governo brasileiro,
recebendo freqüentemente a visita de Embaixadores, Ministros de Estado e Presidentes.
Dispondo de recursos que ultrapassavam a arrecadação do município de Teresópolis, o Parque
chegou a ter cerca de 250 funcionários, incluindo extravagâncias como garçons de smoking
nos abrigos que atendiam às autoridades que subiam a trilha do Sino em lombo de mulas.
Um fato histórico importante para este estudo é a utilização de espécies exóticas no
projeto paisagístico do Parque Nacional da Serra dos Órgãos (CRONEMBERGER e
VIVEIROS DE CASTRO, 2007). Algumas espécies, portanto, foram introduzidas
intencionalmente nos jardins e podem ter se alastrado pelo Parque, causando hoje em dia
problemas para o manejo desta UC.
O PARNASO está situado na região central do Estado do Rio de Janeiro, entre os
paralelos 22°52’e 22°24’S e os meridianos 45°06’e 42°69’W (Figura 2), abrangendo os
municípios de Teresópolis, Petrópolis, Magé e Guapimirim. A Serra dos Órgãos está inserida
no chamado Bloco da Região Serrana Central, compondo um dos cinco blocos de
remanescentes florestais do Estado do Rio de Janeiro (ROCHA et al., 2003). Associado a
outras 21 unidades de conservação, o PARNASO integra o Mosaico da Mata Atlântica
Central Fluminense, uma das áreas com maior concentração de endemismo e de espécies
ameaçadas no hotspot Mata Atlântica.
32
Figura 2 – Localização do Parque Nacional da Serra dos Órgãos em relação ao Rio de Janeiro
e ao Brasil (adaptado de IBAMA, 2009).
PETRÓPOLIS
TERESÓPOLIS
MAGÉ GUAPIMIRIM
33
O PARNASO teve sua área ampliada pelo Decreto assinado pelo presidente Luiz
Inácio Lula da Silva em 13 de setembro de 2008, que altera a redação dos artigos 1º, 2º, 3º e 4
do Decreto nº. 90.023, de 2 de agosto de 1984. O Parque agora totaliza 20.050 hectares que
protegem florestas de encosta e campos de altitude (Figura 3). A grande e brusca variação de
altitude criou ambientes únicos de grande diversidade biológica.
De acordo com Veloso (1945) e Bernardes (1952 apud ALVES, 2007) o clima da
região da Serra dos Órgãos é classificado como Cfb segundo Köppen, onde predominam
condições mesotérmicas com verões amenos e invernos frescos e não há uma estação seca
definida. Entretanto, Davis (1945) e Rizzini (1954) argumentam que junho, julho e agosto são
meses secos e marcam uma nítida estação seca e fria. Os valores médios anuais para
temperatura variam entre 13° e 23°C, sendo que nas cotas superiores a 800 m os termômetros
não ultrapassam os 19°C. A distribuição mensal de temperatura no PARNASO pode ser
observada (Figura 4) pelos dados coletados durante o período de 1944 a 1952 (RIZZINI,
1954) na estação meteorológica que funcionou na sede Teresópolis de 1943 a 1970 (Figura 5).
No inverno, as temperaturas mínimas são baixas, chegando a 1°C em julho e agosto e nas
partes altas da serra a temperatura cai a -5°C (CRONEMBERGER e VIVEIROS DE
CASTRO, 2007). É freqüente a ocorrência de névoa com chuvas persistentes, devido à
interceptação de frentes frias vindas do sul.
As chuvas nesta região são principalmente orográficas e apresentam distribuição
sazonal, concentrando-se nos meses de verão, com período de seca no inverno. A
pluviosidade da região da Serra dos Órgãos é a mais elevada do estado do Rio de Janeiro em
função das chuvas provocadas pela presença da Serra do Mar (CRONEMBERGER e
VIVEIROS DE CASTRO, 2007). As médias de precipitação pluviométrica variam entre 1500
e 3000 mm anuais e a distribuição mensal durante o período de 1944 a 1952 pode ser
observada na figura 6. Os dados mensais de pluviosidade foram também coletados pela antiga
estação meteorológica da sede Teresópolis. Estes dados mostram que existe um período de
seca na área do Parque durante os meses de inverno e não há déficit hídrico. A umidade
relativa do ar média é de cerca de 90% e geadas podem ocorrer nos meses de inverno,
especialmente nas partes mais altas (ICMBIO, 2009; RIZZINI, 1954). Há diferenças entre as
vertentes da serra, sendo as vertentes voltadas para o oceano mais úmidas que aquelas
voltadas para o norte e oeste (CRONEMBERGER e VIVEIROS DE CASTRO, 2007).
34
35
Figura 4 – Distribuição mensal da temperatura no Parque Nacional da Serra dos Órgãos.
Figura 5 – Antiga estação meteorológica que funcionou na sede Teresópolis do Parque
Nacional da Serra dos Órgãos. Foto: Acervo PARNASO.
36
050
100150200250300350400450500
Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez
ppt (mm)
Meses
Figura 6 – Distribuição mensal das chuvas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos.
Quanto à hidrografia, o PARNASO protege importantes mananciais que drenam para
as duas principais bacias hidrográficas fluminenses: a do Paraíba do Sul e a da Baía de
Guanabara (ICMBIO, 2009). As encostas do Parque orientadas para o sul, que incluem os rios
Soberbo, Bananal, Sossego, Inhomirim, Santo Aleixo, Iconha e Corujas, drenam para a Baía
de Guanabara. Já as encostas voltadas para norte drenam para o Rio Paraíba do Sul através
dos rios Beija-Flor, Paquequer, Jacó, Bonfim, Córrego Bento, Ponte de Ferro e Itamarati
(CRONEMBERGER e VIVEIROS DE CASTRO, 2007). A intensa precipitação no verão
gera distúrbios naturais importantes na dinâmica do ecossistema local. Durante chuvas
torrenciais, formam-se rios temporários e o volume dos rios perenes é aumentado. O volume
dos rios aumenta de forma rápida também nos verões chuvosos, gerando o fenômeno
conhecido por cabeça-d’água ou tromba d’água, principalmente no rio Soberbo (ALVES,
2007). Os movimentos de massa, especialmente os de escorregamento, também são comuns
na área do Parque em decorrência das chuvas intensas.
É importante mencionar a importância que o Parque Nacional da Serra dos Órgãos tem
na proteção dos mananciais de abastecimento da região de entorno e na estabilidade climática,
beneficiando quase 700.000 habitantes.
O PARNASO apresenta relevo montanhoso, formado por escarpas e reversos da Serra
do Mar, denominado “frente dissecada do bloco falhado”. As declividades são acentuadas
(quase 50% da área apresenta declive superior a 30°), com uma grande variação altitudinal em
uma área relativamente pequena, sendo que as cotas mais elevadas predominam na parte
central do Parque, a área mais alta de toda a Serra do Mar (CRONEMBERGER e VIVEIROS
DE CASTRO, 2007). Os limites altitudinais variam entre 200 m e 2.263 m na Pedra do Sino,
37
ponto culminante da Serra dos Órgãos. A maior parte da área do Parque é formada por vales
profundos e encaixados, que se opõe ao relevo quase plano dos Campos de Altitude
(IBDF/FBCN, 1980 apud ALVES, 2007).
O PARNASO está inserido numa área pertencente ao sistema orográfico da Serra do
Mar, caracterizado, segundo Amador (1997 apud CRONEMBERGER e VIVEIROS DE
CASTRO, 2007), pela presença de gnaisses granitóides do período pré-cambriano. As formas
das montanhas da Serra dos Órgãos são produto da grande resistência das rochas graníticas à
erosão. Uma grande diversidade de classes de solos ocorre no Parque, sendo os Latossolos o
grupo que cobre a maior parte da área. Tipos de solo pertencentes a esta classe e que ocorrem
no PARNASO são o Latossolo Amarelo, Latossolo Vermelho-Amarelo e o Latossolo
Vermelho. O Litossolo se restringe a pequenas áreas de maiores altitudes e os solos
hidromórficos ocorrem nas regiões mais baixas, próximas a cursos d’água (ICMBIO, 2009).
A área do Parque está inserida no Bioma Mata Atlântica, apresentando como
formações vegetacionais Florestas Ombrófilas Densas Submontana, Montana e Altomontana
e os Refúgios Ecológicos Altomontana (campos de altitude).
A Floresta Ombrófila Densa Submontana ocorre entre 50 e 500 m de altitude e
caracteriza-se por uma estrutura essencialmente fanerofítica, com a ocorrência de caméfitas,
epítitas e lianas (ALVES, 2007). Ocorrem também espécies como Euterpe edulis (palmeira
juçara), Dicksonia sellowiana (samambaiaçu), Byrsonima crassifolia (murici), Talauma ovata
(baguaçu), e Cecropia sp. (embaúba). Esta formação está associada a solos profundos e bem
drenados e o dossel alcança entre 15 e 20 m de altura. De acordo com Cronemberger e
Viveiros de Castro (2007) esta fisionomia apresenta, normalmente, somente o estrato arbóreo
e o interior da floresta é composto por densa vegetação, mas sem definição de estratos. A
camada de serrapilheira costuma ser fina e, consequentemente, durante o período seco fica
ressecado.
A Floresta Ombrófila Densa Montana é a formação vegetacional que ocorre entre 500
e 1500 m de altitude e é predominante no PARNASO (ICMBIO, 2009). Esta formação é a
possui maior estratificação vertical entre as fisionomias da Mata Atlântica. Relacionada a
solos profundos de rochas cristalinas decompostas, esta fisionomia apresenta árvores de até 40
metros de altura e o dossel fica entre 25 e 30 m. O estrato arbóreo é dominado por grandes
árvores, como Cariniana legalis (jequitibá-rosa), Sloanea sp. (ouriceiro), e Vochysia
oppugnata (canela-santa). Os troncos e os galhos das árvores são cobertos de epífitas, além de
lianas, begônias, aráceas e samambaias. O estrato herbáceo é povoado por begônias,
orquídeas, bromélias e gramíneas (ICMBIO, 2009).
38
Na faixa altitudinal que vai de 1500 a 1800 metros ocorre a Floresta Ombrófila Densa
Altomontana. São matas nebulares, que ocorrem em áreas que frequentemente são encobertas
por nuvens. A vegetação é caracterizada por árvores de troncos tortuosos e cobertos por
musgos e epífitas, de pequeno porte, com altura entre 5 e 10 m (CRONEMBERGER e
VIVEIROS DE CASTRO, 2007).
Acima de 1800 m de altitude, a floresta é substituída pelos Campos de Altitude, uma
vegetação baixa e aberta, de porte herbáceo-arbustivo. Esta vegetação está associada a áreas
com solos rasos, e radiação solar intensa. Devido ao baixo aporte de matéria orgânica em
virtude da grande elevação, a vegetação tem aspecto seco. Nas áreas mais declivosas e
expostas a ventos e chuva a rocha é nua e quase não há cobertura vegetal. Ocorrem apenas
pequenas manchas dominadas por Velloziaceae e Amaryllidaceae (CRONEMBERGER e
VIVEIROS DE CASTRO, op. cit.).
Rizzini (1954), no seu estudo Flora Organensis, identificou 2.003 espécies de plantas
no PARNASO, sendo 1.220 dicotiledôneas, 352 monocotiledôneas, 284 pteridófitas e 147
briófitas. Muitas espécies são endêmicas (especialmente as que ocorrem nos campos de
altitude) ou estão sob algum tipo de ameaça (CRONEMBERGER e VIVEIROS DE
CASTRO, 2007).
Já em relação à fauna do Parque, já foram registradas 462 espécies de aves, 83 de
mamíferos, 102 de anfíbios, 82 de répteis e 6 de peixes. De acordo com dados publicados por
Lewinsohn (2006), as espécies de vertebrados terrestres registradas no Parque correspondem a
20% do total de espécies desse grupo existentes no Brasil em uma área que corresponde a
0,00125% do território nacional. A grande diversidade de espécies encontrada no Parque pode
ser explicada pela existência de diversos habitats, formados pela variação nas condições
climáticas, tipos de solo e formações vegetacionais (CRONEMBERGER e VIVEIROS DE
CASTRO, 2007).
Muitas das espécies da fauna encontradas no PARNASO são raras, endêmicas ou
estão ameaçadas de extinção. 28 das 83 espécies de mamíferos constam nas listas oficiais de
espécies ameaçadas de extinção, bem como 51 espécies de aves e 16 de anfíbios. Das 217
espécies endêmicas da Mata Atlântica, 143 ocorrem na área do Parque.
A área do PARNAO é dividida em três setores – Teresópolis, Guapimirim e Petrópolis
– e em zonas, de acordo com o uso permitido em cada área. O zoneamento de uma unidade de
conservação busca, desta forma, a ordenação de seu território, levando em consideração as
fragilidades e potencialidades de cada ambiente. De acordo com Galante et al. (apud
39
CUNHA, 2004), estas zonas refletem o grau de preservação, proteção e representatividade da
biodiversidade.
O artigo 2° do SNUC dispõe que o zoneamento é a
Definição de setores ou zonas em uma unidade de conservação com
objetivos de manejo e normas específicos, com o propósito de
proporcionar os meios e as condições para que todos os objetivos da
unidade possam ser alcançados de forma harmônica e eficaz (SNUC,
2003:10).
O zoneamento do PARNASO foi revisto durante os trabalhos de elaboração do novo
plano de manejo e será descrito a seguir, com o mapa de zoneamento (Figura 7) e a
caracterização de cada zona. As informações foram retiradas do novo plano de manejo do
PARNASO (VIVEIROS DE CASTRO, 2008).
Zona Intangível: é aquela que represente o mais alto grau de preservação, onde a
primitividade da natureza permanece o mais preservada possível, não se tolerando
quaisquer alterações humanas. Funciona como matriz de repovoamento de ouras zonas
onde já são permitidas atividades humanas regulamentadas. Essa zona é dedicada à
proteção integral de ecossistemas, dos recursos genéticos e ao monitoramento
ambiental. O seu objetivo básico de manejo é a preservação, garantindo a evolução
natural.
Zona Primitiva: é aquela onde tenha ocorrido pequena ou mínima intervenção
humana, contendo espécies da flora e da fauna ou fenômenos naturais de grande valor
científico. Deve possuir características de transição entre a Zona Intangível e a Zona
de Uso Extensivo. O objetivo geral do manejo desta zona é a preservação do ambiente
natural e ao mesmo tempo facilitar as atividades de pesquisa científica,
conscientização ambiental e formas primitivas de recreação.
Zona de Uso Extensivo: é aquela constituída em sua maior parte por áreas naturais,
podendo apresentar algumas alterações humanas. Caracteriza-se como uma transição
entre a zona Primitiva e a Zona de Uso Intensivo. O seu objetivo é a manutenção de
um ambiente natural com mínimo impacto humano, apesar de oferecer acesso e
facilidade públicos para fins educativos e recreativos.
Zona de Uso Intensivo: é aquela constituída por áreas naturais ou alteradas pelo
homem. O ambiente é mantido o mais próximo possível do natural, podendo conter:
centro de visitantes, museus, outras facilidades e serviços. O objetivo geral do seu
40
manejo é facilitar a recreação intensiva e a conscientização ambiental em harmonia
com o ambiente natural.
Zona Histórico-Cultural: é aquela onde são encontradas amostras do patrimônio
histórico-cultural ou arqueo-paleontológico, que serão preservadas, estudadas,
restauradas e interpretadas para o público, servindo à pesquisa, conscientização
ambiental e ao uso científico. Seus objetivos incluem preservar as manifestações
históricas e culturais para pesquisas, estudos, conscientização ambiental e
interpretação e proteger sítios históricos ou arqueológicos, em harmonia com o meio
ambiente.
Zona de Recuperação: é aquela que contém áreas consideravelmente antropizadas.
Zona provisória que, uma vez restaurada, será incorporada novamente a uma das
categorias de zonas permanentes. As espécies exóticas introduzidas deverão ser
removidas e a restauração deverá ser natural ou naturalmente induzida. Esta zona
permite o uso público somente para a realização de atividades de conscientização
ambiental. O objetivo geral do manejo desta zona é deter a degradação dos recursos
e/ou recuperar as áreas.
Zona de Uso Especial: é aquela que contém as áreas necessárias à administração,
manutenção e serviços da unidade de conservação, abrangendo habitações, oficinas e
outros. Estas áreas serão escolhidas controladas de forma a não conflitarem com seu
caráter natural e devem localizar-se, sempre que possível, na periferia da unidade de
conservação. O objetivo geral de manejo é minimizar o impacto da implantação das
estruturas ou dos efeitos das obras no ambiente natural ou cultural da UC.
Zona de Uso Conflitante: constituem-se em espaços localizados dentro de uma
unidade de conservação, cujos usos e finalidades, estabelecidos antes da criação da
unidade, conflitam com os objetivos de conservação da área protegida. São áreas
ocupadas por empreendimentos de utilidade pública, como gasodutos, oleodutos,
linhas de transmissão, antenas, captação de água, barragens, estradas, cabos óticos e
outros. O objetivo geral de manejo é minimizar o impacto causado pelos
empreendimentos no ambiente natural ou cultural da UC.
Zona de Ocupação Temporária: são áreas dentro das unidades de conservação onde
ocorrem concentrações de populações humanas residentes e as respectivas áreas de
uso. Zona provisória, uma vez realocada a população, será incorporada a uma das
zonas permanentes. Os objetivos gerais de manejo são garantir a integridade das áreas
não regularizadas e ainda ocupadas dentro da unidade de conservação.
41
42
Este estudo foi realizado no trecho da Zona de Uso Intensivo da sede Teresópolis. A
área amostral compreendeu a mata localizada no eixo da Estrada da Barragem (Figura 8). Esta
área é localizada na periferia da unidade de conservação, concentra a visitação e
administração do Parque. Devido ao grande fluxo de pessoas e veículos e à localização no
limite da unidade, fazendo borda com a cidade de Teresópolis, esta área funciona como
entrada para espécies exóticas que podem se tornar invasoras e de lá alcançar outras áreas da
unidade de conservação.
Figura 8 – Estrada da Barragem, Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ. Foto: Michelle
Ribeiro.
CAPÍTULO I
IDENTIFICAÇÃO E DIAGNÓSTICO DAS ESPÉCIES EXÓTICAS
44
1. Introdução Qualquer ação para gestão de uma espécie exótica deve ser baseada em estudos
prévios sobre aspectos ecológicos e populacionais destas espécies. Somente desta forma pode-
se conseguir sucesso na gestão, através do controle mais efetivo e menos impactante do ponto
de vista ecológico. Do contrário, a situação de degradação do ambiente pode ser agravada.
O primeiro passo deve ser a identificação das espécies exóticas que ocorrem na área de
estudo. Os atributos de uma comunidade, como o número de espécies e suas abundâncias, são
medidas que refletem as características do habitat e as interações entre as espécies que o
compõe (HUTCHINSON, 1959; MARTINS, 1987; PINTO-COELHO, 2000). O número de
espécies exóticas pode, seguindo este raciocínio, fornecer idéia do grau de perturbação sofrido
pela floresta. Estudos sobre a estrutura das populações de uma comunidade permitem
detectar como as espécies presentes se relacionam (CAMACHO et al., 2005; PINTO-
COELHO, 2000). Desta forma, podem-se identificar desequilíbrios e verificar se uma espécie
exótica presente significa uma ameaça caso ela esteja exercendo algum tipo de dominância
sobre as nativas.
A estrutura da comunidade vegetal leva também à compreensão dos fatores que
regulam as comunidades. Neste sentido, é importante que seja dito que os padrões de
ocupação do ambiente pelas espécies, sejam nativas ou exóticas, podem ser explicados
também pelas condições ambientais da área, além de outros fatores. Harper (1987), diz que
para entender a distribuição e a abundância de uma espécie no espaço é necessário conhecer,
além de outros fatores, os efeitos das condições ambientais sobre suas populações. As
condições ambientais são fatores (temperatura, umidade relativa do ar, salinidade, entre
outros) que influenciam o funcionamento dos organismos vivos (LIMA-RIBEIRO et al.,
2007; BEGON et al., 2006) e podem atuar como fatores limitantes que controlam a
distribuição ou a sobrevivência de uma espécie, como expresso nas leis do mínimo de
Liebig11 e da Tolerância de Shelford12.
11 Lei do Mínimo de Liebig (1840): o crescimento dos vegetais é limitado pelo elemento cuja concentração é inferior a um valor mínimo, abaixo do qual as sínteses não podem mais fazer-se. Essa lei foi ampliada e hoje fala-se em Fator Limitante: um fator ecológico desempenha papel de fator limitante quando está ausente ou reduzido, abaixo de um mínimo crítico ou se excede o nível máximo tolerável. Torna difícil a sobrevivência, o crescimento ou a reprodução de uma espécie (ARANTES, 2008; ASSIS, 2005; KREUS et al., 1995; MALAVOLTA, 2006). 12 Lei da Tolerância de Shelford (1911): cada espécie apresenta em função dos diversos fatores ecológicos, limites de tolerância, dentro dos quais sua existência é possível. Entre os limites superior e inferior da faixa de tolerância aos fatores ecológicos situa-se o ótimo ecológico das espécies, que são as condições em que a espécie apresenta um melhor desenvolvimento (FIRKOWSKI, 1991; SILVA e SCHRAMM, 1997).
45
São considerados como os fatores ambientais mais importantes à limitação da
distribuição dos organismos, a temperatura, luz e presença de água, que pode ser expressa de
modos diversos como umidade relativa do ar ou do solo. Diversos autores relatam ser a
temperatura, individualmente, a condição mais importante aos seres vivos e existe uma
relação bastante estreita entre esta e a umidade relativa do ar (BEGON et al., 2006; CAIRES
et al., 2008; HICKEL et al., 2007; OKAMOTO et al., 2006). As diferentes espécies de
organismos se diferenciam segundo suas preferências e tolerâncias térmicas, expressando seu
grau de adaptação em um ambiente. A temperatura pode determinar a distribuição e, ao
mesmo tempo, limitar as atividades dos organismos (MACIEIRA e PRONI, 2004). Já a
umidade relativa determina as taxas de perda de água pelos organismos. Embora muitos
processos físicos e biológicos sejam acelerados em temperaturas mais altas, o estresse de água
também aumenta com a temperatura e muitos tipos de organismos não podem sobreviver a
temperaturas maiores que 45°C (MACIEIRA e PRONI, 2004; RICKLEFS, 2003).
Em relação à luminosidade, pode-se dizer que toda a energia da vida vem da luz do
sol, ou seja, especialmente para os vegetais, a incidência de luz também se torna um fator que
condiciona a distribuição das espécies num ecossistema (RICKLEFS, 2003; SANTOS, 2007;
SOUZA, 2005). As espécies vegetais são normalmente classificadas de acordo com sua
tolerância à radiação solar. As espécies pioneiras, por exemplo, necessitam de intensa
luminosidade para se desenvolver enquanto as espécies climácicas só germinam em condições
de terreno sombreado (MACIEL et al., 2003; SANTOS et al., 2004).
Os organismos atuam em reciprocidade com o meio físico, sendo influenciados por ele
e influenciando-o (PINTO-COELHO, 2000). Isto quer dizer que as variações microclimáticas
são muito importantes nos estudos de ecologia de populações e comunidades, pois
determinam os padrões de ocorrência das espécies no ambiente (BEGON et al., 2006;
MACIEIRA e PRONI, 2004; TERBOGH, 1971). As condições microclimáticas de um
ambiente determinam quais espécies são capazes de habitá-lo, em virtude de suas adaptações
e tolerância. Os ambientes de bordas florestais apresentam condições em que muitas espécies
climácicas, por exemplo, não conseguem se desenvolver por não tolerarem alta incidência
luminosa.
Os padrões de distribuição das espécies no ambiente podem dizer muito também sobre
suas estratégias de dispersão e suas relações com as outras espécies da comunidade. O modo
como os organismos se dispersam influenciam o arranjo espacial que mostram no ambiente
afetam as formas com que eles interagem com seus vizinhos (BEGON et al., 2006; HARPER,
46
1987). A competição interespecífica, por exemplo, ocorre de formas e em intensidades
diferentes se a espécie se distribui aleatoriamente ou em agregados.
Neste capítulo serão apresentados resultados do levantamento das espécies vegetais
invasoras que ocorrem no Parque Nacional da Serra dos Órgãos e discutidos os processos que
permitiram ou provocaram a invasão. Posteriormente, serão determinadas as espécies exóticas
que causam problemas à biodiversidade nas áreas de estudo, por meio da análise da estrutura
populacional destas e a compreensão dos padrões de distribuição destas no ambiente, levando
em consideração aspectos referentes às condições microclimáticas do meio.
2. Metodologia
Dislich e colaboradores (2002), afirmam não existir ainda um consenso sobre métodos
de quantificação do impacto causado pelas espécies exóticas invasoras. Entretanto, Parker e
colaboradores (1999) indicam que três fatores devem ser considerados para se obter uma
medida do grau de impacto: área total ocupada, abundância local e alguma medida do impacto
por indivíduo. Como qualquer biomassa, espaço ou energia dominado pelo invasor significa
recursos não mais disponíveis para as espécies nativas, a determinação de indicadores
ecológicos, tais como abundância, cobertura espacial ou biomassa, que possam quantificar
esse domínio torna-se extremamente importante para determinar o grau de impacto causado
pela espécie invasora sobre a comunidade florestal nativa. Por esta razão foram levantadas
informações como espécies exóticas que ocorrem na área de estudo, dados sobre estrutura
populacional destas, sua distribuição no espaço e fatores microclimáticos que possam exercer
influência sobre esta distribuição. Com este levantamento buscou-se entender o processo de
invasão biológica no PARNASO e o impacto que as espécies exóticas causam no ecossistema
nativo, a fim de atingir os objetivos especificados para este estudo. Foram então aplicados os
métodos descritos a seguir.
2.1. Ocorrência de espécies exóticas
A fim de identificar espécies exóticas que ocorrem no PARNASO foram realizados
levantamentos bibliográficos buscando listas de espécies exóticas já registradas na área do
47
PARNASO. Por meio de consultas aos funcionários do Parque e pesquisadores foram
também levantadas algumas espécies exóticas de ocorrência naquela área.
Foram realizados também caminhamentos pela estrada da Barragem (Figura 1), um
trecho da zona de uso intensivo na Sede Teresópolis, visando atingir a maior área possível
com o objetivo de identificar espécies exóticas ainda não registradas para o PARNASO e
confirmar a ocorrência das espécies listadas com base na literatura.
Ademais, as espécies amostradas durante o levantamento de campo para estudo da
estrutura da vegetação foram classificadas em nativas ou exóticas e estas, após identificação,
foram também utilizadas para compor o quadro de espécies exóticas registradas na área.
2.2. Estrutura da vegetação e distribuição das espécies exóticas
Para o estudo da estrutura das populações de espécies vegetais exóticas presentes em
um trecho da zona de uso intensivo da sede Teresópolis do Parque Nacional da Serra dos
Órgãos foi aplicado o método de parcelas com distribuição aleatória. Partindo do pressuposto
que as invasões biológicas são iniciadas pelas bordas florestais e, posteriormente, as espécies
exóticas se disseminam para o interior da floresta (PATON, 1994), foram alocadas, com
auxílio de Sistema de Informação Geográfica (SIG PARNASO) do Parque e da Carta
Topográfica de Teresópolis na escala de 1:25.000 (IBGE Folha SF.23-Z-B-II-3-SO / MI-
2716-3-SO), 30 parcelas de 10 x 10 m ao longo da Estrada da Barragem (Figura 2). Para
tanto, a área escolhida para a realização do estudo (trecho de mata localizado ao longo da
Estrada da Barragem) foi delimitada nos mapas e foi lançado um grid sobre esta, tendo sido
sorteados os locais para delimitação das parcelas. Estas parcelas foram distribuídas por toda a
extensão da estrada de modo a contemplar o gradiente borda-interior de mata com a finalidade
de verificar a capacidade de invasão das espécies exóticas. Para tanto, as parcelas foram
alocadas parcelas a 0, 20 e 40 m de distância da estrada, de acordo com a Figura 2. Estas
distâncias foram definidas com base no estudo realizado por Laurance e Bierregaard (1997).
Segundo estes autores, para vários fatores físicos, os efeitos de borda são sentidos até 100 m,
sendo mais intensos nos primeiros 15 a 60 m. Essa distância média da borda em direção ao
interior da floresta que será estudada tenta incluir os efeitos sentidos para vários aspectos, pois
a largura da borda difere com a variável estudada (PRIMACK e RODRIGUES, 2002).
48
Legenda
Estrada da Barragem
Figura 1 Área de estudos: trecho da zona de uso intensivo do Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Estrada da Barragem, Sede Teresópolis.
Fonte Adaptado de Google.
Localização Regional
49
50
Em cada parcela foram incluídos na amostragem todos os indivíduos de hábito
arbóreo, arbustivo e herbáceo. Para o estrato arbustivo-arbóreo foram coletados dados como
espécie e número de indivíduos em cada parcela dos indivíduos com CAP maior ou igual a 8
cm. Outras características importantes como indícios de herbivoria ou outro uso da espécie
pela fauna (como abrigo, por exemplo) foram anotadas também.
Para o levantamento de espécies herbáceas foram alocadas parcelas de 5 x 5 m no
interior das parcelas fitossociológicas de 10 x 10 m. O modelo utilizado foi uma modificação
do método de pontos descrito por Becker e Crockett (1973 apud Pellegrini et al., 2007).
Foram distribuídos 100 pontos eqüidistantes dentro da parcela. O procedimento consiste em
se fixar verticalmente uma vara no solo em cada um dos pontos de amostragem, registrando-
se todas as espécies tocadas pela vara, bem como o número de toques por espécie.
Todas as espécies (arbóreas, arbustivas e herbáceas) que não puderam ser classificadas
como nativas ou exóticas em campo tiveram amostras de material botânico coletado e
herborizado segundo as técnicas descritas por Sylvestre e Rosa (2002) para posterior
identificação em herbário. Para efeitos deste trabalho apenas foram identificadas em nível de
espécie as espécies exóticas.
Os espécimes amostrados nas parcelas de estudo da estrutura da comunidade vegetal
foram agrupados segundo sua origem (nativas ou exóticas) para a realização das análises de
estrutura. As análises dos dados incluíram os cálculos de parâmetros fitossociológicos
(freqüência, densidade, vigor, índice de cobertura, índice de valor de importância), que foram
comparados entre nativas e exóticas dentro de cada classe de distância de parcelas em relação
à estrada e entre classes de distância para o grupo de exóticas. Diferenças entre a ocorrência
de espécies exóticas no gradiente borda-interior de floresta foram testadas através da análise
de variância seguida do teste de Tukey a 5% de probabilidade, depois de ter sido testada a
normalidade dos dados coletados através do teste de Kolmogorov-Smirnov.
Para analisar o padrão de distribuição espacial das espécies exóticas no ambiente foi
aplicado o Índice de Dispersão de Morisita (Id) que teve sua significância testada através do
teste F para significância do Id, de acordo com metodologia descrita por Antonini e Nunes-
Freitas (2004).
51
2.3. Parâmetros microclimáticos
Para verificar a existência de correlação entre características microclimáticas das áreas
estudadas e a estrutura das populações das espécies exóticas encontradas neste estudo, que
possam ter influência sobre os processos de invasão, foram coletados, nos sítios de estudo,
dados de temperatura média, umidade relativa do ar, e grau de sombreamento através de taxas
de cobertura do dossel. A coleta de dados foi realizada com o auxílio de um termo-higro-
anemômetro luxímetro digital (modelo THAL-300) para as variáveis temperatura e umidade
relativa. Duas vezes por mês, nos meses de setembro e outubro, foram mensuradas as
variáveis supracitadas nas parcelas de estudo durante o período da manhã e durante o período
da tarde. Estas medições foram realizadas incluindo duas épocas distintas: o final da estação
seca e o início da estação úmida.
Para analisar a cobertura do dossel foi feita uma adaptação da metodologia proposta
por Cortines (2008). Para tanto, foram tiradas fotografias do dossel da floresta com uma
câmera digital posicionada a 1 m de altura em relação ao solo. Em cada parcela de estudo foi
tirada uma fotografia em cada vértice e outra no centro. Com o auxílio do software Area
Measure 2.1, foi calculado para cada foto o percentual ocupado pelas copas das árvores.
Depois de testada a normalidade dos dados coletados através do teste de Kolmogorov-
Smirnov, foram comparadas estatisticamente, através da análise de variância e teste de médias
de Tukey, as médias de cada parâmetro a fim de detectar diferenças entre as classes de
distância das parcelas alocadas em campo. No caso das variáveis cujos dados não tenderam a
uma distribuição normal (dados expressos em percentual), procedeu-se a transformação
logaritmo (x + 1), onde x é a variável analisada. Tendo sido detectadas diferenças
significativas nas variáveis analisadas entre os sítios de estudo procedeu-se a análise de
correlação linear simples de Pearson entre cada variável (temperatura, umidade relativa e
cobertura do dossel) e a densidade de espécies exóticas a fim de verificar se existe relação
entre estas nas parcelas de estudo. Foi realizada ainda a análise de regressão linear múltipla a
fim de estimar como se dá a associação existente entre a densidade de espécies exóticas nos
sítios de estudo e as variáveis microclimáticas mensuradas nestes.
52
3. Resultados e discussão 3.1. Ocorrência de espécies exóticas Foram registradas, no levantamento de campo, consultas aos administradores do
Parque e bibliografia consultada (GATTI et al., 2005), 37 espécies pertencentes a 32 gêneros
de 25 famílias. Destas, 19 (51,3%) foram listadas por Gatti et al (2005), 1 (2,7%) tiveram sua
ocorrência indicada pela administração do Parque e 17 (46,0%) constituíram novas
ocorrências amostradas neste estudo (Quadro 1). Cabe ressaltar que o trabalho de Gatti et al
(2005) foi o único encontrado em que foi feito um levantamento das espécies exóticas
presentes no PARNASO.
Algumas espécies registradas pela literatura não tiveram sua ocorrência confirmada por este
trabalho, pois não foram encontradas nas áreas amostradas. É o caso das espécies Citrus
limon, Artocarpus heterophyllus, Pinus sp., Hydrangea macrophylla, Ficus pumila, Poa
annua, Melinis minutiflora e Pteridium aquilinum. Isto não quer dizer que estas espécies não
ocorram no Parque, apenas não foram encontradas nas áreas contempladas por este estudo.
Estas espécies podem ocorrer em outras áreas do PARNASO, como por exemplo, foi relatada
pela administração do Parque a presença de Pinus sp. na Trilha da Travessia e Hidrangea
macrophylla nos arredores do Abrigo 4, na Trilha da Pedra do Sino.
Em contrapartida, algumas espécies exóticas encontradas neste estudo ainda não
haviam sido relatadas como de ocorrência no Parque Nacional da Serra dos Órgãos. São as
espécies Citrus cf. reticulata, Citrus cf. sinensis, Syzygium cf. malaccense, Eucalyptus sp.,
Persea americana, Dracaena fragrans, Mangifera indica, Roystonia oleraceae, Euphorbia
milii, Morus cf. nigra, Hibiscus cf. rosa-sinensis, Cordyline terminalis, Tradescantia pallida,
Malvaviscus arboreus e Monstera deliciosa. Três das espécies exóticas encontradas por este
estudo foram avistadas fora das áreas de amostragem (ver Quadro 1).
É interessante destacar que algumas espécies registradas como exóticas pela literatura
que deixavam dúvidas quanto sua origem, foram pesquisadas e classificadas como nativas,
tendo sido, por este motivo, apesar de encontradas em campo, desconsideradas na lista
organizada com base nos resultados das análises deste trabalho.
53
Quadro 1: Espécies exóticas vegetais encontradas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos
Forma biológica Espécie Nome comum Família Origem Uso Principal Local onde a espécie foi encontrada Coordenadas UTM Encontrada por
Arbórea Araucaria angustifolia (Bert.) O. Kuntze** pinheiro-do-paraná Araucariaceae Brasil Produção de madeira - - Gatti et al., 2005
Artocarpus heterophyllus Lamk. jaqueira Moraceae Índia e Malásia Frutífera - - Gatti et al., 2005
Citrus cf. reticulata Blanco tangerina Rutaceae Sudeste asiático Frutífera Em frente ao Centro de Visitantes 707279,19 E 7516088,99 S Este estudo
Citrus cf. sinensis (L.) Osbeck laranja Rutaceae Ásia Frutífera No Poço do Castelo (cachoeira próxima à portaria)
707490,86 E 7516143,06 S Este estudo
Citrus limon (L.) Burm. f. limão Rutaceae Sudeste asiático Frutífera - - Gatti et al., 2005
Cupressus sp cedro Cupressaceae Ásia Ornamental Ao lado da casa do pesquisador 706062 E 7515457 S
Gatti et al., 2005 e este estudo
Eriobotrya japonica (Thunb.) Lindl. nêspera Rosaceae Sudeste da China Frutífera No estacionamento 707113,64 E 7516116,24 S
Gatti et al., 2005 e este estudo
Eucalyptus sp eucalipto Myrtaceae Austrália Produção de madeira Próximo à casa do pesquisador - Este estudo
Mangifera indica L. mangueira Anacardiaceae Sul e sudeste asiático Frutífera No estacionamento 707113,64 E 7516116,24 S Este estudo
Morus cf. nigra L. amoreira Moraceae China e Japão Frutífera No Poço do Castelo (cachoeira próxima à portaria)
707503,38 E 7516147,78 S Este estudo
Persea americana Mill* abacate Lauraceae México Frutífera Nos jardins da sede Guapimirim 705567,35 E 7511090,90 S Este estudo
Pinus sp pinheiro Pinaceae Hemisfério norte Produção de madeira - - Administração do Parque
Roystonea oleracea (Jacq.) Cook palmeira-imperial Arecaceae América Central e Antilhas Ornamental No jardim de uma das casas funcionais (próxima ao Centro de Visitantes)
707256,09 E 7516135,05 S Este estudo
Syzygium cf. malaccense (L.) Merr. & LM Perry.* jambo Myrtaceae Índia e Malásia Frutífera Nos jardins da sede Guapimirim 705590,84 E
7511084,84 S Este estudo
Arbustiva Allamanda cf. schotti Pohl alamanda Apocynaceae Norte e Nordeste do Brasil Ornamental Em frente a uma das casas funcionais (próxima à portaria)
707395,72 E 7516133,44 S
Gatti et al., 2005 e este estudo
Calliandra sp** esponjinha Fabaceae - Ornamental - - Gatti et al., 2005
Cordyline terminalis (L.) Kunth dracena-vermelha Liliaceae Índia, Malásia e Polinésia Ornamental Na portaria e na trilha para o Poço do Castelo
707499,86 E 7516135,10 S Este estudo
Dracaena fragrans* (L.) Ker Gawl. dracena Ruscaceae África Ornamental Margeando a estrada da sede
Guapimirim, próximo à portaria - Este estudo
Euphorbia milii Des Moul. coroa-de-cristo Euphorbiaceae Madagascar Ornamental No jardim de uma das casas funcionais (próxima à portaria) e atrás da portaria.
707380,43 E 7516139,58 S Este estudo
Euphorbia pulcherrima Willd. ex Klotzsch bico-de-papagaio Euphorbiaeceae México Ornamental Aproximadamente à 200m da Trilha
Primavera 706798,93 E 7515918,55 S
Gatti et al., 2005 e este estudo
Hibiscus cf. rosa-sinensis L. hibisco Malvaceae Ásia Tropical Ornamental Próximo à piscina 707194,54 E
7516061,33 S Este estudo
Hidrangea macrophylla (Thunb.) Ser. hortência Hydrangeaceae Japão Ornamental - - Gatti et al., 2005
Malvaviscus arboreus Cav. hibisco Malvaceae México e norte da América do Sul Ornamental Próximo à entrada da Trilha Primavera 706804,94 E
7515935,49 S Este estudo
Musa sp bananeira Musaceae - Frutífera No jardim de uma das casas funcionais (próxima ao Centro de Visitantes)
707281,40 E 7516133,22 S
Gatti et al., 2005 e este estudo
Yucca sp yuca Agavaceae América do Norte, Central e oeste da Índia Ornamental Atrás da pousada 706316,81 E
7515215,09 S Gatti et al., 2005 e
este estudo Rubus rosifolius Smith.** amora silvestre Rosaceae Brasil – Mata Atlântica Frutífera - - Gatti et al., 2005
54
Forma biológica Espécie Nome comum Família Origem Uso Principal Local onde a espécie foi encontrada Coordenadas UTM Encontrada por
Herbácea Ficus pumila L. unha-de-gato Moraceae China, Japão e Austrália Ornamental - - Gatti et al., 2005
Hedychium coronarium J. König lírio-do-brejo Zingiberaceae Ásia Tropical Ornamental Margeando toda a Estrada da Barragem - Gatti et al., 2005 e este estudo
Impatiens cf. balsamina L. beijinho Balsaminaceae Ásia tropical Ornamental - - Gatti et al., 2005 Impatiens walleriana Hook.f. beijinho Balsaminaceae África Ornamental Margeando toda a Estrada da Barragem - Este estudo Melinis minutiflora P. Beauv. capim-gordura Poaceae África Forrageira - - Gatti et al., 2005
Monstera deliciosa Liebm. costela-de-adão Araceae México Ornamental Ao lado do Centro de Visitantes e próximo à Trilha Primavera
707255,36 E 7516123,96 S Este estudo
Pennisetum cf. villosum R. Vr. ex Fresen. - Poaceae Leste da Ásia Forrageira Próximo à casa do pesquisador e na
portaria 707490,86 E 7516143,06 S Este estudo
Pennisetum sp - Poaceae - Forrageira - - Gatti et al., 2005 Poa annua L. - Poaceae Europa Forrageira - - Gatti et al., 2005
Pteridium aquilinum (L.) Kuhn. samambaia-do-campo Pteridófita - Ornamental - - Gatti et al., 2005 Tradescantia pallida (Rose) D.R.
Hunt var. purpurea Boom trapoeraba-roxa Commelinaceae México Ornamental Na portaria 707499,86 E 7516135,10 S Este estudo
*Espécies encontradas durante visita à Sede Guapimirim. Esta área não está incluída nos trabalhos de campo deste estudo, mas optou-se por registrar as espécies exóticas avistadas naquela região.
**Espécies encontradas na literatura nas listagens de espécies exóticas, mas consideradas nativas neste estudo.
55
O levantamento de plantas exóticas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos resultou
no registro de 34 espécies, pertencentes a 24 famílias. Destas, 13 apresentam hábito arbóreo,
10 possuem hábito arbustivo e 11 são de hábito herbáceo. Com base apenas nos trabalhos de
campo, foi registrada a ocorrência de 24 espécies diferentes de 20 famílias, sendo 10 espécies
arbóreas, 9 arbustivas e 5 herbáceas.
Araucaria angustifolia havia sido considerada exótica para a área, talvez por
atualmente esta espécie estar restrita a poucos locais mais ao Sul do Brasil, mas estudos têm
mostrado que sua distribuição anterior aos grandes ciclos de exploração era bastante ampla.
Mesmo sendo uma espécie típica da Floresta Ombrófila Mista, o pinheiro-do-paraná ocorre
em áreas de Floresta Estacional Semidecidual e Floresta Ombrófila Densa, bem como em
refúgios da Serra do Mar e da Serra da Mantiqueira, tendo sido, inclusive, encontrados fósseis
no nordeste brasileiro (IBGE, 1992).
O mesmo ocorreu para a espécie Rubus rosifolius, nativa do sudeste brasileiro e de
ocorrência natural na Mata Atlântica. De acordo com Lorenzi e colaboradores (2006), sua
distribuição vai de Minas Gerais e Rio de Janeiro até o Rio Grande do sul. Já a espécie do
gênero Calliandra (identificada na literatura apenas em nível de gênero) encontrada em
campo foi identificada como Calliandra brevipes, que é originária do sudeste do Brasil,
Uruguai e nordeste da Argentina (LORENZI E SOUZA, 2001), portanto, nativa.
Com relação ao beijinho, na literatura havia sido identificada a espécie Impatiens
balsamina. Entretanto, em campo a espécie encontrada foi identificada como Impatiens
walleriana e não foram encontrados indivíduos da espécie I. balsamina.
A maior parte das espécies exóticas encontradas (51%) são tradicionalmente utilizadas
com fins paisagísticos (Figura 3). É provável que estas espécies tenham sido introduzidas no
Parque em algum momento do passado como ornamentais, já que são amplamente cultivadas
ao redor do mundo com este fim (LORENZI e SOUZA, 2001). O histórico do PARNASO
(ver item Área de Estudo) confirma esta suposição, já que no projeto paisagístico do Parque,
espécies exóticas foram largamente utilizadas na composição dos jardins. Outras espécies
exóticas encontradas, notadamente as arbóreas, são frutíferas (30%). Estas introduções são
explicadas por se acreditar, no passado, que o plantio de árvores frutíferas traria benefícios
para a fauna do Parque, atraindo animais.
56
Figura 3 – Usos das espécies vegetais exóticas encontradas no Parque Nacional da
Serra dos Órgãos, RJ
Das espécies exóticas diagnosticadas no Parque, Hedychium coronarium (lírio-do-
brejo) e Impatiens walleriana (beijinho) são as que ocorrem em maior freqüência nas áreas de
estudo. Das 30 parcelas alocadas ao longo da estrada da Barragem, o beijinho foi encontrado
em 1/3 das parcelas e o lírio-do-brejo em 1/6, todas localizadas na borda da mata. As demais
espécies não foram encontradas no interior de nenhuma parcela alocada, tendo sido avistadas
apenas durante o caminhamento pela Estrada da Barragem. Estas apresentaram populações
compostas por poucos indivíduos isolados e não foram encontrados vestígios de recrutamento.
É notório que o beijinho e o lírio-do-brejo são espécies exóticas invasoras e causam
problemas à biodiversidade local em vista de suas elevadas freqüências.
3.2. Estrutura da vegetação
3.2.1. Estrato arbóreo
Não foi encontrado dentro das parcelas nenhum indivíduo exótico pertencente ao
estrato arbustivo-arbóreo, o que confirma que as populações destas espécies exóticas estão em
baixas densidades nas áreas estudadas do PARNASO.
A estrutura da vegetação arbustivo-arbórea das áreas amostradas apresenta, portanto,
freqüência relativa de 100% para as espécies nativas e 0% para as exóticas. Os demais
parâmetros fitossociológicos mensurados mostraram também valores percentuais máximos
57
para as espécies nativas (densidade relativa e vigor relativo). O índice de valor de importância
(IVI) para a comunidade foi de 300 para as espécies nativas e de 0 (zero) para as exóticas.
Através destas análises fica claro que as espécies arbóreas e arbustivas encontradas pela
metodologia de caminhamento não significam ameaça à flora nativa, pois não estão causando
modificações na estrutura da comunidade.
3.2.2. Estrato herbáceo
No estrato herbáceo, as únicas espécies exóticas amostradas nas parcelas de estudo
foram Impatiens walleriana e Hedychium coronarium. Estes dados confirmam, portanto, as
inferências acerca dos resultados obtidos na fase de identificação das espécies exóticas
ocorrentes no Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Excetuando-se estas duas espécies
herbáceas, as demais espécies exóticas que tiveram sua ocorrência registrada para a Serra dos
Órgãos ocorrem em populações tão pequenas que a metodologia de amostragem utilizada para
o estudo da estrutura da comunidade vegetal não foi capaz de detectá-las.
A estrutura da comunidade vegetal herbácea adjacente à estrada mostrou que na classe
de distância mais externa da floresta (0-10 m de distância da estrada) as espécies exóticas
apresentaram uma freqüência relativa (FR) de 52% contra 48% de todas as espécies nativas.
Em termos de densidade relativa, as espécies exóticas apresentam um valor significativamente
superior (84%) quando contraposto às espécies nativas (16%), o que mostra que no estrato
herbáceo as espécies exóticas dominam o ambiente. O índice de valor de cobertura mostra
também que as espécies exóticas (IVC = 58) cobrem uma área maior que as nativas (IVC =
41,5). As espécies exóticas também apresentaram um valor de importância superior (195,2) ao
das espécies nativas (104,8). Estes dados mostram que, nesta faixa de vegetação, as espécies
exóticas conseguiram se estabelecer na área e obtiveram sucesso na colonização do ambiente,
se dispersando, ocupando o espaço das espécies nativas e substituindo estas na paisagem.
Estas espécies, nas áreas em que ocorrem, estão levando vantagens competitivas sobre as
nativas e exercendo dominância sobre estas no ambiente, o que explica as densidades bem
superiores apresentadas por estas. Isto fica mais evidente quando se considera que os valores
apresentados pelas espécies exóticas são referentes a apenas duas espécies (Impatiens
walleriana e Hedychium coronarium).
As análises de estrutura da vegetação nas áreas amostradas do estrato herbáceo
mostraram que nas faixas de vegetação mais internas da floresta (20-30 m e 40-50 m a partir
da borda formada pela estrada) não há a ocorrência de espécies exóticas. Nestas classes de
distância as espécies nativas apresentaram valores de freqüência relativa (FR), densidade
58
relativa (DR) e vigor relativo (VR) iguais a 100% e um valor de importância na comunidade
(IVI) igual a 300 (limite superior do índice), já que espécies exóticas não contribuíram na
composição da comunidade. As áreas mais internas das florestas, de modo geral, sofrem
menor influência dos efeitos de borda e menor pressão antrópica, sendo, por estas razões
menos sujeita a invasões. A própria vegetação funciona como uma barreira à dispersão das
espécies exóticas para o interior, tamponando o sistema de modo a torná-lo mais resistente a
impactos.
Os valores do Índice de Dispersão de Morisita encontrados para as populações de
Hedychium coronarium e Impatiens walleriana foram 1,74 (F = 17,835; p < 0,05) e 4,29 (F =
99,289; p < 0,05), respectivamente. Estes valores indicam um padrão de distribuição agregado
para as populações das duas espécies (Id > 1). Janzen (1976 apud ANTONINI e NUNES-
FREITAS, 2004), afirma que o padrão de distribuição agregado está relacionado à espécies
vegetais de dispersão zoocórica ou autocórica, à quantidade de sementes produzidas e à
duração do período de frutificação. O lírio-do-brejo apresenta síndrome de dispersão do tipo
zoocoria e o beijinho se dispersa por autocoria (ver Anexo 2), o que justifica o padrão de
dispersão encontrado para as espécies.
Entretanto, nestas espécies a reprodução assexuada (ou clonal) é mais importante que
a por sementes. Begon e colaboradores (2006), explicam que quando a presença de um
indivíduo atrai ou dá origem a outro perto deste a distribuição desta espécie também se dá por
agregados. Hedychium coronarium e Impatiens walleriana também se enquadram neste caso,
em função da realização de dispersão por clones. Estas duas espécies apresentam crescimento
clonal em forma de falanges, nome dado em analogia às falanges – unidades de infantaria –
do exército romano, fortemente protegidos por seus escudos presos em volta da formação.
Nesta estratégia de dispersão as distâncias entre os clones são curtas as matrizes são
protegidas por estes. As espécies, então, expandem seus clones devagar, mantendo a área
ocupada originalmente por longos períodos e penetrando facilmente por entre as plantas
vizinhas. Com isso, a capacidade competitiva desta espécie é aumentada e ela consegue
facilmente se estabelecer e se expandir pelo ambiente, excluindo as demais espécies que ali
ocorriam originalmente (LOPEZ et al., 1994; LOVETT DOUST e LOVETT DOUST, 1982).
Ainda de acordo com Begon e colaboradores (2006), a dispersão agregada ocorre
também quando os indivíduos têm maiores chances de sobreviver em (ou tendem a ser
atraídos para) determinadas partes do ambiente. Os fatores relacionados ao microclima podem
explicar este padrão, pois são formadas áreas em que as condições para o desenvolvimento
destas espécies são propícias.
59
3.3. Distribuição das espécies exóticas no ambiente e os fatores que a influenciam
Foram detectadas significativas diferenças (P < 0,05) nos índices ecológicos
analisados entre as classes de distância das parcelas de estudo em relação à estrada. 100% dos
indivíduos exóticos amostrados se concentraram na borda da mata, na faixa que vai de 0 a
10m na direção estrada – interior da floresta. Ribeiro (2006) encontrou o mesmo padrão de
distribuição para a espécie Dracaena fragrans no Parque Nacional da Tijuca. Esta espécie
está amplamente distribuída nas margens das estradas principais da unidade de conservação,
mas a medida que se afasta das bordas em direção ao interior da floresta nota-se um declínio
na densidade populacional da espécie. Declínios na presença de espécies exóticas em função
do distanciamento das estradas ou bordas foram observados também no Parque Nacional
Glacier (Montana - EUA), na Califórnia, no Deserto de Mojave e no Parque Nacional de
Canyonlands (GELBARD e BELNAP, 2003).
Gelbard e Belnap (2003), em seu estudo, observaram que áreas distantes de estradas
apresentam menos espécies exóticas do que próximas a estradas, bem como a riqueza de
espécies exóticas tende a aumentar e a riqueza das nativas tende a diminuir em áreas próximas
a estradas melhor pavimentadas quando comparadas a estradas mais rústicas. Neste estudo os
autores encontraram também correlações entre a riqueza de espécies exóticas e a largura da
estrada adjacente. Estudando a Trilha do Poço Preto no Parque Nacional da Iguaçu, Rodolfo e
colaboradores (2007) detectaram também que a maioria das espécies exóticas registradas se
concentra em suas margens ou a poucos metros no interior da mata.
Blum e colaboradores (2005) constataram que a grande maioria dos indivíduos das
espécies exóticas encontradas na APA de Guaratuba, Paraná, ocorre na faixa de vegetação
mais próxima das margens da Represa do Vossoroca. As bordas florestais atuam como
facilitadoras da chegada de propágulos e do desenvolvimento de espécies oportunistas e de
rápido crescimento, como as espécies exóticas. Estas espécies se aproveitam das alterações no
ambiente em decorrência das ações humanas para invadirem estes locais. Normalmente as
espécies exóticas apresentam outra característica que as ajuda na colonização de ambientes de
borda: são pouco exigentes quanto às condições ambientais.
No caso específico de trilhas e estradas abertas em meio à mata nativa em unidades de
conservação, estas podem funcionar como porta de entrada para espécies exóticas através dos
seus visitantes e funcionários. Os veículos e pedestres que transitam por estas estradas podem
disseminar sementes que trazem consigo acidentalmente e, caso estas encontrem condições
60
ambientais favoráveis, podem germinar e se estabelecer no ambiente culminando em novas
invasões.
Foram investigadas possíveis razões que explicassem a preferência das espécies
Hedychium coronarium e Impatiens walleriana em ocorrer nas bordas florestais. Aspectos
como temperatura, umidade relativa do ar e, de forma indireta, a incidência luminosa na área
(através da taxa de cobertura do dossel) poderiam ser responsáveis por restringir a área de
ocupação das espécies em estudo.
Em relação à variável temperatura não foram notadas diferenças significativas (P >
0,05) para o mês de setembro nas medições realizadas (Figura 4). Já para o mês de outubro
(Figura 5), as temperaturas no interior da floresta e nas áreas de borda mensuradas se
mostraram diferentes (P < 0,05), sendo as duas faixas mais internas (20 -30 m e 40-50 m)
mais frias que a faixa mais externa (0-10 m). No entanto, entre aquelas não foram sentidas
diferenças, como pode ser visto na tabela 1.
Figura 4 – Temperaturas médias nas classes de distância da vegetação em relação à estrada
no mês de setembro de 2008
61
Figura 5 – Temperaturas médias nas classes de distância da vegetação em relação à estrada
no mês de outubro de 2008
Tabela 1 – Temperaturas médias nas classes de distância borda-interior de vegetação no mês
de outubro de 2008
Classes de distância (m) Temperatura (°C) 0-10 21,3 ± 0,80a
20-30 20,1 ± 0,77b
40-50 19,4 ± 0,94b
Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade.
As medições de umidade relativa do ar apresentaram o mesmo padrão da temperatura,
ou seja, não foram exibidas diferenças significativas (P > 0,05) entre os dados coletados em
setembro (Figura 6), mas em outubro (Figura 7) os valores encontrados diferiram
significativamente entre si (P < 0,05). Quando comparadas as médias de umidade relativa do
mês de outubro nas áreas de estudo, a média dos valores encontrados nas parcelas localizadas
entre 20 e 30 e entre 40 e 50 m não diferem entre si, mas são significativamente maiores do
que a média dos valores mensurados nas parcelas de 0 a 10 m da borda da floresta (Tabela 2).
62
Figura 6 – Umidade Relativa (UR) nas classes de distância da vegetação em relação à estrada
no mês de setembro de 2008
Figura 7 – Umidade Relativa (UR) nas classes de distância da vegetação em relação à estrada
no mês de outubro de 2008
Tabela 2 – Valores médios de Umidade Relativa (UR) nas classes de distância borda-interior
de vegetação no mês de outubro de 2008
Classes de distância (m) UR (%) 0-10 77,1 ± 3,35a
20-30 81,1 ± 2,31b
40-50 83,8 ± 3,12b
Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade.
63
Foram detectadas diferenças significativas (P < 0,05) nas taxas de cobertura do dossel
entre as diferentes classes de distância da estrada nas áreas amostradas (Tabela 3). As áreas
localizadas entre 40 e 50 m de distância da estrada são mais sombreadas que aquelas entre 0 e
10 m de distância (Figura 8). No entanto, as parcelas localizadas entre 20 e 30 m de distância
da borda não foram significativamente diferentes em termos de sombreamento quando
comparadas às parcelas mais externas nem tampouco se comparadas às parcelas mais internas.
Estas análises demonstram que é formado um gradiente, em que o sombreamento aumenta à
medida que se caminha em direção ao interior da mata.
Tabela 3 – Taxas de sombreamento nas classes de distância borda-interior de vegetação
analisadas
Classes de distância (m) Sombreamento (%) 0-10 71,6 ± 6,18a
20-30 75,4 ± 5,16ab
40-50 79,2 ± 3,12b
Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade.
Figura 8 – Taxas de sombreamento nas diferentes classes de distância da vegetação em
relação à estrada.
Existe forte correlação linear negativa (r = -0,869) entre a presença de espécies
exóticas e a taxa de sombreamento da área. Ou seja, existe uma tendência de aumento na
presença das espécies exóticas à medida que o sombreamento diminui. Esta correlação
64
confirma a observação feita de que as espécies exóticas encontradas no estudo de estrutura da
vegetação - beijinho e lírio-do-brejo – ocorrerem apenas nas parcelas com menor grau de
sombreamento. Schumacher e Poggiani (1993), explicam que o microclima de uma floresta
caracteriza-se, primeiramente, pela modificação sofrida na luz que penetra através da
cobertura das árvores. Nas florestas tropicais a iluminação sob o dossel pode descer ao
intervalo de 0,1 a 1% da iluminação de um terreno descoberto. A ação das copas das árvores
na absorção seletiva da luz resulta na formação de um microclima diferenciado sob a floresta,
que não se mostrou favorável ao estabelecimento das espécies exóticas ou, nestas áreas, as
espécies nativas se mostram mais competitivas.
Em relação à temperatura e umidade relativa do ar, os dados obtidos mostram que
existe uma tendência das áreas mais internas da floresta apresentarem maior umidade relativa
e menor temperatura. Entretanto, seria ideal que a coleta de dados tivesse sido realizada
durante o período de um ano, a fim de ser verificada a influência da sazonalidade nas
diferenças entre as diferentes faixas de vegetação para as variáveis mensuradas. A
insuficiência de medições pode acarretar em análises errôneas, mas, de modo geral, existe um
consenso de que o microclima nas bordas florestais apresenta maior temperatura, menor
umidade relativa, maior incidência luminosa (ou menor grau de sombreamento) e maior
exposição a ventos (BALDISSERA e GANADE, 2005; FERNANDEZ, 2004; LAURANCE e
BIERREGAARD Jr, 1997; PRIMACK e RODRIGUES, 2002). Admite-se, portanto, uma
queda significativa na temperatura e aumento na umidade relativa do ar à medida que se
percorre o gradiente borda-interior de floresta, como mostraram os dados coletados em
outubro de 2008. As variáveis temperatura e umidade relativa também estão correlacionadas
com a presença das espécies exóticas na área de estudo. Existe correlação direta entre
temperatura e a presença de espécies exóticas (r = 0,925) e a umidade relativa está
inversamente correlacionada à presença das exóticas (r = -0,914). Isto quer dizer que a
ocupação das áreas estudadas pelas espécies exóticas aumenta à medida que a temperatura
aumenta e a umidade relativa cai.
Pela análise de Regressão Linear Múltipla, a relação entre a densidade de espécies
exóticas encontradas nos sítios de estudo e as variáveis microclimáticas (temperatura,
umidade relativa do ar e taxa de sombreamento) pode ser explicada pela equação y = -
6706,840392 + 290,610*x1+ 52,110*x2 - 43,012*x3, onde y é a densidade de espécies exóticas
na área, x1 é a variação na temperatura, x2 é a variação na umidade relativa do ar e x3
representa a taxa de cobertura do dossel. Os valores calculados durante a regressão para o
teste t de Student mostraram que todos os coeficientes são significativos. O valor obtido para
65
o coeficiente de determinação R2 (0,868) foi relativamente alto, o que indica um poder de
explicação da equação de regressão de 86,8%. A tabela ANOVA permite inferir sobre a
qualidade geral da regressão. Analisando o teste F e o valor de p (0,191) percebe-se que a
equação de regressão se mostra significante, ou seja, a regressão tem boa qualidade.
Pela equação de regressão múltipla, que leva em consideração os efeitos da
codependência entre as variáveis incluídas na análise, pode-se dizer que as densidades
populacionais do beijinho e do lírio-do-brejo aumentam com o aumento na temperatura do ar,
permanecendo os outros fatores constantes. Ocorre também um aumento na densidade das
espécies exóticas se a umidade relativa for aumentada, mantendo-se constante todas as demais
variáveis. Pode-se perceber, para esta variável, que a regressão linear múltipla contradiz o
resultado da correlação simples, o que pode ser explicado em função da análise de correlação
não levar em consideração o efeito das outras variáveis independentes (indicadores
ambientais) sobre a variável dependente (densidade de espécies exóticas). É interessante
mencionar ainda que a correlação mede a força de relacionamento entre duas variáveis,
enquanto a regressão dá a equação que descreve como se dá esse relacionamento em termos
matemáticos. Ainda analisando a equação de regressão obtida, pode-se dizer que o grau de
sombreamento tem o efeito de diminuir a densidade de espécies exóticas, os outros fatores
permanecendo iguais.
Pode-se dizer então que I. walleriana e H. coronarium possuem características
biológicas que permitem que estas ocorram e/ou tenham maior facilidade em colonizar áreas
mais quentes e com menor grau de sombreamento. Como já foi dito, uma das características
das espécies exóticas invasoras é a baixa exigência em condições ambientais específicas. Por
esta razão, elas conseguem colonizar áreas que as espécies nativas mais exigentes têm
dificuldade em se estabelecer e conseguem excluí-las por competição. No interior da mata
outras espécies estão em condições ótimas para sua sobrevivência, tendo maiores chances
competitivas contra espécies invasoras. Com relação à umidade relativa do ar, a equação de
regressão diz que a um aumento nesta variável corresponde um aumento na ocorrência de
exóticas. Esta análise se torna mais evidente quando confrontada com as observações de
campo, em que foi notado que estas espécies ocorrem com maior freqüência em áreas
próximas à cursos d’água, ou seja, com maior grau de umidade.
Outras variáveis não contempladas neste trabalho podem também exercer influência
sobre a distribuição das espécies exóticas nas áreas de estudo. A umidade do solo pode ser
importante para I. walleriana e H. coronarium, visto que estas espécies acumulam grandes
quantidades de água (ver capítulo 2). H. coronarium, particularmente, ocorre próxima à
66
coleções d’água e é considerada por alguns autores uma macrófita aquática (Anexo 2). O tipo
e fertilidade do solo e a topografia da área também podem ser responsáveis pela ocorrência
das espécies em alguns locais e ausência em outros.
3.4. Espécies exóticas invasoras que causam problemas ao ecossistema nativo
Como dito anteriormente, a fração exóticas foi representada nas parcelas de estrutura
da comunidade vegetal por apenas duas espécies: beijinho e lírio-do-brejo. Estas espécies
foram introduzidas com fins ornamentais e se dispersaram alcançando outras áreas
(CRONEMBERGER e VIVEIROS DE CASTRO, 2007). A dominância destas espécies sobre
as nativas mostra que as características biológicas destas espécies (Anexo 2) permitiram que
elas se adaptassem muito facilmente ao novo ambiente e proporcionaram vantagens
competitivas a estas em relação às espécies nativas nas condições encontradas nas áreas em
que ocorrem. Outras vantagens encontradas por estas espécies foram a ausência de predadores
e parasitas, por exemplo, já que não é comum a observação de vestígios de herbivoria ou
doenças nestas espécies em campo.
Como resultado, as espécies se alastraram pela área de uso intensivo do Parque.
Contudo, elas estão limitadas às bordas florestais. Foi observado, de forma rara e fora das
parcelas de estudo, que em situações de interior de floresta o beijinho estava presente
iniciando a colonização em algumas clareiras e o lírio-do-brejo começa a penetrar na mata
acompanhando os córregos na sua dispersão. O lírio-do-brejo, particularmente, ocorre
preferencialmente nas proximidades dos cursos d’água. A estratégia de dispersão em
agregados apresentada por estas espécies permite que elas formem densos blocos e chegam a
excluir localmente as espécies nativas (Figuras 9 e 10). De acordo com Williamson (1996),
um dos efeitos ecológicos conhecidos provocados por populações de espécies exóticas é o
crescimento em densas concentrações, excluindo outras espécies. Com base na alta freqüência
destas espécies e na dominância destas sobre as nativas, pode-se dizer que elas acabam por
ocupar nichos das espécies nativas, causando um desequilíbrio ecológico local.
67
Figura 9 – Área no PARNASO com ocorrência da espécie Impatiens walleriana (beijinho).
Foto: Michelle Ribeiro
Figura 10 – Área no PARNASO com ocorrência da espécie Hedychium coronarium (lírio-do-
brejo). Foto: Michelle Ribeiro
68
É interessante mencionar que, segundo informações do Instituto Hórus (2008), as duas
espécies são consideradas invasoras em diversos outros locais no Brasil e no mundo. No
banco de dados on-line do Instituto há registros da espécie H. coronarium invadindo áreas nos
estados do Mato Grosso do Sul, Minas Gerais, Paraná, Rio de Janeiro (na Reserva Biológica
da União e na Reserva Biológica de Poço das Antas), Rio Grande do Sul, Santa Catarina e
São Paulo. Invade também áreas úmidas e sub-bosques da Floresta Atlântica comumente
colonizando as zonas litorâneas, tendo sido encontrada na Estação Ecológica do Tripuí, Ouro
Preto, MG (SANTOS et al, 2005b). A espécie também é considerada invasora no Havaí
(TUNISON, 1991) e na Flórida (GILMAN, 1999). De acordo com o GISP (2009), a espécie
ocorre ainda na Polinésia Francesa, Ilha de Guadalupe (Caribe), Ilha de Martinica (Caribe),
Nova Caledônia, na Ilha da Reunião, nas Ilhas Samoa, em Galápagos, na Micronésia, Ilhas
Fiji, Guam, Japão, Austrália e nas Ilhas Maurício.
Já para a espécie I. walleriana os locais de invasão registrados são várias áreas
protegidas em Minas Gerais, Paraná, Rio Grande do Norte, Rio Grande do Sul, Santa Catarina
e São Paulo. De acordo com Lorenzi e Souza (2001) o beijinho é encontrado também em
locais abertos por toda a Serra do Mar. Segundo o GISD (2009), I. walleriana ocorre também
na Polinésia Francesa, Guadalupe, Martinica, Nova Caledônia e na Ilha da Reunião, sendo
comum em países quentes.
Por serem as espécies H. coronarium e I. walleriana as que ocorrem em densidades
populacionais maiores, causando problemas à biodiversidade do Parque Nacional da Serra dos
Órgãos, foram testadas técnicas para controle e gestão das populações destas espécies.
CAPÍTULO II
GESTÃO E MANEJO DE ESPÉCIES EXÓTICAS NO PARQUE
NACIONAL DA SERRA DOS ÓRGÃOS
70
1. Introdução Invasões biológicas são consideradas atualmente uma grande ameaça à biodiversidade
e causam sérios problemas em Unidades de Conservação (CRONK e FULLER, 1995;
MARTINS et al., 2004; WILLIAMSON, 1996). Para o Parque Nacional da Serra dos Órgãos,
foram registradas 34 espécies vegetais exóticas, sendo as espécies Impatiens walleriana e
Hedychium coronarium aquelas que causam os maiores problemas ao Parque. Estas espécies
podem ser consideradas invasoras nas áreas em que ocorrem, pois causam danos às espécies
nativas em virtude de sua ampla distribuição e elevada abundância.
É interessante o registro encontrado da espécie H. coronarium na Flora Brasiliensis
(VON MARTIUS e EICHLER, 1844), indicando que sua introdução no Brasil seja anterior ao
ano de 1844, data de publicação da obra. Para I. walleriana ainda não foram encontrados
indícios da data de sua introdução. Contudo, sabe-se que o fator responsável pela introdução
destas duas espécies no Brasil foi a forte influência européia na tradição paisagística
brasileira. As principais influências sofridas pelo Brasil – francesa e inglesa – ditaram o
repertório de elementos utilizados na composição dos projetos paisagísticos (SANTOS et al.,
2005a). Com isto, era maciça a utilização de espécies exóticas nos jardins e espaços públicos
brasileiros, tendo sido desta forma introduzidas as espécies alvo deste estudo.
No PARNASO foram observados trechos em que ocorre monodominância por estas
espécies, que parecem estar se expandindo gradativamente, colonizando novas áreas.
Algumas clareiras abertas no meio da mata apresentam indivíduos de I. walleriana e a espécie
H. coronarium parece estar acompanhando o leito do rio e colonizando áreas mais internas.
Portanto, sugere-se que o comportamento destas espécies nas áreas estudadas é invasor,
podendo causar a exclusão competitiva de espécies da flora nativa e afetando indireta e
negativamente animais nativos, já que comprometeria a disponibilidade de recursos.
Desta forma, intervenções para a retirada destas espécies dos habitats invadidos estão
se tornando ferramentas essenciais para a manutenção da biodiversidade local (WILCOVE e
CHEN, 1998). No entanto, as ações de gestão de espécies exóticas invasoras devem ser
baseadas em estudos e experimentos prévios para determinar o método mais eficiente para o
controle das populações invasoras. Desta forma pode-se escolher o método mais eficiente,
obtendo sucesso nas intervenções de manejo e causando o mínimo impacto sobre a biota
nativa.
Para atender a este requisito, neste capítulo procurou-se conduzir experimentos de
campo para o manejo das espécies Impatiens walleriana e Hedychium coronarium, a fim de
71
levantar informações sobre seu controle na área de estudo. Ao final dos experimentos e com
base nos resultados obtidos, são propostas ações de manejo das áreas com as espécies
invasoras estudadas. São também discutidas as medidas a serem adotadas em relação às
demais espécies exóticas encontradas nas áreas estudadas do Parque Nacional da Serra dos
Órgãos.
2. Metodologia
A partir do levantamento populacional das espécies vegetais exóticas e com base nos
dados obtidos, foi instalado um experimento in-situ para testar o adequado controle das
espécies com as maiores densidades populacionais. Com o objetivo de determinar o método
mais adequado para a realização do controle das espécies invasoras Impatiens walleriana
(beijinho) e Hedychium coronarium (lírio-do-brejo), os experimentos seguiram a metodologia
abaixo descrita.
Diferentes métodos foram aplicados para cada espécie em separado e testados em
áreas com diferentes graus de infestação das espécies invasoras. O critério adotado dividiu as
áreas em que as espécies ocorriam em três classes: alta, média e baixa infestação. Foi
convencionado que as áreas com alta infestação de espécies invasoras são aquelas em que a
espécie ocorre em uma parcela maior ou igual a 67% da unidade amostral. Locais com médio
grau de infestação têm entre 34 e 66% da área coberta pelas espécies alvo e áreas com baixa
infestação possuem menos de 33% de ocorrência das espécies alvo deste estudo.
Para a diferenciação destas áreas foi determinada a porcentagem de cobertura das
espécies. Foram tiradas fotos das áreas que comporiam as parcelas de estudo. Com o auxílio
de um editor de imagens (Photoshop versão CS2), as parcelas foram divididas em 100 partes
iguais, sendo computado o número de quadrantes em que a espécie alvo ocorria, que
corresponde ao percentual da área que a espécie ocupa.
Com o objetivo de determinar o comportamento das espécies frente às técnicas de
manejo em situações extremas, os tratamentos foram testados em áreas classificadas com alta
e baixa infestação das espécies em estudo. As áreas de estudo novamente foram escolhidas às
margens da Estrada da Barragem, um trecho da zona de uso intensivo do Parque, na sede
Teresópolis (Figura 1). Não foram utilizadas as mesmas parcelas do Capítulo 1 em que as
espécies foram encontradas por estas não satisfazerem as condições de cobertura
estabelecidas. Foi feita então uma nova varredura nas margens da estrada para localizar áreas
com elevada (Figuras 2 e 3) e baixa freqüência (Figuras 2 e 3) das espécies alvo.
72
73
Figura 2 – Áreas infestadas pela espécie Impatiens walleriana. (a) área com alta infestação (≥
67%) e (b) área com baixa infestação (≤ 33%). Fotos: Michelle Ribeiro
Figura 3 – Áreas infestadas pela espécie Hedychium coronarium. (a) área com alta infestação
(≥ 67%) e (b) área com baixa infestação (≤ 33%). Fotos: Michelle Ribeiro
Foram testados os efeitos de dois métodos de controle mecânico sobre a espécie
Hedychium coronarium: corte-raso e arranquio das plantas. Para Impatiens walleriana foi
testado apenas o arranquio. Além das parcelas testemunhas, em que não foram aplicados
quaisquer tratamentos. É interessante salientar que para I. walleriana não foi testado o corte
raso em virtude da textura da espécie. Como a espécie é bastante tenra, proceder o arranquio
se torna uma tarefa fácil e o corte raso, por sua vez, se torna dispensável. O corte raso é
recomendado para espécies difíceis de serem removidas com raiz, seja pelo porte da espécie
ou seu tipo radicular, seja por características do solo ou a distribuição das nativas na área
agirem como impedimento.
Nas áreas selecionadas para a implantação do experimento foram alocadas as parcelas
de estudo de modo aleatório. O arranjo experimental seguiu o delineamento de blocos ao
a b
a b
74
acaso com três repetições para cada tratamento. Cada parcela foi constituída por dois metros
de largura por cinco metros de comprimento, perfazendo uma área útil de 10 m2.
Cinco quadrados de 0,5 x 0,5 m (0,25 m2) foram lançados aleatoriamente em cada
parcela experimental e, na área delimitada por cada quadrado, foi computado o número de
ramets das espécies estudadas encontrados. Para efeitos práticos, foram contabilizados
ramets13 das espécies estudadas no lugar de indivíduos (genets), já que como as espécies se
reproduzem vegetativamente é extremamente difícil a separação dos genets. Desta forma
também os resultados reproduzem a ocupação espacial das espécies nas áreas infestadas.
A produção de biomassa foi determinada apenas nas parcelas em que foram aplicados
os diferentes métodos de controle mecânico das espécies. Para tanto, recolheu-se todo o
material presente em cada quadrado de 0,25 m2 nas parcelas. Após a determinação da massa
total fresca por parcela, as amostras foram secas em estufa de ventilação forçada a 60°C por
72 horas, para posterior pesagem da matéria seca total.
O intervalo de tempo para avaliação da eficiência dos tratamentos testados foi
estabelecido em função do ciclo das espécies. Impatiens walleriana floresce após 8 a 10
semanas do plantio e Hedychium coronarium floresce num período de 4 a 6 meses depois da
germinação. Desta forma, as coletas de informações foram realizadas aos 20, 40 e 60 dias
após a aplicação dos tratamentos para a espécie Impatiens walleriana e aos 20, 40, 60, 80, 100
e 120 dias após tratamentos para a espécie Hedychium coronarium. Da mesma forma um
quadrado de 0,5 m de lado foi locado aleatoriamente cinco vezes em cada parcela
experimental a cada ocasião. Nestes quadrados foi contabilizado o número de indivíduos
encontrados. Na última avaliação para cada espécie foi determinada a biomassa que regressou
ao sistema seguindo a metodologia indicada anteriormente.
Diferenças entre os métodos de manejo foram testadas através da aplicação da análise
de variância seguida do teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade para as densidades
populacionais das espécies na última avaliação após aplicação dos tratamentos. Do mesmo
modo foi testada a existência de diferenças significativas entre a aplicação dos métodos de
manejo em áreas com baixas e altas taxas de infestação pelas espécies exóticas.
13 Um genet (também chamado de colônia clonal) é um grupo de indivíduos geneticamente idênticos, originados por reprodução vegetativa a partir de um ancestral comum. Em plantas, refere-se como ramet a cada “indivíduo” em uma população como esta. Embora muitas espécies vegetais se reproduzam sexuadamente através da produção de sementes, outras se reproduzem por estolões ou rizomas subterrâneos e formam colônias clonais. Acima do solo estas plantas parecem ser indivíduos distintos, mas permanecem interconectados e são todos clones. Não é sempre simples reconhecer uma colônia clonal, especialmente se ela se espalha subterraneamente e também ocorre reprodução sexuada.
75
3. Resultados e discussão 3.1. Impatiens walleriana Os resultados obtidos mostram que após a aplicação do controle mecânico por
arranquio, as médias das densidades populacionais da espécie I. walleriana, após 60 dias,
continuam abaixo daquelas inicialmente encontradas nas áreas de estudo (Figuras 4 e 5).
47,2 47,2 4850,67
60,2758,67
0 0 0,53 0,800
10
20
30
40
50
60
70
Início Intervenção 20 dias 40 dias 60 dias
Den
sida
de Pop
ulaciona
l (ram
ets/m2)
Tempo
Controle Arranquio
Figura 4 – Resposta de I. walleriana ao manejo por arranquio em áreas com baixas
densidades populacionais, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ.
186,40186,40 191,20 194,13
208,53204,53
0 0 2,13 3,20
50
100
150
200
250
Início Intervenção 20 dias 40 dias 60 dias
Den
sida
de Pop
ulaciona
l (ram
ets/m2)
Tempo
Controle Arranquio
Figura 5 – Resposta de I. walleriana ao manejo por arranquio em áreas com altas densidades
populacionais, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ.
76
Os resultados indicaram que em áreas com baixas densidades populacionais quanto em
áreas com altas densidades o método de arranquio mostra-se eficaz para o controle de I.
walleriana. Na área em que a espécie foi encontrada em menores densidades, inicialmente foi
observada uma média de 58,7 ramets/m2 e, 60 dias após o arranquio das plantas, apenas 0,8
ramets/m2 foram encontrados. Já nas parcelas alocadas nos locais onde havia altas densidades
populacionais da espécie, antes da aplicação do método de controle havia 204,5 ramets/m2 e
na última avaliação após sua aplicação foram encontrados 3,2 ramets/m2. Nos gráficos
apresentados pode-se perceber também, por meio das densidades populacionais encontradas
nas parcelas controle, que a população de I. walleriana mostra uma tendência à ascensão.
Entretanto, este aumento populacional pode também ser atribuído à uma característica
intrínseca da espécie ou uma resposta às variações climáticas locais. A continuidade dos
estudos poderá confirmar estas suposições, pois o conhecimento biológico e ecológico que se
tem atualmente sobre a espécie é muito restrito. Conntudo, o aumento populacional
observado, associado às altas densidades populacionais, corrobora a inferência de esta espécie
possuir caráter invasor e deslocar as espécies da flora nativa nas áreas em que ocorre e
dominar o ambiente. Desta forma, pode-se afirmar ser recomendável o uso de métodos de
controle para a população desta espécie no PARNASO.
Foram observadas significativas diferenças (P < 0,05) entre as densidades
populacionais da espécie I. walleriana encontradas nas parcelas de estudo 60 dias após a
aplicação dos tratamentos (Tabela 1). Estes resultados mostram a eficiência do arranquio no
controle populacional desta espécie, já que ao final do experimento ela continua com
densidades bastante inferiores às encontradas inicialmente.
Tabela 1 – Comportamento quantitativo da população de I. walleriana após 60 dias da
aplicação dos métodos de controle.
Método de controle
Situação
Baixa densidade Alta densidade
Densidade Populacional (ramets/m2)
Controle 60,27 ± 26,56a 208,53 ± 39,07a
Arranquio 0,80 ± 0,80b 3,20 ± 0,80b
Médias seguidas de letras iguais na coluna não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de
probabilidade.
77
A partir das densidades populacionais encontradas, foram calculadas as taxas de
regeneração da espécie que, 60 dias após a aplicação do tratamento, mostram um retorno de
apenas 1,36% e 1,56%, respectivamente, em baixa e alta densidade populacional (Figuras 6 e
7).
Figura 6 – Taxas de regeneração da espécie I. walleriana aos 60 dias após intervenção de
manejo, em situação de baixa densidade populacional.
Figura 7 – Taxas de regeneração da espécie I. walleriana aos 60 dias após intervenção de
manejo, em situação de alta densidade populacional.
78
Pelas figuras acima pode ser observado que o crescimento populacional da espécie
durante o experimento nas áreas manejadas foi menor do que nas áreas que não sofreram
intervenção. Em áreas com baixas densidades populacionais de I. walleriana, aos 60 dias, foi
observado um aumento na ocupação do espaço pela espécie da ordem de 27,68% nas parcelas
que não sofreram intervenção e 1,36% nas áreas manejadas. Já nas áreas com altas densidades
populacionais da espécie, as taxas de aumento foram de 11,87% nas parcelas controle e de
1,56% nas parcelas que sofreram o arranquio. Estas menores taxas de crescimento e a redução
na densidade de I. walleriana nas parcelas de arranquio evidenciam a eficiência de controle
do método empregado, comprovando a viabilidade de sua utilização sobre a espécie estudada.
Entretanto não foram observadas diferenças significativas (P>0,05) na eficiência do
tratamento quando este é aplicado em áreas com baixa ou alta infestação da espécie.
Foram encontradas grandes diferenças entre a biomassa encontrada antes da aplicação
do método de controle mecânico e após este, nas parcelas experimentais. Os valores médios
de produção de biomassa mostram que em baixas densidades populacionais, o teor de matéria
seca de I. walleriana nas parcelas de estudo foi reduzido de 1.147 Kg.ha-1 para 13 Kg.ha-1.
Em áreas com densidades maiores da espécie foi observado o mesmo padrão, uma redução de
1.920 Kg.ha-1 para apenas 27 Kg.ha-1(Figura 8).
0
500
1000
1500
2000
Baixa densidade Alta densidade
1147
1920
13 27
Massa Seca (Kg/ha
)
Inicial Final
Figura 8 – Produção de matéria seca nas parcelas de arranquio da espécie I. walleriana.
Estes resultados mostram uma remoção de aproximadamente 99% da biomassa desta
espécie exótica do ecossistema nativo, nas duas situações de ocupação do ambiente pela
espécie.
79
É importante ressaltar que os experimentos realizados neste estudo foram observados
por um período curto de apenas 60 dias. Como o conhecimento sobre a biologia e ecologia
desta espécie é muito restrito, a continuidade do monitoramento das áreas manejadas está
sendo feito e poderá demonstrar se no médio e longo prazo os padrões observados até aqui se
repetem.
Através das figuras 9 e 10 abaixo pode ser avaliada visualmente a eficiência do
método mecânico de controle da espécie I. walleriana através da diferença na ocupação das
áreas de estudo por esta antes e após a intervenção de manejo.
Figura 9 – Área com baixa densidade da espécie Impatiens walleriana em que foi testado o
arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção de
manejo e (c) 60 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro
a
c b
80
Figura 10 – Área com alta densidade da espécie Impatiens walleriana em que foi testado o
arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c)
60 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro
Como se pode perceber através das imagens, a flora nativa demora a colonizar o
ambiente, o que deixa as áreas manejadas expostas à novas invasões. Além disso, as áreas
ficam sujeitas também a outros tipos de impactos como, por exemplo, um maior índice de
erosão do solo e de nutrientes, com o conseqüente assoreamento e eutrofização de córregos
próximos, abandono pela fauna, aumento da insolação e da temperatura do ar e do solo, queda
na umidade relativa, entre outros. Para que impactos como estes não ocorram durante as
intervenções de manejo desta espécie no Parque Nacional da Serra dos Órgãos devem ser
tomados cuidados. O plantio imediato de espécies nativas de crescimento rápido pode
favorecer a recuperação das áreas submetidas ao manejo, potencializando seus resultados.
Na área em que o beijinho ocorria em grandes concentrações, notou-se que houve em
uma das parcelas, num primeiro momento, o domínio da área pela espécie nativa Hydrocotyle
sp. (Araliaceae) que se beneficiou em muito com a remoção da espécie exótica. Para evitar
este tipo de problema, também é recomendável que seja associado ao arranquio o plantio de
espécies nativas de rápido crescimento. Desta forma a área é sombreada e ocupada mais
rapidamente, evitando novas invasões e reduzindo também os demais impactos citados
anteriormente.
a
b c
81
3.2. Hedychium coronarium
Diferentemente do padrão encontrado para I. walleriana, as densidades populacionais
observadas para a espécie Hedychium coronarium (Figuras 11 e 12) indicam ser esta uma
espécie bastante agressiva, em vista do grande aumento populacional ocorrido durante os
experimentos de manejo.
Início Intervenção 20 dias 40 dias 60 dias 80 dias 100 dias 120 dias
Controle 8 8 8 8,27 13,33 21,6 25,33 26,13
Arranquio 8,27 0 0 0,53 0,53 1,07 1,87 2,67
Corte raso 12 0 3,2 8,8 12,8 18,13 25,33 28,53
051015202530
Den
sida
de Pop
ulaciona
l(ram
ets/m2)
Tempo
Controle Arranquio Corte raso
Figura 11 – Resposta de H. coronarium em áreas com baixas densidades populacionais às
técnicas de manejo, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ.
Início Intervenção 20 dias 40 dias 60 dias 80 dias 100 dias 120 dias
Controle 50,93 50,93 50,93 63,47 65,60 71,47 81,6 81,87
Arranquio 52,80 0 0 0,53 0,8 2,13 5,87 14,4
Corte raso 44,53 0 33,07 40,53 50,93 63,47 78,93 82,67
0
20
40
60
80
100
Den
sida
de Pop
ulaciona
l(ram
ets/m2)
TempoControle Arranquio Corte raso
Figura 12 – Resposta de H. coronarium em áreas com altas densidades populacionais às
técnicas de manejo, no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ.
82
Foram observadas diferenças significativas (P < 0,05) entre as densidades
populacionais da espécie H. coronarium nos diferentes tratamentos aplicados (Tabela 2). As
parcelas em que foi feito o arranquio das plantas mostraram, ao final do experimento,
densidades populacionais inferiores às encontradas nas parcelas de corte raso e controle (que
não diferiram entre si) (Tabela 3). Estes dados mostram que o arranquio desta espécie é
eficiente como método de controle, pois após 120 dias a população se manteve menor do que
a inicialmente encontrada. O mesmo não se pode dizer para o corte raso já que no momento
da última leitura do experimento a população manejada já exibia densidades superiores às
encontradas no momento inicial. As parcelas controle mostram a expansão da população de
H. coronarium, que em áreas de pequena ocupação aumentou em 3,3 vezes. Nessa condição, a
densidade populacional inicialmente observada para a espécie era de 8 ramets/m2 e,
decorridos 120 dias do início do experimento, passou para 26 ramets/m2. Na área em que a
espécie já se encontrava em maiores densidades populacionais, o aumento proporcional foi
menor, passando de aproximadamente 51 ramets/m2 para 82 ramets/m2, o que significa 1,6
vezes de aumento.
Tabela 2 – Comportamento quantitativo da população de H. coronarium após 120 dias da
aplicação dos métodos de controle.
Método de controle
Situação
Baixa densidade Alta densidade
Densidade populacional (ramets/m2)
Sem controle 26,13 ± 19,75a 81,87 ± 5,08a
Arranquio
Corte Raso
2,67 ± 2,44b 14,40 ± 2,40b
28,53 ± 16,17a 82,67 ± 2,01a
Médias seguidas de letras iguais na coluna não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de
probabilidade.
No entanto, o aumento populacional observado pode ser uma característica intrínseca
da espécie, típico de uma fase de desenvolvimento. Pode ser uma resposta às condições
climáticas também, ou seja, ser sazonal. Souza (1985 apud Pellegrini et al., 2007) explica que
variações nos dados de produção de algumas espécies decorrem, em parte, da variação
sazonal dos fatores climáticos, como precipitação, radiação solar e temperatura. Simberloff e
Gibbons (2004), em seu estudo perceberam que as populações de algumas espécies exóticas
parecem ser caracterizadas por uma rápida expansão seguida de rápido declínio. Contudo,
83
mesmo se ocorrer uma queda na população de uma espécie exótica invasora, não quer dizer
que danos persistentes ao ecossistema não tenham sido causados. Por esta razão, da mesma
forma que para I. walleriana, o monitoramento das áreas manejadas em longo prazo mostrará
se o comportamento observado permanece ou se é variável ao longo do tempo.
Assim como para I. walleriana, os dados apresentados até o momento mostram uma
tendência de aumento de suas populações no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, através
de altas taxas de recrutamento. Esta é uma indicação de um caráter agressivo exibido por H.
coronarium, que por suas características pode ser classificada como invasora nas áreas
estudas, exercendo dominância, competindo com espécies nativas por espaço e recursos e
levando, muitas vezes, vantagens sobre estas.
Os gráficos apresentados acima mostram que também as densidades populacionais das
parcelas submetidas a controle mecânico por corte raso, ao final do experimento, superaram
aquelas inicialmente encontradas nas áreas de estudo. Apenas o controle por arranquio
mostrou resultados satisfatórios. A eficiência dos tratamentos testados pode ser demonstrada
também através da análise das taxas de regeneração da espécie, calculadas a partir das
densidades populacionais encontradas nas parcelas de estudo (Figuras 13 e 14).
Figura 13 – Taxas de regeneração da espécie H. coronarium aos 120 dias após intervenção de
manejo, em situação de baixa densidade populacional.
84
Figura 14 – Taxas de regeneração da espécie H. coronarium aos 120 dias após intervenção de
manejo, em situação de alta densidade populacional.
Pode-se perceber, através da análise dos gráficos acima, a diferença encontrada entre a
eficiência dos métodos de controle quanto ao percentual de incremento populacional da
espécie submetida ao manejo. Em situação de baixa densidade populacional, aos 120 dias pós-
controle, o percentual de retorno de H. coronarium ao sistema foi maior quando aplicado o
controle através do corte raso das plantas (237,78%) comparativamente ao controle por
arranquio (32,26%). A área onde a espécie ocorre em altas densidades populacionais
apresentou o mesmo comportamento, chegando a regeneração nas parcelas de corte raso a
taxas de 185,63%, bem superiores aos 27,27% obtidos com o arranquio das plantas. Por estes
dados pode-se notar que o corte raso desta espécie não traz resultados satisfatórios, mas o
arranquio mostrou melhores resultados, sendo eficiente no controle de suas populações. As
taxas de regeneração de H. coronarium nas parcelas experimentais durante o período de 120
dias de leituras mostraram que também houve um aumento populacional da espécie nas
parcelas em que não foi realizada nenhuma intervenção de manejo. Nas parcelas alocadas em
áreas com baixas densidades populacionais da espécie foi notado um aumento de 226,63% na
colonização da área por esta. Um aumento de 60,73% da densidade populacional desta
espécie foi mensurado nas áreas com altas densidades populacionais. Estes dados indicam ter
H. coronarium uma tendência de expansão nas áreas estudadas.
O retorno dos indivíduos de H. coronarium submetidos ao corte raso foi alto e rápido,
chegando a superar, em termos de densidade populacional, os valores encontrados nas
85
parcelas em que não foi aplicado nenhum método de controle. Cabe ressaltar que o retorno de
indivíduos de lírio-do-brejo ao sistema se deu apenas por reprodução vegetativa, já que os
experimentos foram conduzidos fora do período reprodutivo da espécie. Também fica
evidente a ineficácia deste método para o controle populacional da espécie H. coronarium
visto que, passados apenas 60 dias do corte das plantas, mais de 100% dos indivíduos
encontrados inicialmente nas parcelas já haviam regressado ao ambiente.
Pode-se então classificar esse método como não recomendado neste caso, para esta
espécie, uma vez que os custos e esforços despendidos para a aplicação desta técnica seriam
perdidos em pouco tempo. O corte dos indivíduos de H. coronarium parece, inclusive,
proporcionar uma rebrota mais vigorosa, já que a espécie recolonizou a área de forma mais
agressiva que a situação inicialmente encontrada.
Quanto ao método de controle mecânico por arranquio, a utilização deste não se
mostrou eficiente para a erradicação da espécie, pois permitiu um retorno de
aproximadamente 30% dos indivíduos de lírio-do-brejo num período de quatro meses.
Contudo, visando reduzir as populações de lírio-do-brejo a fim de fornecer vantagens
competitivas às espécies nativas para que o equilíbrio local seja restabelecido, o arranquio
forneceu bons resultados. A fim de potencializar os resultados obtidos com o arranquio das
plantas, este método de controle deve ser consorciado com o plantio de espécies nativas de
rápido crescimento. Experimentos que testem os benefícios deste consórcio devem ser
realizados, bem como as melhores espécies a serem plantadas. Nos casos em que a
erradicação de uma espécie exótica invasora é extremamente difícil em virtude das
características biológicas desta, é altamente recomendado que suas populações sejam
mantidas em baixas densidades para que danos maiores ao ecossistema não sejam causados
(como extinções locais de espécies nativas, por exemplo) e o ambiente mantenha sua
resiliência.
Os métodos de controle, no entanto, não diferiram pela análise de variância (P > 0,05)
quando aplicados em áreas com baixa ou alta densidade de populações de H. coronarium.
Houve significativa redução nos valores de biomassa encontrados antes e após as
intervenções de manejo apenas nas áreas em que foi aplicado o arranquio das plantas. Nas
parcelas de corte raso foi observado, de modo contraproducente, o aumento da quantidade de
massa seca presente no sistema após a aplicação do tratamento, como pode ser observado nas
figuras 15 e 16.
86
Figura 15 – Produção de matéria seca nos tratamentos para manejo da espécie H. coronarium
em área de baixa densidade populacional.
Figura 16 – Produção de matéria seca nos tratamentos para manejo da espécie H. coronarium
em área de alta densidade populacional.
Onde o lírio-do-brejo estava colonizando o ambiente de forma esparsa, a biomassa
encontrada inicialmente nas parcelas de arranquio (16.750 Kg.ha-1) foi reduzida em 64,48%
quando feita nova avaliação 120 dias após aplicação do tratamento (5.950 Kg.ha-1). Na área
em que a espécie foi encontrada em altas densidades, a quantidade de massa seca foi reduzida
de 98.270 Kg.ha-1 para 26.800 Kg.ha-1, uma redução da ordem de 72,73%.
87
Em relação ao corte raso, também fica evidente a baixa eficácia da aplicação deste
método no controle de populações de H. coronarium. Em áreas com baixas densidades da
espécie foi observado um aumento de biomassa de 1.650 Kg.ha-1 para 3.390 Kg.ha-1, o que
significa um percentual de aumento de 105%. Já nas áreas com altas concentrações de lírio-
do-brejo, a biomassa passou de 6.130 Kg.ha-1 para 11.390 Kg.ha-1, ou seja, 85,81% de
aumento.
As grandes diferenças entre a biomassa recolhida nas parcelas de arranquio e de corte
raso devem-se ao peso do rizoma (Figura 17). Enquanto no arranquio todo o material vegetal
retirado do ambiente foi pesado, no corte raso recolheu-se apenas a biomassa epígea. Pode-se
perceber que a maior parte da biomassa vegetal nesta espécie concentra-se nas partes
hipógeas, especialmente porque as partes aéreas acumulam grandes quantidades de água,
como pode ser visto através da diferença entre os valores de massa fresca e massa seca
obtidos (Figuras 18 e 19).
Figura 17 – Detalhe de um pedaço de rizoma de H. coronarium. Foto: Michelle Ribeiro
88
Figura 18 – Comparação entre os valores de massa fresca e massa seca encontrados nos
diferentes tratamentos testados para a espécie Hedychium coronarium em áreas com baixas
densidades populacionais.
Figura 19 – Comparação entre os valores de massa fresca e massa seca encontrados nos
diferentes tratamentos testados para a espécie Hedychium coronarium em áreas com altas
densidades populacionais.
Os dados apresentados evidenciam as diferenças entre as eficiências dos métodos de
controle testados sobre a espécie H. coronarium no Parque Nacional da Serra dos Órgãos.
Enquanto o arranquio das plantas forneceu resultados positivos, o simples corte de espécies
rizomatosas parece não ser suficiente para enfraquecer seus indivíduos devido à sua eficiência
em rebrotar e, deste modo, é ineficaz no controle destas. Como o lírio-do-brejo é
89
extremamente eficiente em rebrotar, existe o agravante de que no corte raso, como parte do
caule do vegetal permanece no solo, as plantas chegam mais rapidamente ao estágio
reprodutivo. Isto pode favorecer a dispersão da espécie invasora pela área do Parque.
O efeito negativo da rebrota das plantas pode ser minimizado, entretanto, na
associação com outro método de controle seqüencial. Por exemplo, o controle químico pode
potencializar os efeitos do controle mecânico e fornecer bons resultados. Entretanto, em
Unidades de Conservação não é permitido o uso de herbicidas. Por esta razão não foi testada
essa alternativa. O plantio de espécies nativas de rápido crescimento pode ser uma alternativa
no auxílio ao sombreamento da área e ocupação de espaços, dificultando desta forma a
recolonização das áreas manejadas pelo lírio-do-brejo. Porém, em virtude do crescimento em
altura bastante acelerado exibido pela espécie, é recomendado que sejam feitos repasses no
arranquio do lírio-do-brejo após o plantio das mudas de espécies nativas até que estas estejam
estabelecidas. Santos e colaboradores (2005) encontraram valores de crescimento em altura
para populações de H. coronarium na Estação Ecológica do Tripuí, MG, variando entre 117,1
e 181,4 cm.mês-1. Com estas taxas de crescimento é possível que os indivíduos de lírio-do-
brejo em pouco tempo cobrissem as mudas plantadas. Existe ainda a possibilidade de serem
obtidos resultados diferentes dos apresentados neste estudo em áreas diferentes, com
condições edafo-climáticas distintas.
Resultados semelhantes aos encontrados neste estudo foram relatados por Ribeiro et
al. (2006), ao testarem o corte raso como alternativa ao manejo de populações da espécie
exótica invasora Dracaena fragrans em áreas do Parque Nacional da Tijuca. Para esta espécie
também o corte raso não forneceu resultados satisfatórios.
As figuras 20, 21, 22 e 23 permitem avaliar de maneira visual os efeitos da aplicação
dos métodos de controle da espécie H. coronarium, por meio da ocupação das áreas
manejadas antes e 120 dias após as intervenções.
Nas áreas em que o arranquio foi aplicado para controle de H. coronarium percebeu-se
também uma demora na recolonização por espécies nativas. Da mesma forma que nas áreas
manejadas em virtude da infestação por I. walleriana, estas áreas vazias ficam expostas à
novas invasões e à outros impactos, já anteriormente mencionados. Por estas razões é
recomendado também o plantio de espécies nativas de rápido crescimento nas áreas
manejadas, a fim de acelerar a recuperação do ambiente.
90
Figura 20 – Área com baixa densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado
o arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c)
120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro
Figura 21 – Área com alta densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado o
arranquio das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c)
120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro
a
b c
a b c
91
Figura 22 – Área com baixa densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado
o corte raso das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c)
120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro
Figura 23 – Área com alta densidade da espécie Hedychium coronarium em que foi testado o
corte raso das plantas. (a) antes da aplicação do tratamento; (b) logo após a intervenção e (c)
120 dias após a intervenção. Fotos: Michelle Ribeiro
a b
c
a
b c
92
3.3. Demais espécies exóticas
Os resultados do capítulo I mostraram que as espécies exóticas mais agressivas
presentes nas áreas estudadas do Parque Nacional da Serra dos Órgãos são Hedychium
coronarium e Impatiens walleriana. As populações das demais espécies são compostas por
poucos indivíduos isolados e não causam alterações na estrutura da comunidade, não sendo,
portanto, consideradas invasoras nesta área. Mesmo havendo raros indivíduos destas espécies,
a recomendação mais freqüente é a remoção imediata de qualquer espécie exótica que
apresente algum risco de invasão, que pode ser avaliado através da presença desta espécie
como organismo invasor em outras áreas (AZEVEDO e ARAÚJO, 2005).
Comparando a lista de espécies geradas por este trabalho com o banco de dados do
Instituto Hórus (www.institutohorus.org.br), foram encontrados registros de invasão de outras
áreas apenas para as espécies Eriobotrya japonica, Eucalyptus sp., Morus nigra e Dracaena
fragrans. As espécies I. walleriana e H. coronarium também constam no referido banco de
dados como invasoras em outras áreas do Brasil.
Levando em consideração o Plano de Manejo do PARNASO, que determina que
sejam realizados estudos e ações de controle das espécies exóticas e o SNUC, que proíbe a
introdução de espécies exóticas nas Unidades de Conservação, recomenda-se realizar a
remoção de todos os indivíduos pertencente a espécies exóticas. Esta recomendação pode
parecer exagerada já que estes indivíduos não mostram ter potencial invasor nem parecem
estar se reproduzindo nas áreas estudadas do Parque. No entanto, como foi ressaltado, a
remoção de todas as espécies exóticas busca o cumprimento da legislação e também a
prevenção de que as espécies que estão em baixas densidades se propaguem e se tornem
invasoras, causando prejuízos. Os indivíduos menores podem ser cortados ou arrancados pela
raiz, mas para os indivíduos arbóreos adultos recomenda-se o anelamento de seu tronco. Este
método exerce menor impacto sobre a flora nativa, uma vez que os galhos caem
gradativamente, impedindo a abertura de grandes clareiras. Entretanto, caso as árvores
estejam localizadas próximas a construções do Parque ou dispostas ao longo de estradas ou
trilhas deve ser realizado o corte direcionado destas, a fim de evitar acidentes com pedestres e
veículos que transitem pelo local. Se não houver espaço para que a árvore caia ao solo sem
causar grandes prejuízos, o corte deve ser feito seccionando-as e direcionando a queda de seus
pedaços. Devem ser tomados cuidados para, durante a aplicação de todas as técnicas, causar o
menor impacto possível ao ambiente.
93
A remoção das espécies exóticas como medida preventiva é aconselhável, pois ainda
não há como prever o comportamento de uma espécie introduzida em um ambiente nativo.
Isto quer dizer que estas espécies podem não se tornar invasoras e serem eliminadas do
sistema sem a intervenção humana, mas podem também começar a se reproduzir e se
tornarem pragas no ambiente. Podem ainda, segundo Myers e colaboradores (2000),
permanecer em baixas densidades por longos períodos (anos ou até décadas) e, proliferar
quando encontrarem as condições ambientais mais favoráveis.
É importante mencionar também que, como as espécies possuem pequenas
populações, a fauna nativa não desenvolveu ainda uma relação de dependência com estas
espécies. Isto é mais forte em se tratando das espécies frutíferas, já que não há produção de
frutos suficiente para alimentar a fauna. Este detalhe é especialmente importante, pois quando
as espécies nativas e as exóticas desenvolvem relações de inter-dependência deve-se ter mais
cuidado na realização do manejo das exóticas para não causar prejuízos às espécies nativas.
Pode-se optar ainda por fazer a marcação e monitoramento dos indivíduos encontrados
de todas as espécies a fim de verificar o seu potencial invasor, ou seja, se a espécie está se
estabelecendo e pode se alastrar pela área. Se forem detectados sinais de dispersão, estes
espécimes devem ser removidos do sistema tomando-se sempre cuidado para causar o menor
impacto possível ao ecossistema. Esta medida pode ser adotada caso entenda-se que a
interferência na mata para remoção de um único indivíduo que porventura sequer tivesse
condições de se tornar invasor naquele local possa causar mais impactos à biota nativa do que
não intervir.
94
5. CONCLUSÕES GERAIS
O presente estudo resultou no registro de 34 espécies exóticas vegetais para o Parque
Nacional da Serra dos Órgãos. Estas estão distribuídas por 24 famílias, sendo 13 espécies
arbóreas, 10 arbustivas e 11 herbáceas. Levando-se em consideração apenas os trabalhos de
campo realizados, foram identificadas nas áreas estudadas do PARNASO 24 espécies vegetais
exóticas, pertencentes a 20 famílias. Destas, 10 espécies são de hábito arbóreo, 9 arbustivas e
5 herbáceas. Dentre as espécies exóticas encontradas, Hedychium coronarium (lírio-do-brejo)
e Impatiens walleriana (beijinho) são as que ocorrem em maior freqüência nas áreas de
estudo. As demais espécies são compostas de indivíduos isolados.
O estudo da estrutura da vegetação mostrou que as espécies exóticas se concentram
nas áreas de borda florestais, numa distância de 0 a 10m a partir da estrada em direção ao
interior da mata. Nas áreas mais internas da floresta não foram encontradas espécies exóticas.
Na faixa de mata mais próxima à estrada, as espécies exóticas foram representadas apenas por
Hedychium coronarium e Impatiens walleriana, que juntas apresentaram valores de
densidade, freqüência, vigor, índice de cobertura e valor de importância superiores aos valores
de todas as espécies nativas somadas.
Os resultados obtidos levam a crer que as altas taxas de ocupação das áreas estudadas
pelas espécies H. coronarium e I. walleriana são indicativos de que estas espécies se
adaptaram bem ao ambiente e obtiveram sucesso em sua colonização.
A dominância das espécies H. coronarium e I. walleriana sobre as nativas mostra que
estas possuem alto poder competitivo, deslocando as espécies nativas nas áreas em que
ocorrem e causando alterações no ambiente. Estas espécies, nas áreas em que ocorrem, podem
ter modificado a paisagem e causado prejuízos à biota nativa.
Estas espécies apresentam padrões de distribuição agregados. Este tipo de padrão pode
ocorrer em decorrência das síndromes de dispersão de sementes destas espécies, mas também
por nestas espécies a dispersão clonal ser mais importante que a por sementes. Com esta
estratégia, estas espécies se tornam mais competitivas e conseguem facilmente se estabelecer
e se expandir pelo ambiente. A dispersão agregada ocorre também quando os indivíduos têm
maiores chances de sobreviver em sítios específicos do ambiente.
A avaliação de fatores relacionados ao microclima que possam explicar porque as
espécies exóticas ocorrem nas bordas florestais das áreas de estudo mostrou que o beijinho e o
95
lírio-do-brejo ocorrem em (ou tem maior facilidade em colonizar) áreas mais quentes, com
menor umidade relativa do ar e menor grau de sombreamento.
A estrada funciona como um conduto para a chegada de espécies exóticas e as
alterações provocadas pelos efeitos de borda em suas margens facilitam o estabelecimento
destas espécies.
Por estarem afetando de maneira negativa a comunidade nativa, tornam-se necessárias
ações de gestão das espécies H. coronarium e I. walleriana no Parque Nacional da Serra dos
Órgãos. Com base nos resultados dos experimentos de manejo para estas espécies pode ser
dito que, para Impatiens walleriana, o arranquio forneceu bons resultados no controle da
população desta espécie. Para Hedychium coronarium, o corte raso das plantas se mostrou
totalmente ineficiente como método de manejo, mas o arranquio proporcionou resultados
positivos.
Pode-se então concluir que, tendo o arranquio fornecido bons resultados, a aplicação
deste tratamento é adequada para a gestão das espécies exóticas invasoras. Mas devem ser
tomados cuidados para que o arranquio não provoque impactos no ecossistema local. Como o
ato de arrancar as plantas com raiz tende a revolver o solo (especialmente em se tratando do
lírio-do-brejo, pois esta espécie apresenta rizomas difíceis de serem retirados), os processos
erosivos são ampliados, podendo culminar no assoreamento dos córregos próximos. A ação
de arranquio das plantas pode prejudicar as espécies nativas também pelo revolvimento do
solo e pelo arranquio ocasional de plantas nativas e plântulas. Além disso, as áreas manejadas
ficam expostas à novas invasões em razão da lenta recolonização das áreas pelas espécies
nativas.
As grandes densidades encontradas para estas espécies, associadas a uma vasta área de
ocorrência resulta em grandes quantidades de biomassa a serem removidas. Isso significa um
aporte de nutrientes do sistema significativo. Por isso, recomenda-se que a biomassa retirada
seja devolvida ao sistema em forma de composto orgânico.
As demais espécies exóticas encontradas nas áreas de estudo, mesmo em pequenas
populações, devem ter seus indivíduos removidos do sistema também, seja por arranquio, seja
por corte. Esta medida busca atender a legislação vigente que trata sobre o assunto e
determina que não haja espécies exóticas em Unidades de Conservação. A adoção desta
medida serve também como prevenção para que estas espécies não alcancem o status de
invasoras através de sua reprodução e dispersão pelo Parque.
96
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS E RECOMENDAÇÕES
Diante da importância da diversidade biológica e da evidente dependência humana dos
recursos por ela gerados, as atividades antrópicas que vêm causando prejuízos a esta devem
ser revistas. Conservar os ecossistemas e sua biodiversidade é uma questão de
responsabilidade com as futuras gerações humanas e com um ambiente que têm valor em si
próprio. Neste contexto, a contaminação biológica deve ser tratada com seriedade em virtude
dos diversos impactos que causa. Impactos estes que podem ser sinergéticos, ou seja,
combinados a impactos causados por outras fontes podem ter seus efeitos multiplicados.
Ações de gestão da contaminação causada pelas espécies exóticas invasoras se tornam
fundamentais, especialmente quando se trata do Brasil, que contêm uma das maiores
biodiversidades do mundo. Entretanto, para que estas ações sejam bem sucedidas, devem ser
baseadas em estudos prévios.
Por estarem afetando a biota nativa negativamente, tornam-se necessárias, portanto,
intervenções de manejo das espécies exóticas, em especial de H. coronarium e I. walleriana,
no Parque Nacional da Serra dos Órgãos para que o equilíbrio local seja restabelecido. Com
isto buscar-se-á o enfraquecimento da população invasora para que as espécies nativas sejam
favorecidas. O tratamento que se mostrou mais eficiente para manejo destas espécies foi o
arranquio. Entretanto, esse tipo de intervenção requer alguns cuidados para que não sejam
causados danos à comunidade local.
É interessante que no plano de gestão para estas espécies exóticas no Parque Nacional
da Serra dos Órgãos esteja contemplado o arranquio das plantas com repasses periódicos caso
sejam necessários. Associada à esta técnica recomenda-se o plantio de mudas de espécies
nativas de rápido crescimento ou o incremento do banco de plântulas e sementes, com vistas à
aumentar o sombreamento das áreas manejadas, controlar o processo erosivo do solo e ocupar
rapidamente os espaços vazios na mata, reduzindo as áreas que possam ser recolonizadas
pelas exóticas.
Em relação à biomassa morta resultante da implementação das ações de gestão nas
áreas afetadas pelas espécies exóticas, é aconselhada a produção de um composto orgânico
que possibilite a reincorporação das nutrientes ao sistema. Este composto pode ser produzido
com a trituração e posterior compostagem das plantas removidas, tomando-se o cuidado de
97
remover da massa que será submetida ao processo de compostagem frutos, sementes e gemas
que possam germinar posteriormente.
Para as demais espécies exóticas encontradas nas áreas estudadas do Parque Nacional
da Serra dos Órgãos e que apresentaram populações pequenas, é recomendada a remoção de
seus exemplares como medida preventiva. Esta é a medida mais indicada por se tratar de uma
unidade de conservação de proteção integral, em que a legislação é clara quando proíbe a
introdução de espécies exóticas. A ausência de meios para prever com certeza o potencial
invasivo das espécies e os danos que estas podem causar é outra razão para agir na
erradicação destas espécies. É importante ressaltar que conseguir a erradicação de uma
espécie exótica é uma tarefa que se torna mais difícil à medida que a espécie se estabelece e
espalha pelo ecossistema. As técnicas recomendadas são o arranquio ou corte para os
indivíduos de menor porte e o anelamento para os indivíduos arbóreos adultos, por esta
técnica causar menos impactos à biota que a derrubada direta da árvore, além de ser menos
onerosa e de mais fácil aplicação.
Deve também ser realizado o monitoramento das áreas atingidas a fim de acompanhar
a nova dinâmica do ambiente. Além do adequado manejo das espécies problemáticas, o plano
de gestão das espécies exóticas no Parque Nacional da Serra dos Órgãos deve contemplar
medidas de prevenção da introdução de novas espécies, como por exemplo, evitar o uso de
espécies exóticas nos jardins públicos e nas casas funcionais. Cabe dizer que agir de modo
preventivo é mais fácil e menos oneroso do que realizar o controle das espécies exóticas
quando estas já estão disseminadas pelo ambiente.
Ações de gestão de espécies exóticas invasoras não abrangem apenas a dimensão
técnico-científica da questão, mas também aspectos sociais, éticos e legais que precisam ser
considerados. Os Parques Nacionais têm como objetivos básicos definidos pelo SNUC
A preservação de ecossistemas naturais de grande relevância
ecológica e beleza cênica, possibilitando a realização de pesquisas
científicas e o desenvolvimento de atividades de educação e
interpretação ambiental, de recreação em contato com a natureza e
de turismo ecológico (SNUC, 2003: 16).
Por esta razão, a gestão das espécies exóticas invasoras deve incluir também os
aspectos sociais relacionados. A introdução de espécies exóticas pelo homem é um processo
cultural. As pessoas transportam espécies vegetais consigo por seu valor ornamental ou
porque delas se tem algum conhecimento que justifique seu cultivo (medicinal ou
econômico). O fato é que, culturalmente falando, a introdução de espécies exóticas é um
98
processo natural e economicamente necessário. Cabe dizer que a economia brasileira é
fortemente baseada em espécies exóticas, sendo 64% das colheitas nacionais constituídas de
materiais genéticos exógenos (ALBAGLI, 1998).
Quando as pessoas não têm conhecimento sobre as conseqüências da introdução
deliberada de espécies exóticas, parece um absurdo aos olhos delas que se tente exterminar
uma espécie de uma unidade de conservação. Se as espécies a serem removidas da paisagem
forem ornamentais ou frutíferas parece ser uma injustiça ainda maior tal “matança”. As
práticas de manejo podem causar fortes impactos visuais devido à remoção das plantas de
áreas extensas, que ficam temporariamente vazias.
O visitante que não tem informações sobre os impactos que as espécies exóticas
causam no ambiente pode ficar chocado com as práticas de manejo e agir de modo a tentar
impedir a supressão das espécies manejadas, retardando os programas de gestão. No Parque
Nacional da Tijuca, o programa de manejo da espécie Artocarpus heterophyllus (jaqueira)
enfrentou problemas com a opinião pública. O projeto teve que ser abortado em virtude de
denúncias feitas por visitantes ao Ministério Público e à Polícia Federal, após divulgação
negativa do programa de manejo na internet, contra o anelamento e morte das jaqueiras no
Parque (MENEZES, 2006).
O aumento da informação em todos os setores da sociedade sobre as espécies exóticas
invasoras é fundamental para reduzir os riscos de introduções acidentais e para estabelecer
regras para introduções intencionais. O controle e erradicação de espécies exóticas invasoras
têm maior possibilidade de sucesso se forem apoiados pelas comunidades locais e demais
atores sociais envolvidos.
Assim, o plano de gestão deve contemplar programas de educação ambiental para a
conscientização do público sobre o que são espécies exóticas, quais os problemas causados
pelas invasões biológicas e a importância das ações de manejo destas na unidade de
conservação.
Existe a necessidade de realização de mais estudos que esclareçam algumas questões
levantadas a partir dos resultados deste trabalho. Muitos pontos ainda devem ser esclarecidos
para melhorar o nível de conhecimento atual acerca do processo de invasão biológica e para o
desenvolvimento de técnicas de manejo eficazes e seguras.
A continuidade dos experimentos de manejo para determinar, no longo prazo, os
padrões de resposta das espécies às intervenções e entender a dinâmica de suas populações é
fundamental. Várias outras questões devem ainda ser respondidas, como o conhecimento das
espécies vegetais que ocorrem em áreas de borda que não sofreram contaminação por espécies
99
exóticas. Estas são as espécies que estão sendo eliminadas do sistema pelas invasoras e que
devem ser plantadas em associação às técnicas de remoção das exóticas, especialmente
aquelas de crescimento acelerado. Nestas áreas não invadidas, mas que se localizam também
nas bordas florestais (áreas preferenciais para a ocorrência das invasoras encontradas) são
encontradas as mesmas condições de sombreamento, temperatura e umidade relativa que nas
áreas em que as invasoras ocorrem? Outras variáveis edafo-climáticas podem ainda ser
testadas com a finalidade de explicar os padrões de ocorrência encontrados.
Além de buscar um conhecimento mais aprofundado sobre o processo de invasão
biológica, as características das espécies exóticas e as técnicas mais adequadas para lidar com
essa problemática, outras vertentes devem ser também levadas em consideração nas
pesquisas. Estimativas dos custos para realização do controle das populações de espécies
exóticas invasoras devem ser feitas, bem como insumos e mão-de-obra necessária. Planos de
ação para prevenção da chegada de espécies exóticas também devem ser pensados, bem como
políticas públicas e educação ambiental.
100
LITERATURA CITADA
ABREU, M. A. (Org.). Natureza e sociedade no Rio de Janeiro. Rio de Janeiro: Biblioteca Carioca. Secretaria Municipal de Cultura, Turismo e Esporte, 1992. ABREU, R. C. R.; IGUATEMY, M. A.; RODRIGUES, P. J. F. P. Espécies vegetais exóticas e invasoras: problemas e soluções. In: CONGRESSO DE ECOLOGIA DO BRASIL, 6., 2003, Fortaleza. Anais... Fortaleza, CE: Editora da UFCE, 2003. ABREU, R. C. R. Dinâmica de populações da espécie exótica invasora Artocarpus heterophyllus Lam. (Moraceae) no Parque Nacional da Tijuca – Rio de Janeiro. Rio de Janeiro, 2008. 74f. Dissertação (Mestrado em Botânica) – Escola Nacional de Botânica Tropical, Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2008. ABREU, R. C. R.; RODRIGUES, P. J. F. P. Estrutura de populações de jaqueiras, subsídios para manejo e conservação da Mata Atlântica. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. ALBAGLI, S. Geopolítica da biodiversidade. Brasília: IBAMA, 1998. 276p. ALVES, G. T. R. Aspectos da história de vida de Guadua tagoara (Nees) Kunth (Poaceae: Bambuseae) na Serra dos Órgãos, RJ. São Carlos, SP, 2007. 114f. Dissertação (Mestrado em Ecologia & Recursos Naturais) – Universidade Federal de São Carlos, São Carlos, SP, 2007. ANTONINI, R. D.; NUNES-FREITAS, A. F. Estrutura populacional e distribuição espacial de Miconia prasina D. C. (Melastomataceae) em duas áreas de Floresta Atlântica na Ilha Grande, RJ, Sudeste do Brasil. Acta Botanica Brasilica, v.18, n.3, p. 671-676, 2004. ARANTES, C. A. Avaliação de indenização por instituição de servidão de passagem em glebas rurais. In: SEMINÁRIO INTERNACINAL DA LARES, 8, 2008. São Paulo, Anais... ASSIS, R. L. Agricultura orgânica e agroecologia: questões conceituais e processo de conversão. Seropédica: Embrapa Agrobiologia. 2005. 35p. AZEVEDO, C. P.; ARAÚJO, G. C. Invasão biológica por plantas exóticas no Parque Municipal das Mangabeiras – Belo Horizonte – MG – Brasil. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. BALDISSERA, R.; GANADE, G. Predação de sementes ao longo de uma borda de Floresta Ombrófila Mista e pastagem. Acta Botanica Brasilica, v.19, n.1, p. 161-165, 2005.
101
BAILEY, J. K.; SCHWEITZER, J. A.; REHILL, B. J.; IRSCHICK, D. J.; WHITHAM, T. G.; LINDROTH, R. L. Rapid shifts in the chemical composition of aspen forests: an introduced herbivore as an agent of natural selection. Biological Invasions, v.9, p. 715-722, 2007. BEGON, M.; TOWNSEND, C. R.; HARPER, J. L. Ecology: from individuals to ecosystems. United Kingdom: Blackwell Publishing, 4ª ed., 2006. 759p. BLUM, C. T.; POSONSKI, M.; HOFFMANN, P. M.; BORGO, M. Espécies vegetais invasoras em comunidades florestais nativas nas margens da Represa do Vossoroca, APA de Guaratuba, Paraná, Brasil. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Brasília, 2008. Apresenta informações sobre o meio ambiente, Mata Atlântica e espécies exóticas invasoras. Disponível em: <http://www.mma.gov.br>. Acesso em: 26 jan. 2008. BURGER, L. M.; RICHTER, H. G. Anatomia da madeira. São Paulo: Nobel, 1991. 152p. CAIRES, C. M.; CARVALHO, A. P.; CAIRES, R. M. Nutrição de frangos de corte em clima quente. Nutritime, v.5, n.3, p. 577-583, 2008. CALLAWAY, R. M.; ASCHEHOUG, E. T. Invasive plants versus their new and old neighbors: a mechanism for exotic invasion. Science, v.290, p. 521-523, 2000. CAMACHO, A. G.; MUNAR, D. P.; REZENDE, C.; GUEVARA, J.; BARBOSA, J. Autocorrelação espacial e estrutura da vegetação em uma ilha do arquipélago de Anavilhanas, Rio Negro, Amazônia Central. Manaus: INPA, PDBFF, 2005. CARLTON, J. T. Biological invasions and cryptogenic species. Ecology, v.77, n.6, p. 1653-1655, 1996. CARROLL, S. P.; Natives adapting to invasive species: ecology, genes, and the sustainability of conservation. Ecological Research, v.22, n.6, p. 892-901, 2007. CARVALHO, F. A.; JACOBSON, T. K. B. Invasão de plantas daninhas no Brasil: uma abordagem ecológica. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. CDB – CONVENÇÃO SOBRE DIVERSIDADE BIOLÓGICA. Convenção sobre Diversidade Biológica: conferência para adoção do texto acordado da CDB – ato final de Nairobi. Brasília: MMA/SBF, 2000. 60p. CBD – CONVENTION ON BIOLOGICAL DIVERSITY. Apresenta informações sobre a CDB. Disponível em: <http://www.cbd.int>. Acesso em: 08 fev. 2009. CDB – CONVENÇÃO SOBRE DIVERSIDADE BIOLÓGICA. Apresenta informações sobre a CDB. Disponível em: <http://www.cdb.gov.br>. Acesso em: 08 fev. 2009.
102
CHIARELLO, A. G. Effects of fragmentation of the Atlantic Forest on mammal communities in southeastern Brazil. Biological Conservation, v 89, p.71-82, 1999. CMMAD – COMISSÃO MUNDIAL SOBRE MEIO AMBIENTE E DESENVOLVIMENTO. Nosso futuro comum. Rio de Janeiro: Fundação Getúlio Vargas, 2ª ed, 430p. 1991. CNUMAD – CONFERÊNCIA DAS NAÇÕES UNIDAS SOBRE MEIO AMBIENTE E DESENVOLVIMENTO (1992: Rio de Janeiro). Agenda 21: conferência das Nações Unidas sobre meio ambiente e desenvolvimento. 3 ed. Brasília: Senado Federal, Subsecretaria de Edições Técnicas, 2001. 598p. CORDEIRO, J.; RODRIGUES, W. A. Levantamento florístico de plantas exóticas do Parque Municipal das Araucárias – Guarapuava – PR. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. CORTINES, E. Funcionamento hidrológico de nascentes em microbacias instáveis, Barra de Guaratiba – RJ. Seropédica, 2008. 93f. Dissertação (Mestrado em Ciências Ambientais e Florestais) – Instituto de Florestas, Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro, Seropédica, 2008. COSTA, L. P.; LEITE, Y. L. R.; FONSECA, G. A. B.; FONSECA, M. T. Biogeography of South American Forest Mammals: endemism and diversity in the Atlantic Forest. Biotropica, v.32, n.4b, p.872-881. 2000. COUTINHO, L. M. aspectos ecológicos da saúva no Cerrado: os murundus de terra, as características psamofíticas das espécies de sua vegetação e a sua invasão pelo capim-gordura. Revista Brasileira de Botânica, n. 42, p. 147-153, 1982. CRONEMBERGER, C.; VIVEIROS DE CASTRO, E. B. (orgs.) Ciência e conservação na Serra dos Órgãos. Brasília: IBAMA, 2007. 298p. CRONK, Q. C. B.; FULLER, J. L. Plant invaders: the threat to natural ecosystems. London, UK: Chapman & Hall, 1995. CROSBY, A. W. Imperialismo ecológico: a expansão biológica da Europa: 900-1900. São Paulo: Companhia das Letras, 1993.319 p. CUNHA, A. A. Conservação de mamíferos na Serra dos Órgãos: passado, presente e futuro. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE UNIDADES DE CONSERVAÇÃO, 4, Curitiba, Anais... Curitiba: Fundação O Boticário de Proteção à Natureza: Rede Nacional Pró Unidades de Conservação. v. 2, p.213-224, 2004. DAEHLER, C. C. Performance comparisons of co-occurring native and alien invasive plants: implications for conservation and restoration. Annu. Rev. Ecol. Syst., v.34, p.183-211, 2003. FAHRIG, L. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annu. Rev. Ecol. Syst., v.34, p. 487-515, 2003.
103
D’ANTONIO, C.; MEYERSON, L. A. Exotic plant species as problems and solutions in ecological restoration: a synthesis. Restoration Ecology, v.10, n.4, p. 703-713, 2002. D’ANTONIO, C. M.; VITOUSEK, P. M. Biological invasions by exotic grasses, the grass/fire cycle, and global change. Annu. Rev. Acol. Syst.. v.23, p. 63-87, 1992. DAVIS, D. E. The annual cycle of plants, mosquitoes, birds, and mammals in two Brazilian forests. Ecological Monographs, v. 15, n. 3, p. 243-295, 1945. DINIZ, M. V. Proposta de plano de manejo para a espécie Tecoma stans: estudo de agentes para o controle biológico de Tecoma stans – amarelinho. Blumenau, FURB, 2005. Disponível em: <http://www.furb.br/monitoramentoflorestal/invasoes.html>. Acesso em: 11 out. 2008. DISLICH, R.; KISSER, N.; PIVELLO, V. R. A invasão de um fragmento florestal em São Paulo (SP) pela palmeira australiana Archontophoenix cunninghamiana H. Wendl. & Drude. Revista Brasileira de Botânica, v.25, n.1, p. 55-64, 2002. ELLISON, C. A.; BARRETO, R. W. Prospects for the management of invasive alien weeds using co-evolved fungal pathogens: a Latin American perspective. Biological Invasions, v.6, p. 23-45, 2004. ENRIGHT, W. D. The effect of terrestrial invasive alien plants on water scarcity in South Africa. Phys. Chem. Earth, v.25, n.3, p. 237-242, 2000. FENSHAM, R. J.; COWIE, I. D. Alien plant invasion on the Tiwi Islands: extent, implications and priorities for control. Biological Conservation, v.83, n.1, p. 55-68, 1998. FERNANDEZ, F. A. S. Invasores de outros mundos: perda de biodiversidade por contaminação biológica. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE UNIDADES DE CONSERVAÇÃO, 4, Curitiba, Anais... Curitiba: Fundação O Boticário de Proteção à Natureza: Rede Nacional Pró Unidades de Conservação. v. 2, p.52-63, 2004. FERREIRA, S. B.; STUMPF, P. P.; COLOMBO, P.; MÄHLER JÚNIOR, J. K. F.; FOCCHI, S. S.; CASTRO, F. L. Diagnóstico preliminar das espécies exóticas invasoras nas Unidades de Conservação do Rio Grande do Sul inseridas no Projeto Conservação da Mata Atlântica. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. FIRKOWISKI, C. O habitat para a fauna: manipulações em micro escala. Floresta, v.21, n.12, p.27-43, 1991. FISCHER, M. L.; SIMIÃO, M.; COLLEY, E.; ZENNI, R. D.; SILVA, D. A. T.; LATOSKI, N. O caramujo exótico invasor na vegetação nativa em Morretes, PR: diagnóstico da população de Achatina fulica Bowdich, 1822 em um fragmento de Floresta Ombrófila Densa Aluvial. Biota Neotropica, v.6, n.2, 2006.
104
FONTES, R. C. L.; MUNHOZ, A. C. D.; FARIA, M. O.; ARAÚJO, P. R.; SANTOS, P. F. Decomposição de duas gramíneas invasoras na Estação Ecológica da Universidade Federal de Minas Gerais – UFMG, Belo Horizonte/MG. In: CONGRESSO DE ECOLOGIA DO BRASIL, 6., 2003, Fortaleza. Anais... Fortaleza, CE: Editora da UFCE, 2003. GATTI, G.; MOCOCHINSKI, A.; THEULEN, V. Espécies de plantas exóticas detectadas em Unidades de Conservação. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. GELBARD, J. L.; BELNAP, J. Roads as conduits for exotic plant invasions in a semiarid landscape. Conservation Biology, v.17, n.2, p.420-432, 2003. GENOVESI, P. Eradications of invasive alien species in Europe: a review. Biological Invasions, v.7, p. 127-133, 2005. GILMAN, E. F. Hedychium coronarium. Fact sheet, University of Florida, Cooperative Extension Service, Institute of Food and Agricultural Sciences, FPS-240, 1999. GISIN – GLOBAL INVASIVE SPECIES INFORMATION NETWORK. Apresenta informações sobre o GISIN. Disponível em: <http://www.gisinetwork.org>. Acesso em: 08 fev. 2009. GISP – GLOBAL INVASIVE SPECES PROGRAMME. Apresenta informações sobre o GISP. Disponível em: <http://www.gisp.org>. Acesso em: 08 fev. 2009. GOMES, E. R. S.; MAGALHÃES, L. M. S. Espécies invasoras em unidades de conservação da cidade do Rio de Janeiro, RJ: população de jaqueiras (Artocarpus integrifolia) no Parque Nacional da Tijuca. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. HARPER, J. L. Population biology of plants. London: Academic Press. 1987. HICKEL, E. R.; HICKEL, G. R.; VILELA, E. F.; SOUZA, O. F. F.; MIRAMONTES, O. Por que as populações flutuam erradicamente? Tantos e tão poucos... E suas implicações no manejo integrado de pragas. Revista de Ciências Agroveterinárias, v.6, n.2, p. 149-161, 2007. HOWARD, T. G.; GUREVITCH, J.; HYATT, L.; CARREIRO, M.; LERDAU, M. Forest invisibility in communities in Southeastern New York. Biological Invasions, v.6, p. 393- 410, 2004. HUTCHINSON, G. E. Homage to Santa Rosalia or why are there so many kinds of animals? The American Naturalist, v. 93, n.870, p. 145-159, 1959. I3N – IABIN INVASIVES INFORMATION NETWORK. Apresenta informações sobre o I3N. Disponível em <http://i3n.iabin.net>. Acesso em: 08 fev. 2009.
105
IBAMA – INSTITUTO BRASILEIRO DO MEIO AMBIENTE E DOS RECURSOS NATURAIS RENOVÁVEIS. Apresenta informações sobre espécies exóticas invasoras. Disponível em: <http://www.ibama.gov.br>. Acesso em 09 fev. 2009. IBAMA – INSTITUTO BRASILEIRO DO MEIO AMBIENTE E DOS RECURSOS NATURAIS RENOVÁVEIS. Espécies exóticas invasoras: situação brasileira. Brasília: MMA, 2006. 23p. IBGE – INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA. Manual técnico da vegetação brasileira. Rio de Janeiro: IBGE, 1992. 92p. IBGE – INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA. Indicadores de desenvolvimento sustentável – Brasil 2004: dimensão ambiental – biodiversidade. Brasília: IBGE, 2004. Disponível em: <http://www.ibge.gov.br/home/geociencias/recursosnaturais/ ids/defaut.shtm>. Acesso em: 26 jan. 2008. ICMBIO – INSTITUTO CHICO MENDES DE CONSERVAÇÃO DA BIODIVERSIDADE. Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Apresenta informações sobre o Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ. Disponível em: <http://www.icmbio.gov.br/parnaso>. Acesso em 09 fev. 2009. INSTITUTO HÓRUS de Desenvolvimento e Conservação Ambiental. Apresenta informações sobre espécies exóticas invasoras. Disponível em: <http://www.institutohorus.org.br>. Acesso em: 11 out. 2008. ISSG – INVASIVE SPECIES SPECIALIST GROUP. Apresenta informações sobre o ISSG e sobre o GISD. Disponível em: <http://www.issg.org>. Acesso em: 08 fev. 2009. IUCN – INTERNATION UNION FOR CONSERVATION OF NATURE. Apresenta informações sobre a UICN. Disponível em: <http://www.iucn.org>. Acesso em: 08 fev. 2009. JENKINS, P. T.; MOONEY, H. A. The United States, China, and invasive species: present status and future prospects. Biological Invasions, v.8, p. 1589-1593, 2006. JNCC – JOINT NATURE CONSERVATION COMMITTEE. Apresenta informações sobre o JNCC. Disponível em: <http://www.jncc.gov.uk>. Acesso em: 08 fev. 2009. KOHLI, R. K.; BATISH, D. R.; SINGH, H. P.; DOGRA, K. S. Status, invasiveness and environmental threats of three tropical American invasive weeds (Parthenium hysterophorus L., Ageratum conyzoides L., Lantana camara L.) in India. Biological Invasions, v.8, p. 1501-1510, 2006. KOLAR, C. S.; LODGE, D. M. Progress in invasion biology: predicting invaders. Trends in Ecology and Evolution, v. 16, p. 199-204, 2001. KREUZ, C. L.; LANZER, E. A.; PARIS, Q. Funções de produção Von Liebig com rendimentos decrescentes. Pesquisa Agropecuária Brasileira, v. 30, n. 1, p. 95-106, 1995.
106
LAURANCE, W. F.; BIERREGAARD JR, R. O. Tropical forest remnants : ecology, management and conservation of fragmented communities. Chicago: University of Chicago Press, 1997. LAURANCE, W. F.; DELAMÔNICA, P. Ilhas de sobrevivência na Amazônia. Ciência Hoje, n. 24, v.142, p. 27-31, 1998. LEWINSOHN, T. M. (org.). Avaliação do estado do conhecimento da biodiversidade brasileira. Volume II. Brasília: MMA, 2006. 520p. LIMA-RIBEIRO, M. S.; MOURA, I. O.; PINTO, M. P.; NABOUT, J. C.; MELO, T. L.; COSTA, S. S.; RANGEL, T. F. L. V. B. Evidências do efeito Moran na sincronia populacional: uma demonstração em microcosmo experimental. Neotropical Entomology, v. 36, n.5, p.662-669, 2007. LOPEZ, F.; ACOSTA, F. J.; SERRANO, J. M. Guerilla vs. phalanx strategies of resource capture: growth and structural plasticity in the trunk trail system of the harvester ant Messor barbarus. Journal of Animal Ecology, v.63, p. 127-138, 1994. LORENZI, H.; SOUZA, H. M. Plantas ornamentais no Brasil: arbustivas, herbáceas e trepadeiras. 3ª ed. São Paulo: Plantarum, 2001. 1120p. LORENZI, H.; BACHER, L.; LACERDA, M.; SARTORI, S. Frutas brasileiras e exóticas cultivadas: de consumo in natura. 1ª ed. São Paulo: Plantarum, 2006. 627p. LORINI, M. L.; PERSSON, V. G.; SILVA, J. X. da. Geoprocessamento aplicado à conservação de espécies ameaçadas de extinção: o projeto mico-leão-da-cara-preta. In: SEMANA ESTADUAL DE GEOPROCESSAMENTO (SEGEO-RJ), 1, Clube de Engenharia, Rio de Janeiro. Anais... p.147-159, 1996. LOVETT DOUST, L.; LOVETT DOUST, J. The battle strategies of plants. New Scientist, v. 95, p. 81-84. 1982. MACIEIRA, O. J. D.; PRONI, E. A. Capacidade de resistência a altas e baixas temperaturas em operárias de Acaptotrigona postiça (Latreille) (Hymenoptera, Apidae) durante os períodos de verão e inverno. Revista Brasileira de Zoologia, v.21, n.4, p. 893-896, 2004. MACIEL, M. N. M.; WATZLAWICK, L. F.; SCHOENINGER, E. R.; YAMAJI, F. M. Classificação ecológica das espécies arbóreas. Revista Acadêmica: Ciências Agrárias e Ambientais, v. 1, n. 2, p. 69-78, 2003. MACK, R. N.; SIMBERLOFF, D.; LONSDALE, W. M.; EVANS, H.; CLOUT, M.; BAZZAZ, F. A. Biotic invasions: causes, epidemiology, global consequences, and control. Ecological Applications, v.10, n.3, p. 689-710, 2000. MALAVOLTA, E. Manual de nutrição mineral de plantas. São Paulo: Livroceres. 2006. 638p. MARTINS, P. S. Estrutura populacional, fluxo gênico e conservação “in situ”. IPEF, n.35, p. 71-78, 1987.
107
MARTINS, C. R.; LEITE, L. L.; HARIDASAN, M. Capim-gordura (Melinis minutiflora P. Beauv.), uma gramínea exótica que compromete a recuperação de áreas degradadas em unidades de conservação. Revista Árvore, v.28, n.5, p. 739-747, 2004. MENEZES, P. C. Quando o ambientalismo enfia o pé na jaca. O Eco. Rio de Janeiro, 02 out. 2006. Disponível em: <http://www.oeco.com.br/pedro-da-cunha-e-menezes/46-pedro-da-cunha-e-menezes/17031-oeco_18987>. Acesso em: 09 fev. 2009. MITTERMEIER, R. A.; GIL, P. R.; HOFFMAN, M.; PILGRIM, J.; BROOKS, T.; MITTERMEIER, C. G.; LAMOUREX, J.; FONSECA, G. A. B. Hotspots revisitados: as regiões biologicamente mais ricas e ameaçadas do planeta. Conservação Internacional, 2005. 16p. Disponível em: <http://www.conservation.org.br/publicacoes/files/HotspotsRevisitados. pdf> Acesso em: 12 fev. 2009. MMA – MINISTÉRIO DE MEIO AMBIENTE. Apresenta informações sobre espécies exóticas invasoras. Disponível em: <http://www.mma.gov.br>. Acesso em 09 fev. 2009. MORELLATO, L. P. C.; HADDAD, C. F. B. Introduction: the Brazilian Atlantic Forest. Biotropica, v. 32, n. 4b, p. 786-792, 2000. MYERS, J. H.; SIMBERLOFF, D.; KURIS, A. M.; CAREY, J. R. Eradication revisited: dealing with exotic species. Trends in Ecology & Evolution, v.15, n.8, p. 316-320, 2000. ODUM, E. P. Ecologia. Rio de Janeiro: Guanabara, 1988. OKAMOTO, M. H.; SAMPAIO, L. A.; MAÇADA, A. P. Efeito da temperatura sobre o crescimento e a sobrevivência de juvenis da tainha Mugil platanus Günther, 1880. Atlântica, v.28, n. 1, p. 61-66, 2006. OLDHAM, G. A review of the Scientific Committee on Problems of the Environment (SCOPE). ICSU, 2008. 57p. OLIVEIRA, A. E. S.; MACHADO, C. J. S. A experiência brasileira diante das espécies exóticas invasoras e a perspectiva de formulação de uma política pública nacional. Ciência e Cultura, v. 61, n 1, p. 23-26, 2009. OLIVEIRA-FILHO, A. T.; FONTES, M. A. L. Patterns of floristic differentiation among Atlantic Forests in Southeastern Brazil and the influence of climate. Biotropica, v. 32, n. 4b, p. 793-810, 2000. PAN-Bio – DIRETRIZES E PRIORIDADES DO PLANO DE AÇÃO PARA IMPLEMENTAÇÃO DA POLÍTICA NACIONAL DA BIODIVERSIDADE. Diretrizes e Prioridades do Plano de Ação para implementação da Política Nacional da Biodiversidade: PAN-Bio. Brasília, MMA, 2006. 80p. PARKER, I. M.; SIMBERLOFF, D.; LONSDALE, W. M.; GOODELL, K.; WONHAM, M,; KAREIVA, P. M.; WILLIAMSON, M. H.; VON HOLLE, B.; MOYLE, P. B.; BYERS, J. E.; GOLDWASSER, L. Impact: toward a framework for understanding the ecological effects of invaders. Biological Invasions, v.1, p. 3-19, 1999.
108
PATON, P. W. C. The effect of edge on avian nest success: how strong is the evidence? Conservation Biology, n.8, p.17-26, 1994. PELLEGRINI, L. G.; NABINGER. C.; CARVALHO, P. C. F.; NEUMANN, M. Diferentes métodos de controle de plantas indesejáveis em pastagem nativa. Revista Brasileira de Zootecnia, v. 36, n. 5, p. 1247-1254, 2007. PEREIRA, D. G. Interações entre espécies exóticas invasoras e espécies nativas: calitriquídeos no Parque Nacional da Serra dos Órgãos, RJ. Niterói, 2006. 74f. Dissertação (Mestrado em Ciência Ambiental) – Instituto de Geociências, Universidade Federal Fluminense, Niterói, 2006. PIMENTEL, D.; MCNAIR, S.; JANECKA, J.; WIGHTMAN, J.; SIMMONDS, C.; O’CONNELL, C.; WONG, E.; RUSSEL, L.; ZERN, J.; AQUINO, T.; TSOMONDO, T. Economic and environmental threats of alien plant, animal, and microbe invasions. Agriculture, Ecosystems and Environment, v.84, p. 1-20, 2001. PINTO-COELHO, R. M. Fundamentos em ecologia. Porto Alegre: Artmed, 2000. 252p. PIVELLO, V. R. Invasões biológicas no Cerrado brasileiro: efeitos da introdução de espécies exóticas sobre a biodiversidade. Ecologia Info, v.33, 2005. PIVELLO, V. R.; SHILDA, C. N.; MEIRELES, S. T. Alien grasses in Brasilian savannas: a threat to the biodiversity and conservation. Biodiversity and conservation, n.8, p.1281-1294, 1999. PRIMACK, R. B. & RODRIGUES, E. Biologia da conservação. Editora Vida, Londrina, Paraná, 2002. 328p. RAMBALDI, D. M; MAGNANINI, A.; ILHA, A.; LARDOSA, E.; FIGUEIREDO, P.; OLIVEIRA, R. F. A reserva da biosfera da Mata Atlântica no estado do Rio de Janeiro. Caderno 22, 2ª edição, São Paulo: CETESB, 2003. REIS, A.; BECHARA, F. C.; ESPINDOLA, M. B.; VIEIRA, N. K.; SOUZA, L. L. Restoration of damaged area: using nucleation to improve successional processes. Natureza & Conservação, n.1, p.85-92, 2003. REJMÁNEK, M. A theory of seed plant invasiveness: the first sketch. Biological Conservation, v.78, p. 171-181, 1996. RIBEIRO, M. O. Levantamento populacional e manejo da espécie exótica invasora Dracaena fragrans Ker-Gawl (Angiospermae – Liliaceae), em um trecho de Floresta Atlântica sob efeitos de borda no Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, Brasil. Seropédica: 2006. 96f. Monografia (Bacharelado em Engenharia Florestal) – Instituto de Florestas, Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro, Seropédica, 2006. RICKLEFS, R. E. A economia da natureza. Rio de Janeiro: Guanabara Koogan, 5ª ed. 2003. 542p.
109
RIZZINI, C. T. Flora organensis. Arquivos do Jardim Botânico do Rio de Janeiro, v. 13, p. 117-243, 1954. ROCHA, C. F. D.; BERGALLO, H. G.; ALVES, M. A. S.; SLUYS, M. V. A biodiversidade nos grandes remanescentes florestais do estado do Rio de Janeiro e nas restingas da Mata Atlântica. São Paulo: RIMA, 2003. 160 p. RODOLFO, A., M.; GREGORINI, M. Z.; CÂNDIDO-JR, J. F.; TEMPONI, L. G. Levantamento e padrão de distribuição das plantas exóticas na trilha do Poço Preto do Parque Nacional do Iguaçu – PR. In: CONGRESSO DE ECOLOGIA DO BRASIL, 8., 2007, Caxambu, MG. Anais... Caxambu: Sociedade de Ecologia do Brasil, 2007. SANCHES, J. H.; MAGRO, T. C.; SILVA, D. F. Distribuição espacial da Terminalia catappa L., em área de restinga no Parque Estadual da Serra do Mar, Núcleo Picinguaba, Ubatuba/SP. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO DE SENSORIAMENTO REMOTO, 13., 2007, Florianópolis. Anais... Florianópolis: INPE, 2007. SANTOS, A. R.; BERGALLO, H. G.; ROCHA, C. F. D. Plantas nativas e exóticas na paisagem urbana da cidade do Rio de Janeiro, Brasil. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005a. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. SANTOS, J. H. S.; FERREIRA, R. L. C.; SILVA, J. A. A.; SOUZA, A. L.; SANTOS, E. S.; MEUNIER, I. M. J. Distinção de grupos ecológicos de espécies florestais por meio de técnicas multivariadas. Revista Árvore, v. 28, n. 3, p. 387-396, 2004. SANTOS, L. S. F. Sol, nossa fonte de energia. Vox Scientiae, ano 7, n. 39, 2007. SANTOS, S. B.; PEDRALLI, G.; MEYER, S. T. Aspectos da fenologia e ecologia de Hedychium coronarium (Zingiberaceae) na Estação Ecológica do Tripuí, Ouro Preto – MG. Planta Daninha, v.23, n.2, p. 175-180, 2005b. SAYER, J. A.; WHITMORE, T. C. Tropical moist forests: destruction and species extinction. Biological Conservation, v.55, p. 199-213, 1991. SCHUMACHER, M. V.; POGGIANI, F. Caracterização microclimática no interior dos talhões de Eucalyptus camaldulensis Dehnh, Eucalyptus grandis Hill ex Maiden e Eucalyptus torelliana F. Muell, localizados em Anhembi, SP. Ciência Florestal, v3, n1, p. 9-20, 1993. SILVA, E. R.; SCHRAMM, F. R. A questão ecológica: entre a ciência e a ideologia/utopia de uma época. Cadernos de Saúde Pública, v. 13, n. 3, p.355-382, 1997. SILVA, R. R.; FILGUEIRAS, T. S. Gramíneas (Poaceae) da Área de Relevante Interesse Ecológico (ARIE) “Santuário de Vida Silvestre do Riacho Fundo”, Distrito Federal, Brasil. Acta Botanica Brasilica, v.17, n.3, p. 467-486, 2003. SIMBERLOFF, D.; GIBBONS, L. Now you see them, now you don’t! Population crashes of established introduced species. Biological Invasions, v.6, p. 161-172, 2004.
110
SNUC - SISTEMA NACIONAL DE UNIDADES DE CONSERVAÇÃO DA NATUREZA. Sistema Nacional de Unidades de Conservação da Natureza: lei nº 9.985, de 18 de julho de 2000; decreto nº 4.340, de 22 de agosto de 2002. 3 ed. aum. Brasília: MMA/SBF, 2003. 52p. SOUZA, R. A. Energia solar: vantagens do investimento desta fonte de energia alternative na região do nordeste. Monografia de Pós-Graduação Lato Sensu (Especialização em Fontes Alternativas de Energia) – Universidade Federal de Lavras, Minas Gerais, 2005. STOHLGREN, T. J.; CHONG, G. W.; SCHELL, L. D.; RIMAR, K. A.; OTSUKI, Y.; LEE, M.; KALKHAN, M. A.; VILLA, C. A. Assessing vulnerability to invasion by nonnative plant species at multiple spatial scales. Environmental Management, v.29, n.4, p. 566-577, 2002. SYLVESTRE, L.S.; ROSA, M. M. T. Manual metodológico para estudos botânicos na Mata Atlântica. Seropédica: Editora Universidade Rural, 2002. 121 p. TERBORGH, J. Distribution on environmental gradients: theory as a preliminary interpretation of distributional patterns in the avifauna of the Cordillera Vilcabamba, Peru. Ecology, v. 52, p. 23-40, 1971. THIENGO, S. C.; FARACO, F. A.; SALGADO, N. C.; COWIE, R. H.; FERNANDEZ, M. A. Rapid spread of an invasive snail in South America: the giant African snail, Achatina fulica, in Brazil. Biological Invasions, v.9, p. 693-702, 2007. TUNISOM, T. Element stewardship abstract for Hedychium coronarium. Virginia: The Nature Conservacy, 1991. 4p. VELOSO, H. P. As comunidades e as estações botânicas de Teresópolis, Estado do Rio de Janeiro: com um ensaio de uma chave dendrológica. Boletim do Museu Nacional, Botânica, n.3, PP. 1-95, 1945. VIBRANS, A. C.; FISTAROL, O.; VITORINO, M. D. Uso de técnicas de sensoriamento remoto para identificação e monitoramento de áreas infestadas pelo amarelinho (Tecoma stans (L.) Kunth, (Bignoniaceae)) na região norte do Paraná. In: SIMPÓSIO BRASILEIRO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS, 1., 2005, Brasília, DF. Proceedings... Brasília, DF: MMA, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/invasoras>. Acesso em: 23 fev. 2008. VIVEIROS DE CASTRO, E. B. (coord.). Plano de manejo do Parque Nacional da Serra dos Órgãos. Documento final interno. Teresópolis, 2008. 382p. VON MARTIUS, C. F. P; EICHLER, A. G. Flora Brasiliensis: enumeratio plantarum in Brasília hactenus detectarum. Volume III, Parte III. 1844. WESTON, L. A.; BARNEY, J. N.; DITOMMASO, A. A review of the biology and ecology of three invasive perennials in New York State: Japanese knotweed (Polygonum cuspidatum), mugwort (Artemisia vulgaris) and pale swallow-wort (Vincetoxicum rossicum). Plant and soil, v.277, p. 53-69, 2005. WILCOVE, D. S.; CHEN, L. Y. Management costs for endangered species. Conservation Biology, v. 12, p. 1405-1407. 1998.
111
WILLIAMSON, M. Biological invasions. London, UK: Chapman & Hall, 1996. ZANCHETTA, D,; DINIZ, F. V. Estudo da contaminação biológica por Pinus spp em três diferentes áreas na Estação Ecológica de Itirapina (SP, Brasil). Rev. Inst. Flor., v.18, n. único, p. 1-14, 2006. ZAVALETA, E. S.; HOBBS, R. J.; MOONEY, H. A. Viewing invasive species removal in a whole-ecosystem context. Trends in Ecology & Evolution, v.16, n.8, p. 454-459, 2001. ZILLER, S. R. Plantas exóticas invasoras: a ameaça da contaminação biológica. Ciência Hoje, v.30, n.178, p. 77-79, 2001. ZILLER, S. R. A Estepe Gramíneo-Lenhosa no segundo planalto do Paraná: diagnóstico ambiental com enfoque à contaminação biológica. Curitiba, PR, 200. 268 p. Tese de doutorado – Universidade Federal do Paraná, Curitiba, 2000.
112
ANEXO 1
REUNIÃO DE TRABALHO SOBRE ESPÉCIES EXÓTICAS INVASORAS: PROMOVENDO COOPERAÇÃO NA AMÉRICA DO SUL Promovida pelo Governo do Brasil, por meio do Ministério do Meio Ambiente e da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (EMBRAPA) do Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento, em colaboração com o Governo dos Estados Unidos da América, por meio do Departamento de Estado e da Embaixada dos Estados Unidos no Brasil, e com o Programa Global para Espécies Exóticas Invasoras (GISP).
DECLARAÇÃO Reunidos na cidade de Brasília, de 17 a 19 de outubro de 2001, especialistas representando Argentina, Bolívia, Brasil, Chile, Colômbia, Equador, Guiana Francesa, Paraguai, Peru, Suriname, Uruguai e Venezuela resolveram emitir a seguinte declaração: RECONHECEM QUE:
1. As espécies exóticas invasoras, que incluem pragas, doenças e ervas daninhas, além de causarem enormes prejuízos econômicos, principalmente à agricultura, constituem uma das principais ameaças à biodiversidade e aos ecossistemas naturais, além dos riscos à saúde humana.
2. A crescente globalização, com o incremento do transporte, do comércio e do turismo internacional, o início das mudanças climáticas causadas pelo efeito estufa e mudanças no uso da terra, tendem a ampliar as oportunidades de introdução e expansão de espécies exóticas invasoras na região.
3. A América do Sul abriga metade das florestas tropicais e mais de um terço de toda a biodiversidade do mundo, imenso e valioso patrimônio natural em grande parte compartilhado por 13 países, muitos deles megadiversos; biodiversidade que é a base da sustentabilidade dos serviços ambientais, dos recursos florestais e pesqueiros, da agricultura e da nova indústria da biotecnologia. Cerca de 50% do Produto Interno do Brasil, por exemplo, vem do uso direto da biodiversidade e seus recursos genéticos.
4. Os prejuízos causados por espécies exóticas invasoras à produção agrícola na América do Sul excedem a muitos bilhões de dólares ao ano. A título de exemplo, na Argentina a mosca das frutas custa US$ 10 milhões de dólares ao ano com programas de controle, mais 15-20% da produção em perdas anuais diretas, equivalentes a US$ 90 milhões de dólares por ano, e impactos econômicos e sociais indiretos incalculáveis com a redução da produção e perda de mercados de exportação.
113
5. Como integrantes de um mesmo continente, separados apenas por fronteiras políticas, os países sul-americanos compartilham o mesmo destino no caso de introdução de espécies exóticas invasoras – é essencial, portanto, a promoção de maior cooperação entre os países na região na prevenção e controle de um inimigo comum.
CONCLUSÕES: 1. Apesar dos avanços recentes na prevenção e controle de espécies exóticas invasoras
que ameaçam a agricultura, constata-se a necessidade de maior atenção para a prevenção e controle dos impactos de espécies exóticas invasoras sobre os ecossistema naturais e sobre a rica biodiversidade da região.
2. Se reconhece a importância de implementar plenamente na região a Decisão V/8 da 5a Conferência das Partes da Convenção sobre Diversidade Biológica que estabeleceu diretrizes para a prevenção e controle de espécies exóticas invasoras que ameaçam ecossistemas, habitats ou espécies.
3. Há necessidade de se promover maior intercâmbio de informação, começando pela elaboração de diagnósticos nacionais sobre o problema, pesquisa, capacitação técnica, fortalecimento institucional, conscientização pública, coordenação de ações e harmonização de legislações.
4. Sem prejuízo de outros temas identificados nos diagnósticos nacionais, merece atenção urgente o problema de introdução de espécies exóticas invasoras nas diferentes bacias hidrográficas da região e ecossistemas transfronteiriços.
5. Também existe a necessidade de se promover maior coordenação e cooperação entre os setores agrícolas, florestais, pesqueiros e ambientais nacionais no tratamento dessa questão, incluindo a criação de comissões nacionais sobre espécies exóticas invasoras, e envolver outros setores relacionados ao tema como saúde, turismo, transporte e comércio, bem como o setor privado.
6. É essencial, portanto, a promoção de maior cooperação entre os países na região na prevenção e controle de um inimigo comum, incluindo a elaboração de uma estratégia regional sul-americana para espécies exóticas invasoras, bem como cooperar com os demais países das Américas e com o esforço global para solucionar um problema comum liderado pela FAO, CDB e GISP.
7. Constata-se, entretanto, que existe falta de conscientização pública da importância desse tema, o que facilita a introdução acidental de espécies exóticas invasoras.
8. A efetiva prevenção e controle de espécies exóticas invasoras na América do Sul necessitará de apoio financeiro e técnico adequado.
114
ANEXO 2
Impatiens walleriana Hook. f.
Sin.: Impatiens sultani Hook. f.
Pertencente à família Balsaminaceae e de origem africana. Também conhecida
como beijinho, beijo-turco e maria-sem-vergonha, esta espécie possui hábito herbáceo e
ciclo de vida perene. Planta ereta, ramificada, suculenta e glabra, com altura de 30 a 50
cm. Apresenta caule geralmente ramificado, cilíndrico, carnoso e com coloração verde
ou avermelhada. Possui folhas macias, alternas ou opostas, lanceoladas ou ovadas, com
bordos crenados ou denteados e comprimento variando de 3 a 10 cm. As flores são
solitárias ou em racemos terminais ou axilares e se mostram nas mais variadas cores,
comumente vermelhas, laranjas, róseas, roxas ou brancas, produzidas ao longo de todo
o ano. Forma frutos capsulares, verdes e suculentos, com muitas sementes, que
explodem ao mais leve toque quando maduros. As sementes se dispersam
autocoricamente.
A espécie é largamente utilizada como ornamental e multiplica-se facilmente por
sementes ou por estaquia. É cultivada em grupamentos a pleno sol ou meia-sombra, em
solos ricos em matéria orgânica e umidade. Prefere o calor, mas é tolerante ao frio e
não exige cuidados especiais. Adaptou-se tão bem ao Brasil que surge espontaneamente
em jardins urbanos e matas nativas, sendo considerada daninha em algumas situações.
Domina áreas sombreadas, em especial ambientes úmidos, deslocando espécies nativas
de sub-bosque e infestando áreas de lavouras, causando prejuízos econômicos.
Uma interessante curiosidade é que o primeiro nome científico dado à espécie,
hoje em sinonímia, homenageia o Sultão de Zanzibar.
Fontes: Instituto Hórus (2008)
Lorenzi e Souza (2001)
115
Hedychium coronarium J. König
Nativa da Ásia Tropical (do Himalaia até China e Madagascar), esta espécie é
uma Angiospermae monocotiledônea pertencente à família Zingiberaceae. Possui
muitos nomes vulgares, entre eles lírio-do-brejo, lágrima-de-moça, lírio-branco,
borboleta, lágrima-de-vênus, gengibre-branco, jasmim e jasmim-borboleta. O termo
Hedychium vem do grego e significa “neve doce” e a palavra coronarium deriva do
latim corona e significa “coroa” (SANTOS et al, 2005b).
É considerada por alguns autores como uma macrófita aquática pelo fato de
vegetar áreas permanentemente molhadas (SANTOS et al, 2005b). Planta de forma
biológica herbácea, perene, rizomatosa, entouceirada, com altura variando entre 1,5 a
2,0 metros. Possui raízes abundantes e fortes rizomas, com gemas a partir das quais
emergem novos caules, formando clones. Apresenta caules eretos, não ramificados,
vigorosos, cilíndricos, avermelhados na base e encobertos no restante da extensão por
bainhas foliares, uma por entrenó. Suas folhas são simples, alternas, coriáceas,
lanceoladas e tomentosas na face de baixo, de coloração verde intensa e brilhante. As
lâminas possuem 30 a 80 cm de comprimento e 10 a 15 cm de largura, com margens
inteiras, lisas e glabras em ambas as faces. Limbo com nervura central proeminente no
dorso. Apresenta bainhas estriadas, às vezes pubescentes e longas, que cobrem os
entrenós. As inflorescências ocorrem em espigas terminais, com flores de corolas
brancas ou amarelo pálidas e estames petalóides, grandes e aromáticas, formadas
praticamente o ano todo. Na inflorescência há uma seqüência de brácteas imbricadas,
formando um arranjo estrobiliforme. As brácteas são ovaladas, de ápice agudo e com 4
a 5 cm de comprimento. Dentre as brácteas surgem as flores, duas a três por cada. A
polinização é feita por mariposas. O fruto da espécie é do tipo baga, deiscente, de
formato elíptico, liso e glabro. Sua cor passa de verde a alaranjada quando maduro. As
sementes possuem forma ovalada e coloração avermelhada e são envoltas por um arilo
116
vermelho. Sua dispersão se dá por zoocoria.
Ocorre preferencialmente em lugares brejosos, com solos ricos em matéria
orgânica, a pleno sol. Apresenta crescimento agressivo, sendo considerada como planta
invasora em solos agrícolas brejosos, além de ocorrer em áreas naturais, causando
prejuízos. Nas áreas naturais esta espécie pode substituir a vegetação em áreas úmidas
e sub-bosque das florestas. Pode invadir também canais, riachos e outras coleções
d’água pouco profundas, mas o habitat ideal é o de baixadas úmidas com temperatura
elevada durante todo o ano. Já foram relatados prejuízos econômicos também em lagos
de hidrelétricas e em tubulações entupidas pela espécie.
Tem uso ornamental, sendo cultivada em conjuntos, renques ou mesmo
isoladamente. Multiplica-se facilmente por divisão de touceira contendo rizoma, sendo
a reprodução vegetativa ou clonal a estratégia de dispersão mais eficiente para esta
espécie. No passado, a espécie era utilizada na fabricação de papel em Morretes (PR).
Das flores extrai-se uma essência utilizada na fabricação de perfumes e dos rizomas
pode-se extrair uma fécula comestível.
Fontes: Instituto Hórus (2008)
Lorenzi e Souza (2001)
Livros Grátis( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download: Baixar livros de AdministraçãoBaixar livros de AgronomiaBaixar livros de ArquiteturaBaixar livros de ArtesBaixar livros de AstronomiaBaixar livros de Biologia GeralBaixar livros de Ciência da ComputaçãoBaixar livros de Ciência da InformaçãoBaixar livros de Ciência PolíticaBaixar livros de Ciências da SaúdeBaixar livros de ComunicaçãoBaixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNEBaixar livros de Defesa civilBaixar livros de DireitoBaixar livros de Direitos humanosBaixar livros de EconomiaBaixar livros de Economia DomésticaBaixar livros de EducaçãoBaixar livros de Educação - TrânsitoBaixar livros de Educação FísicaBaixar livros de Engenharia AeroespacialBaixar livros de FarmáciaBaixar livros de FilosofiaBaixar livros de FísicaBaixar livros de GeociênciasBaixar livros de GeografiaBaixar livros de HistóriaBaixar livros de Línguas
Baixar livros de LiteraturaBaixar livros de Literatura de CordelBaixar livros de Literatura InfantilBaixar livros de MatemáticaBaixar livros de MedicinaBaixar livros de Medicina VeterináriaBaixar livros de Meio AmbienteBaixar livros de MeteorologiaBaixar Monografias e TCCBaixar livros MultidisciplinarBaixar livros de MúsicaBaixar livros de PsicologiaBaixar livros de QuímicaBaixar livros de Saúde ColetivaBaixar livros de Serviço SocialBaixar livros de SociologiaBaixar livros de TeologiaBaixar livros de TrabalhoBaixar livros de Turismo
