FERNANDO RAVANINI GARDON
INTERCEPTAÇÃO DA CHUVA POR PLANTIOS DE
RESTAURAÇÃO FLORESTAL
CAMPINAS 2016
INTERCEPTAÇÃO DA CHUVA POR PLANTIOS DE
RESTAURAÇÃO FLORESTAL
Dissertação de Mestrado apresentada a Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo da Unicamp, para obtenção do título de Mestre em Engenharia Civil, na área de Recursos Hídricos, Energéticos e Ambientais.
Orientadora: Profa. Dra. Rozely Ferreira dos Santos
ESTE EXEMPLAR CORRESPONDE À VERSÃO FINAL DA
DISSERTAÇÃO DEFENDIDA PELO ALUNO FERNANDO
RAVANINI GARDON E ORIENTADO PELA PROFA. DRA. ROZELY FERREIRA DOS SANTOS
ASSINATURA DA ORIENTADORA
______________________________________
CAMPINAS 2016
URBANISMO
INTERCEPTAÇÃO DA CHUVA POR PLANTIOS DE
RESTAURAÇÃO FLORESTAL
Fernando Ravanini Gardon
Dissertação de Mestrado aprovada pela Banca Examinadora, constituída por:
Profa. Dra. Rozely Ferreira dos Santos
Presidente e Orientadora/Universidade Estadual de Campinas
Prof. Dr. Alberto Luiz Francato
Universidade Estadual de Campinas
Prof. Dr. Pedro Henrique Santin Brancalion
Universidade de São Paulo
A Ata da defesa com as respectivas assinaturas dos membros encontra-se no processo de vida acadêmica do aluno.
Dedico a meus familiares, Roze e a todos que lutam de forma ética e contínua para preservar e conservar a natureza, a qual é um direito de todos.
Agradeço primeiramente à mentora desta etapa de minha vida que se conclui, que muito mais do que me orientar, me fez sentir acolhido para seguir neste caminho que escolhi, algo que não tenho palavras para explicar. Roze, muito obrigado por todo o conhecimento compartilhado, por me mostrar (com suas próprias experiências) o quão dura a vida pode ser, mas que com educação, bom senso e determinação podemos atingir mais objetivos do que apenas os que planejamos. Espero poder continuar sendo seu amigo, seguindo suas orientações e aprendendo com você. Obrigado!
Agradeço ao Prof. Dr. Alberto Luiz Francato, ao Prof. Dr. Pedro Henrique Santin Brancalion e ao Prof. Dr. José Roberto Guimarães pela disponibilidade em contribuir para melhoria deste trabalho em diferentes fases.
Agradeço aos profissionais da FEC, em especial ao Eduardo por todos os problemas resolvidos com eficiência e o direcionamento nas questões burocráticas.
Agradeço à Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) pela concessão da bolsa e também ao Programa de Apoio a Pós-graduação (PROAP) pela ajuda financeira.
Agradeço aos proprietários e vizinhos das áreas de estudo de Joanópolis (Romeu, Roldão e Zeca Pereira), Nazaré Paulista (Dona Zélia, Genilda e Bertolino) e Paraibuna (Seu Inácio, Pedro e Messias) por permitir o acesso às áreas de estudo. Obrigado ainda pelas inúmeras prosas e por reforçarem em mim que simplicidade é uma virtude.
Agradeço aos amigos feitos nesta etapa, principalmente ao Renato por disponibilizar parte de seus dados, à Vivian pela disposição e auxílio em diferentes questões mesmo com análises para fazer pelo resto da vida e ao Bruno por me direcionar nas análises estatísticas na reta final do trabalho.
Agradeço aos amigos que a vida me ofereceu cedo e que eu soube cultivar. Léo e Bruno, Plínio, Gracia e Zé Bonin, obrigado pela irmandade de sempre.
E por fim, agradeço a todos da minha família, especialmente à minha Mãe por me ensinar a ser ético e responsável no trabalho, ao meu Pai por me ensinar a ser um homem correto e determinado na vida, Mari por me permitir errar e continuar ao meu lado, Léozão por me mostrar que as diferenças existem para ser somadas e, principalmente, a Ana pela parceria diária, ajudas em campo, incentivo e por estar sempre ao meu lado em todos os momentos, não deixando que eu perdesse a cabeça com os percalços da vida, minha amiga e parceira nesta jornada, obrigado por tudo.
Grandes investimentos em restauração florestal têm sido aplicados nos últimos anos na tentativa de recuperar as florestas ciliares, sendo os recursos hídricos um dos focos principais destas ações. No entanto, para concluir a respeito da efetividade das estratégias de restauração florestal em relação aos processos hidrológicos, é necessário monitorar os plantios ao longo dos anos. Este estudo buscou contribuir para esse conhecimento, avaliando se os valores de interceptação da água da chuva em plantios de restauração com cerca de 10 anos de idade se assemelham aos de florestas nativas em estágio intermediário de desenvolvimento. Foram quantificados em nove plantios de restauração a precipitação total (Pt) incidente, a precipitação interna (Pi) e a interceptação da água da chuva pela vegetação (Ic), com a utilização de pluviômetros e interceptômetros. Parâmetros da vegetação (riqueza de espécies, área basal, densidade de indivíduos, continuidade de dossel e número de estratos) e dados sobre a condição dos plantios (isolamento da área, presença de gado e ocupação por gramíneas) foram utilizados para auxiliar a interpretação do processo da interceptação. O valor médio anual de interceptação foi de 20%, semelhante ao observado em florestas em estágio intermediário de desenvolvimento. No entanto, a comparação entre as restaurações evidenciou um comportamento hidrológico de alta variabilidade, principalmente em função da estrutura da vegetação e da ação de agentes degradadores. Apesar dos diferentes valores de interceptação observados, os resultados deste estudo pressupõem a contribuição dos plantios de restauração florestal para os serviços ecossistêmicos hídricos.
Large investments in forest restoration have been applied in recent years as an attempt to recover riparian forests, and water resources are a key focus of these actions. However, to conclude about the effectiveness of forest restoration strategies for the hydrological processes, it is necessary to monitor the restoration plantings over the years. This study aimed to contribute to this knowledge, assessing whether the rainfall interception values in 10-year-old restoration plantings are similar to intermediate-aged native forests. We quantified in nine restoration plantings the total precipitation (P) incident, the throughfall (Th) and the rainfall interception (I) by vegetation using rain gauges and interceptometers. Vegetation parameters (species richness, basal area, tree density, canopy continuity and vertical stratification) and site conditions (site isolation, cattle presence and grass occupation) were used to assist the interpretation of the interception process. The annual average interception was 20%, similar to that observed in intermediate-aged forests. Nevertheless, the comparison among the studied sites showed high variability in the interception processes, mainly due to the vegetation structure and local degradation effects. Despite the different interception values observed, the results of this study suggest the contribution of the restoration plantings to water-related ecosystem services.
Figura 1. Localização das bacias de estudo na região leste do Estado de São Paulo. ... 32
Figura 2. Fisionomia dos plantios avaliados em Joanópolis (R1, R2 e R3). ... 34
Figura 3. Fisionomia dos plantios avaliados em Nazaré Paulista (R4, R5 e R6). ... 35
Figura 4. Fisionomia dos plantios avaliados em Nazaré Paulista (R7, R8 e R9). ... 36
Figura 5. Coletor de Pt e Pi. ... 38
Figura 6. Coletores de Pi (interceptômetros) instalados dentro da floresta (R1). ... 39
Figura 7. Esquematização do design amostral adotado para o estudo (três localidades, nove plantios e 18 parcelas com cinco interceptômetros cada). ... 39
Figura 8. Exemplo um mapa auto-organizável bidimensional (Brentan et al., 2016; adaptado de Koua e Kraak, 2004). Onde x é um vetor com dados de entrada de dimensões x1 a xm; e wj é o vetor contendo os pesos sinápticos wj1 a wjm de cada neurônio da camada de saída. O círculo preto representa o neurônio dominante e aqueles em tons de cinzas sua vizinhança topológica. ... 44
Figura 9. Acumulado anual de Pt e Ic (mm.ano-1) em cada plantio. As barras representam os volumes de Pt; as linhas contínuas os volumes anuais de precipitação (mm.ano-1) da série histórica para cada município; as linhas tracejadas os volumes anuais de Ic (mm.ano-1) acumulados em cada plantio; e os círculos representam as proporções de Ic anual (%) em relação a Pt incidente sobre os plantios. ... 47
Figura 10. Comportamento dos dados hidrológicos em cada plantio. a e b) distribuição mensal da Pt (mm.mes-1); c e d) distribuição mensal da Ic (mm.mes-1). As linhas dentro das caixas representam as medianas dos dados. ... 49
Figura 11. Variação das proporções mensais de Ic (%) em cada plantio. As linhas dentro das caixas representam as medianas dos dados. ... 49
Figura 12. Distribuição dos dados de Ic (mm.mes-1) em intervalos de 10mm. As barras representam o número de observações dentro do intervalo (frequência de eventos); o valor posicionado acima das barras se refere à porcentagem de observações daquele intervalo; e a linha curvilínea representa a densidade de probabilidade dos dados. ... 51
Figura 13. Modelo linear construído a partir dos volumes mensais de Ic em função de Pt (mm.mes-1) obtidos em todas as áreas de estudo; a linha tracejada é a média dos valores de Ic mensal (mm.mes-1); a linha contínua representa a reta de regressão linear que melhor se ajusta aos desvios dos dados. ... 52
Figura 14. Modelos lineares construídos a partir dos volumes mensais de Ic em função de Pt (mm.mes-1) obtidos em cada plantio; a linha contínua representa a reta de regressão linear. .. 53
Figura 15. Valores de Ic em relação aos volumes de Pt incidente sobre a vegetação dos plantios, de acordo com a sazonalidade climática (períodos chuvoso e seco). ... 54
Figura 16. Variação da interceptação (Ic) (%) nos 10 interceptômetros instalados em cada plantio. Os valores de um a cinco representam os interceptômetros da parcela 1 e os valores de seis a 10 da parcela 2. As linhas representam as medianas de cada coletor. ... 55
em R2. ... 56 Figura 18. Características da vegetação nas parcelas instaladas em R9. a) parcela (P1) instalada na área com menor densidade de indivíduos e falhas no dossel; b) parcela (P2) instalada na área com maior densidade e continuidade do dossel; c) comportamento dos valores de Ic (%) observados nos interceptômetros das parcelas instaladas em R2. ... 57 Figura 19. Mapas auto-organizáveis (SOM) contruídos a partir dos resultados obtidos para 11 variáveis avaliadas na vegetação dos nove plantios. ... 61 Figura 20. Mapas auto-organizáveis (SOM) contruídos com dados hidrológicos divididos de acordo com a sazonalidade climática (período seco) avaliada nos nove plantios. ... 61 Figura 21. Mapas auto-organizáveis (SOM) contruídos com dados hidrológicos divididos de acordo com a sazonalidade climática (período chuvoso) avaliada nos nove plantios. ... 62
Tabela 1. Características das áreas de estudo e médias anuais de precipitação e temperatura 33 Tabela 2. Indicadores de estrutura e condição florestal, metodologias de avaliação e critérios de avaliação utilizados no diagnóstico dos plantios. ... 41 Tabela 3. Acumulados de Pt e Ic (mm) em cada plantio e respectiva proporção de Ic (%). .... 47 Tabela 4. Valores mínimos, máximos e amplitude dos volumes de Pt e Ic (mm.mes-1) e proporção de Ic (%). ... 48 Tabela 5. Desvio padrão (sd) e coeficiente de variação (CV) dos volumes mensais de Pt e Ic (mm.mes-1) e sua respectiva proporção de Ic (%) em cada plantio. ... 50 Tabela 6. Resultados obtidos com a utilização do teste t para comparar a proporção mensal de Ic (%) entre os plantios; os valores representam o p-valor correspondente ao resultado da comparação entre as médias. ... 50 Tabela 7. Diagnóstico do monitoramento da estrutura (continuidade de dossel e número de estratos) e condição dos plantios (isolamento da área, presença de gado e cobertura por gramíneas). ... 58 Tabela 8. Tabela com os dados do levantamento de espécies realizado em cada plantio, contendo: altura (m) e DAP (cm) médio das árvores, densidade de indivíduos (indivíduos.ha-1), riqueza de espécies, área basal (m².ha-1) e proporção de indivíduos decíduos em relação ao total observado (%). ... 59
1. Introdução ... 14
2. Objetivo ... 17
2.1. Objetivos específicos ... 17
3. Hipótese ... 17
4. Revisão bibliográfica ... 18
4.1. Ecossistemas florestais e serviços ecossistêmicos ... 18
4.2. Restauração Ecológica – recuperando ecossistemas funcionais ... 19
4.2.1. Monitoramento de áreas em restauração... 21
4.3. Serviços ecossistêmicos hídricos gerados pelas florestas ... 23
4.3.1. Interceptação da chuva (Ic) em ecossistemas florestais ... 25
4.3.2. Monitoramento da interceptação da chuva em ecossistemas florestais ... 28
5. Materiais e métodos ... 30
5.1. Projeto de Recuperação de Matas Ciliares (PRMC) ... 30
5.2. Áreas de estudo ... 31
5.3. Design experimental ... 37
5.3.1. Quantificação de Pt, Pi e Ic ... 37
5.3.2. Indicadores da estrutura da vegetação e condição dos plantios ... 41
5.3.3. Levantamento de espécies ... 42
5.4. Análise estatística ... 42
5.4.1. Avaliação hidrológica ... 42
5.4.2. Correlação entre variáveis – SOM (self-organizing maps)... 43
6. Resultados ... 46
6.1. Monitoramento hidrológico ... 46
6.1.1. Comportamento anual de Pt e Ic ... 46
6.1.2. Comportamento mensal de Pt e Ic ... 48
6.1.3. Variabilidade interna de Ic nos plantios de restauração florestal ... 53
6.2. Levantamento e diagnóstico da vegetação ... 58
6.3. Correlação entre variáveis ... 60
7. Discussão ... 62
8. Conclusões ... 68 9. Referências Bibliográficas ... 69
1. Introdução
As matas ciliares são componentes dos ecossistemas ripários reconhecidas como Áreas de Preservação Permanente – APP (Código Florestal, 2012) fundamentais para a manutenção de processos hidrológicos e para a provisão de diferentes serviços ecossistêmicos (SE) (LIMA, 2008; SALEMI et al., 2012; FERRAZ et al., 2014), como quantidade de água (SE de suporte), qualidade de água (SE de provisão), controle climático (SE de regulação) e utilização de rios para fins recreacionais (SE cultural) (MILLENNIUM ECOSYSTEM ASSESSMENT, 2005; BALMFORD et al., 2008; PINTO et al., 2013; LI et al., 2014). Todavia, o Código Florestal de 2012 (Lei Federal n. 12.561/12) reduziu as exigências sobre as faixas mínimas de manutenção das APPs, o que compromete a capacidade dessas áreas em prover benefícios para o homem, dificultando o cumprimento de objetivos primordiais das ações de restauração florestal, de recuperar os serviços ecossistêmicos (BULLOCK et al., 2011) e as funções eco-hidrológicas das paisagens perdidas com o desmatamento. Segundo Tambosi e colaboradores (2015), tal diminuição de área florestal poderá reduzir a capacidade de provisão de água em qualidade e regularidade compatíveis com as demandas futuras.
Uma vez que a zona ripária é um dos principais componentes das bacias hidrográficas, que contribui para o retorno do sistema ao estado de equilíbrio após flutuações provocadas por distúrbios naturais ou de influência humana (ATTANASIO et al., 2012), conservar e recuperar florestas de margens e cabeceiras de rios é fundamental para a garantia de serviços ambientais (RODRIGUES e LEITÃO-FILHO, 2009). Contudo, mesmo sob o antigo regime de proteção legal (Código Florestal de 1965, Lei Federal n. 4.771/65), os esforços para preservar florestas ribeirinhas não foram suficientes, visto que as pressões antrópicas e impactos ambientais do passado continuam alterando estes ambientes no presente.
Os danos causados em áreas ripárias resultam comumente do conflito de interesses entre preservação da biodiversidade e produção agropecuária, o que promove a contínua degradação do solo, da vegetação ciliar e dos recursos hídricos (IGNÁCIO et al., 2007; LIMA e ZAKIA, 2009; RODRIGUES e GANDOLFI, 2009; ATTANASIO et al., 2012). Diante desse cenário, resta aos agentes sociais preocupados com o meio ambiente defenderem como ação para a conservação a “restauração ecológica” destes ambientes únicos. Tal atividade visa obter e/ou facilitar a recuperação florestal restabelecendo processos ecológicos e serviços – etapa fundamental na busca pela sustentabilidade (LIMA e ZAKIA, 2009; SASHA et al., 2011; WU, 2013). Trabalhar nessa direção é, justamente, a expectativa dos restauradores brasileiros que
lutam para reverter a situação atual adversa de severa fragmentação florestal e alto potencial de perda de solos e assoreamento de cursos d’água, resultado do histórico de intensa perturbação antrópica sobre os elementos da Natureza ao longo do tempo (MAGNAGO et al., 2012).
Na tentativa de recuperar a cobertura vegetal de paisagens degradadas e garantir a conservação dos recursos hídricos e a oferta de serviços ecossistêmicos, grandes investimentos têm priorizado ações de restauração florestal em áreas ribeirinhas e no entorno de nascentes (ATTANASIO et al., 2006; BULLOCK et al., 2011). Sem dúvida, o sucesso ou fracasso desses empreendimentos depende dos fundamentos que norteiam as estratégias de restauração (RODRIGUES et al., 2009ab; HOLL e AIDE, 2011). Uma revisão elaborada por Rodrigues e colaboradores (2009a) descreveu a experiência brasileira de mais de 30 anos de tentativas de restauração florestal na Mata Atlântica, principalmente para o Estado de São Paulo, e evidenciou o quanto ainda é preciso investir para definir uma metodologia de implementação que, efetivamente, atenda aos objetivos previstos para uma área restaurada.
No nosso entendimento, a lacuna existente no processo de restauração consiste na ausência de avaliações e registros dos resultados obtidos pelo plantio de mudas florestais ao longo dos anos, o que não permite concluir sobre a efetividade das estratégias de restauração em alcançar os seus objetivos. Nessa perspectiva, algumas iniciativas têm sido empreendidas nos últimos anos mas, dentre as ações de monitoramento de áreas em restauração, são poucas as que utilizam parâmetros, índices e indicadores para avaliar a recuperação de processos hidrológicos, fato comumente observado em protocolos de monitoramento (GANDARA e UEHARA, 2011). Em contrapartida, a literatura afirma exaustivamente que esse é um dos principais serviços ecossistêmicos ofertados para o homem quando se estabelece uma nova floresta (DE GROOT et al., 2010; KEELER et al., 2012; RUSSI et al., 2013; SEIFERT-DÄHNN et al., 2015). A falta de monitoramento hidrológico em restaurações florestais, resulta por exemplo, na impossibilidade de determinar a real capacidade da restauração florestal recuperar serviços como qualidade ou quantidade de água. Por mais que alguns pesquisadores sugiram a necessidade de atualização dos protocolos de monitoramento (SHACKELFORD et al., 2013), as medidas de densidade de plantas, abundância e processos resultantes da interação entre a diversidade biológica, continuam a ser os indicadores mais recomendados para avaliações de resultados de restauração (WORTLEY et al., 2013).
A negligência em relação aos processos hidrológicos que ocorrem dentro destas florestas compromete não somente o entendimento da dinâmica hidrológica florestal, como as tomadas de decisões em relação aos recursos hídricos, visto que etapas do ciclo hidrológico responsáveis pela movimentação de grande parte da água no sistema acabam sendo mal
avaliadas. A movimentação da água em uma floresta é resultado de uma série de processos (interceptação, escoamento pelo tronco, precipitação livre e interna, infiltração, etc) que garantem a redistribuição deste recurso no sistema (LIMA e ZAKIA, 2006), determinando o volume da água que atinge e percola no solo, e também o volume que retorna para a atmosfera (ARCOVA et al., 2003). A interceptação da água da chuva por florestas, por exemplo, é o primeiro processo de redistribuição da chuva que incide sobre uma área florestada, e mesmo sendo considerado um elemento chave para a hidrologia florestal (LOESCHER et al., 2002; PIKE e SCHERER, 2003) e de grande relevância para muitos outros processos hidrológicos, geomorfológicos e pedológicos (THOMAZ, 2005), esta etapa do ciclo da água não é avaliada no monitoramento de áreas restauradas.
A água interceptada pela vegetação pode seguir dois caminhos diferentes - retornar para a atmosfera por evaporação contribuindo para a umidade relativa do ar, ou avançar de forma gradual para o interior da floresta até alcançar o solo favorecendo sua recarga (ARCOVA et al., 2003). Assim, a interceptação diminui tanto a quantidade de chuva que alcança a superfície do solo, quanto a intensidade com que o atinge, fornecendo um equilíbrio do recurso no ambiente (atmosfera, solo e cursos d’água) e o controle de processos erosivos (LIMA, 2008). O consenso em relação a necessidade de recuperar florestas para obter serviços hídricos pode ser revelado através dos inúmeros investimentos aplicados nestas ações, as quais só serão efetivas se houver o monitoramento contínuo do restabelecimento de processos e funções ecológicas nas áreas restauradas. Somente desta maneira será possível garantir a formação de florestas funcionais, onde as diferentes formas de vida e as interações entre estes elementos e com o meio físico coexistam, promovendo a sustentabilidade e a capacidade de autoperpetuação destes ecossistemas (KAGEYAMA et al., 2003; RODRIGUES et al., 2009b; MAGNAGO et al., 2012).
Neste contexto, o monitoramento hidrológico de áreas em processo de restauração é uma importante ferramenta para o planejamento ambiental, pois permite identificar ganhos hidrológicos através da observação da condição de processos resultantes da interação estabelecida ao longo do tempo entre a cobertura florestal e o ciclo da água. Essa linha de investigação pode auxiliar nas avaliações de desenvolvimento dos plantios de restauração e na proposição de ações de manejo da cobertura florestal, de forma a atingir os objetivos voltados à qualidade hídrica. Por esta razão, o presente estudo pretende contribuir para a melhor compreensão do papel dos plantios de restauração florestal de matas ciliares na interceptação da água da chuva, partindo do pressuposto que a eficiência desse evento garante a manutenção
de processos hidrológicos subsequentes em uma floresta contribuindo para oferta de serviços ecossistêmicos hídricos.
2. Objetivo
Quantificar a precipitação total (Pt) e o correspondente processo de interceptação (Ic) por plantios de restauração de mata ciliar
2.1. Objetivos específicos
Avaliar a eficiência de interceptação da água em plantios de restauração florestal em comparação com ecossistemas naturais;
Comparar valores anuais e mensais de interceptação entre as áreas;
Avaliar o processo de interceptação de acordo com a sazonalidade climática (períodos chuvoso e seco);
Analisar a variabilidade interna da interceptação em cada área plantada;
Diagnosticar indicadores da vegetação e condição das áreas que podem influenciar, ou ter influenciado no passado, o desenvolvimento dos plantios e, consequentemente, o comportamento dos processos hidrológicos.
3. Hipótese
Os valores de Ic nos plantios de restauração florestal entre oito a 10 anos de idade assemelham-se aos de florestas em estágio intermediário de desenvolvimento.
4. Revisão bibliográfica
4.1. Ecossistemas florestais e serviços ecossistêmicos
Embora seja reconhecida a necessidade de manter florestas para garantir a manutenção da qualidade ambiental das paisagens, a degradação dos ecossistemas naturais tem comprometido a biodiversidade como um todo e, consequentemente, as funções e processos ecológicos que garantem a oferta de serviços ecossistêmicos (MILLENNIUM ECOSYSTEM ASSESSMENT, 2005; CARDINALE et al., 2012; NAEEM et al., 2012). De acordo com Wu (2013), a oferta de serviços depende da integridade ecológica e da sustentabilidade da paisagem, somente alcançada com o uso racional dos recursos disponíveis (TURNER et al., 2013). Para tanto, é necessário considerar a influência dos componentes físicos, ecológicos, socioeconômicos, culturais e políticos das paisagens na oferta destes recursos, como também sua expressão nas escalas espacial e temporal (WU e HOBBS, 2002).
Em regiões tropicais as mudanças no uso e na cobertura original das paisagens resultam na conversão de extensas áreas florestais para uso antrópico (MAYAUX et al., 2005; CHAZDON et al., 2009). No Brasil não é diferente, a expansão desordenada de atividades agrícolas representa uma força motora de grande relevância (ALEXANDRATOS e BRUINSMA, 2012), considerada a principal causa da destruição dos recursos naturais do território nacional, particularmente as florestas ciliares (MARTINS, 2014). Estas mudanças na cobertura do solo, comumente de forma desordenada, levam ao rompimento das interações entre os elementos bióticos e abióticos das paisagens em diferentes níveis organizacionais (TURNER et al., 2001). Esse fato compromete a dinâmica natural dos ecossistemas, impedindo a manutenção de fluxos, processos e funções ecológicas e, por decorrência, a oferta de serviços que dependem diretamente da biomassa florestal (PUTZ e REDFORD, 2010; MELO et al., 2013).
Em ecossistemas tropicais, como as florestas do bioma Mata Atlântica, os resultados dos impactos ambientais são ainda mais graves, visto o seu grande valor para a conservação biológica (MYERS et al., 2000). Mesmo reconhecida a necessidade de conservar e recuperar este ecossistema florestal, apenas 12-16 % de sua cobertura original ainda existe (RIBEIRO et al., 2009), distribuída em pequenos remanescentes degradados e inseridos em matrizes alteradas pelas atividades humanas (LIRA et al., 2012). Poucos remanescentes de grandes dimensões persistem nas paisagens, restritos a áreas de encosta devido à dificuldade de acesso da população imposta pelo terreno acidentado (SILVA et al., 2007).
Diante deste cenário, as florestas representam elementos chave no planejamento do território, pois as interações entre seus componentes, a biodiversidade, o solo, a água e o clima, atuam positivamente sobre a manutenção, regulação e provisão de diferentes serviços, com grande destaque para sua relação positiva com os recursos hídricos. Diversas características dos ecossistemas terrestres influenciam os recursos hídricos (TUNDISI e MATSUMURA-TUNDISI, 2010), entretanto, as coberturas florestais desempenham um importante papel na regulação do ciclo hidrobiológico (TUNDISI e MATSUMURA-TUNDISI, 2008). Apesar da disponibilidade de água em mananciais e nascentes estar associada à presença de áreas florestais, estes ecossistemas continuam sendo desmatados e fragmentados em função da pressão agrícola, urbana e da exploração ilegal, o que aumenta a necessidade de não só conservar, mas também restaurar florestas para melhoria da qualidade e da quantidade dos serviços hídricos (LIMA et al., 2013).
4.2. Restauração Ecológica – recuperando ecossistemas funcionais
O conceito de restauração ecológica difere de reabilitação ou mesmo recuperação florestal de áreas degradadas. A restauração ecológica de ecossistemas florestais só é efetiva se, independentemente da estratégia empregada houver o estabelecimento de uma floresta funcional, que apresenta diferentes formas de vida, interações e processos ecológicos (BLOCK et al., 2001). Neste sentido, recuperar a cobertura florestal de uma paisagem degradada sem uma previa seleção das estratégias e metodologias de restauração ou das espécies a serem introduzidas, não garante o estabelecimento de florestas íntegras e fornecedoras de serviços ecossistêmicos, principalmente os serviços hídricos, como já apontado na introdução deste estudo. A restauração ecológica é reconhecida como uma das principais estratégias para o aumento na provisão de serviços ecossistêmicos e para a reversão de quadros de ameaça à biodiversidade (BULLOCK et al., 2011). Sasha e colaboradores (2011) definiram restauração ecológica como:
“[...] uma atividade intencional que inicia ou facilita a recuperação dos ecossistemas, restabelecendo uma trajetória benéfica de maturação que persiste ao longo do tempo. A ciência e a prática da restauração ecológica são focadas no restabelecimento de processos ecológicos pelos quais populações de espécies podem se auto-organizar em comunidades funcionais e persistentes, que se adaptam às condições de mudança e, ao mesmo tempo, fornecem serviços ecossistêmicos vitais.
Além de restabelecer o funcionamento do ecossistema, a restauração ecológica também promove o restabelecimento de uma relação saudável entre os seres humanos e seus ambientes naturais, reforçando o vínculo indissolúvel entre natureza e cultura, e enfatizando os importantes benefícios que os ecossistemas prestam às comunidades humanas”.
A implantação de qualquer metodologia de restauração ecológica é primariamente baseada em um diagnóstico ambiental das áreas a serem restauradas e de seu entorno (RODRIGUES et al., 2009a), buscando identificar na própria área e na paisagem potencialidades que facilitem o processo de restauração florestal, diminuindo assim os custos de implantação. O “Pacto pela restauração da Mata Atlântica” (RODRIGUES et al., 2009b), bem como a extensa revisão sobre restauração apresentada por Brancalion e colaboradores (2015) apresentam diferentes estratégias para restauração, onde fica evidente que nem todas as áreas degradadas precisam de extensivos plantios para sua restauração.
Muitas vezes, quando uma área se encontra próxima a fragmentos ou corredores florestais, o seu isolamento dos fatores de degradação e posterior facilitação do desenvolvimento das plantas que ali venham a se estabelecer, são estratégias que podem garantir a formação de uma floresta, visto que florestas próximas fornecem propágulos e são consideradas os principais responsáveis pela colonização e enriquecimento das áreas degradadas nestas paisagens (RODRIGUES et al., 2004; UEZU et al., 2005; JESUS et al., 2012). Em situações como esta, o plantio de um pequeno grupo de espécies e ações de condução da regeneração natural podem ser estratégias suficientes para recuperar a cobertura florestal (ATTANASIO et al., 2006; RODRIGUES et al., 2009ab). Portanto, em paisagens altamente fragmentadas e com baixa conectividade florestal, a falta de vegetação nativa pode dificultar o processo de regeneração natural, sendo necessárias maiores intervenções, como o plantio de um maior número de indivíduos ou espécies para que essa comunidade possa se desenvolver de acordo com o esperado. Consequentemente, mais elevados serão os custos para restaurar estas áreas.
Estratégias de restauração florestal como indução e condução da regeneração natural (coroamento, adubação, manejo integrado de pragas), nucleação, adensamento, plantio em área total, plantio direto, plantio em linhas com espécies de recobrimento (pioneiras) e diversidade, enriquecimento com espécies secundárias e tardias, enriquecimento com diferentes formas de vida, entre outras existentes, podem ser utilizadas de forma conjunta ou isolada (MARTINS et al., 2012). Contudo, a seleção da melhor estratégia e sua aplicabilidade
dependem de prévio diagnóstico que identifica o nível de degradação da área, o potencial da paisagem no entorno e a resiliência do ecossistema a ser restaurado (RODRIGUES et al., 2009b; HOLL e AIDE, 2011).
Atualmente, a restauração florestal deixou de ser trabalhada como um processo determinístico e unidirecional (RODRIGUES et al., 2009b; BRANCALION et al., 2015), o que só ocorreu após a compreensão de que a trajetória de uma floresta em recuperação não pode ser prevista, ou seja, é imprevisível (ENGEL e PARROTA, 2003). Esta incerteza é resultado das muitas variáveis ambientais e antrópicas que podem influenciar na etapa de desenvolvimento dos plantios (MAGNAGO et al., 2012). A literatura evidencia que mesmo áreas com históricos semelhantes, inseridas na mesma região, em paisagens de mesma matriz e submetidas a estratégias de restauração similares, apresentam grande disparidade de resultados na estrutura e composição das florestas formadas em função de diferentes pressões (MELO e DURIGAN, 2006; IGNÁCIO et al., 2007; MELO et al., 2007). Avaliando restaurações no território brasileiro, WUETHRICH (2007) evidenciou que apenas dois em 98 projetos apresentaram êxito, e muitos não obtiveram sucesso na etapa de transição de plantios de árvores para florestas funcionais. Visto que muitos fracassos de restauração ocorreram devido à falta de eficaz monitoramento, é amplamente recomendável registro em curto e longo prazo da evolução dos plantios, visando identificar e corrigir as falhas nos projetos. O procedimento rotineiro de acúmulo sistemático de informações poderia aperfeiçoar a performance dos projetos de restauração florestal e auxiliar os tomadores de decisão em processos de planejamentos ambientais.
4.2.1. Monitoramento de áreas em restauração
Segundo Aubel (2000), avaliar representa a oportunidade de examinar a qualidade de atividades executadas para determinado objetivo, medir o progresso alcançado na obtenção de resultados e formular (ou reformular) as lições aprendidas. Nessa perspectiva, as avaliações em restaurações florestais permitem determinar se as estratégias de restauração em uma área forneceram bons resultados ou mesmo se são as mais apropriadas dentro do contexto de sua região (VAN STRAALEN, 1998). Monitorar áreas em processo de restauração é fundamental, entretanto esta atividade envolve aspectos mais amplos do que somente avaliar a fisionomia florestal (NBL e TNC, 2013). As ações de monitoramento devem ser entendidas como o meio utilizado para garantir que os processos e funções ecológicas sejam recuperados com o restabelecimento de uma nova floresta. Para isso devem utilizar-se de indicadores ecológicos
numéricos ou descritivos para estimar o desenvolvimento dos plantios e a recuperação de serviços pelas florestas restauradas (MORAES et al., 2010).
Quando se inicia um projeto de recuperação de uma área degradada a primeira ação deve ser isolar a área dos fatores de degradação (gado, fogo, culturas agrícolas, silviculturas, espécies invasoras, etc.) para evitar que o sítio continue a sofrer danos (NBL e TNC, 2013). O isolamento destes fatores pode ser feito por cercas ou aceiros que necessitam de continuo monitoramento. Em seguida, é preciso que espécies de rápido crescimento se estabeleçam (pioneiras), de forma a cobrir a área em pouco tempo fechando o dossel e sombreando o solo (GANDOLFI et al., 2007). O sombreamento do solo pelas espécies pioneiras de rápido crescimento busca criar condições de luz e umidade para o desenvolvimento de espécies secundárias que são mais exigentes quanto a estes parâmetros, facilitando o estabelecimento desta vegetação que passará a dominar o dossel com o tempo (HOLL et al., 2000). O rápido fechamento do dossel evita a colonização do plantio por gramíneas invasoras, facilitando o desenvolvimento das espécies do sub-bosque florestal que podem ser introduzidas ou estabelecer naturalmente (BRANCALION et al., 2009; HOLL et al., 2000; PARROTA et al., 1997).
Quando não há monitoramento efetivo das áreas em restauração quanto ao isolamento dos fatores de degradação e ao processo de recobrimento do solo, o plantio tende ao fracasso. A presença de gado dentro destas áreas devido a avarias no cercamento causa danos às mudas pelo pisoteio, principalmente nos primeiros anos de desenvolvimento, e nos casos em que não é feito o replantio de mudas o fechamento do dossel florestal não ocorre como esperado e a estrutura florestal fica comprometida (SAMPAIO e GUARINO, 2007), podendo as florestas se estagnar em um estágio sucessional inferior ao planejado. Além disso, as clareiras resultantes da mortalidade das mudas permitem uma maior entrada de luz na floresta, facilitando a ocupação da área por espécies invasoras (gramíneas principalmente), que competem por recursos (solo, água e luz) com novos indivíduos florestais que venham a se estabelecer, dificultando o caminho natural da sucessão secundária (BRANCALION, et al. 2009). O isolamento das áreas restauradas, a presença de gado e ocupação por gramíneas invasoras ou espécies invasoras são considerados indicadores universais de monitoramento de áreas em processo de restauração, sendo estas avaliações incentivadas por diferentes protocolos de monitoramento independente da metodologia de restauração utilizada (GANDARA e UEHARA, 2011). Contudo, estes são indicadores de condições que buscam manter requisitos mínimos para o desenvolvimento das florestas, não sendo possível responder sobre a recuperação de funções e processos ecológicos pela floresta.
Para avaliar a recuperação de processos ecológicos são utilizados indicadores de efetividade de restauração, porém a falta de estudos em florestas brasileiras (MELO e DURIGAN, 2007) dificulta a definição das melhores estratégias de monitoramento de processos e funções em florestas restauradas. Outro ponto negativo que cerca a temática do monitoramento de florestas é a negligência dos órgãos ambientais fiscalizadores e as entidades certificadoras quanto ao uso destes indicadores (RODRIGUES et al., 2009b), o que ocorre muitas vezes devido à falta de consenso em relação a adequabilidade dos indicadores utilizados para avaliar os processos desejados à recuperação (SIQUEIRA e MESQUITA, 2007).
De forma urgente, pesquisadores brasileiros precisam eleger estrategicamente indicadores de monitoramento acessíveis e de fácil aplicação, que retratem as condições ecológicas condutoras do sucesso (ou fracasso) dos plantios, de modo a reproduzir um conhecimento facilmente transferível aos órgãos públicos e outros beneficiários.
4.3. Serviços ecossistêmicos hídricos gerados pelas florestas
A presença de florestas contribui positivamente para processos hidrológicos como a redistribuição da água da chuva, influenciando diretamente na produção e armazenamento de água pelas bacias (LIMA e ZAKIA, 2006). Mudanças na composição e distribuição da cobertura vegetal das paisagens geram efeitos de curto e longo prazo na oferta de água (DEFRIES e ESHLEMAN, 2004), implicando na necessidade de ampliar o conhecimento dos efeitos causados pelas mudanças no território sobre os recursos hídricos (BRAUMAN et al., 2012). Esses são os principais preceitos que alavancam os debates sobre a necessidade de restaurar florestas, ou seja, de recuperar as funções eco-hidrológicas perdidas em um passado recente. Contudo, estas funções resultam da interação entre os ecossistemas e o ciclo hidrológico, e em ecossistemas florestais isso depende tanto do clima e do solo, quanto da fisionomia e condição da floresta (PORPORATO e RODRIGUEZ-ITURBE, 2002).
De acordo com a revisão elaborada por Silva e colaboradores (2011) áreas florestadas retêm em média 70% do volume das precipitações devido a maior infiltração nestas áreas, auxiliando na regularização do regime hidrológico e na proteção do solo. Tundisi e Matsumura-Tundisi (2010) em uma análise do escoamento superficial em áreas florestadas, concluíram que a vegetação altera a energia potencial, reduz a erosão e altera a composição química das águas superficial e subterrânea. Lima (2008) afirma ainda que florestas são essenciais para a integridade dos processos hidrológicos, com fundamental importância nos
processos de interceptação, infiltração e escoamento superficial da água da chuva, influenciando no balanço hídrico e na qualidade dos recursos hídricos de uma região.
A posição ocupada no relevo pela cobertura florestal e características geomorfológicas são aspectos que determinam as diferentes funções realizadas pelas florestas, desta forma florestas ripárias são mais eficientes na proteção de corpos d'água pois são filtros naturais de diferentes elementos vindos de áreas adjacentes, já florestas de encosta são mais eficientes na contenção de processos erosivos (SILVA et al., 2011; LIMA et al., 2013; TAMBOSI et al., 2015). Dentre os locais para o desenvolvimento de uma floresta em uma bacia, as florestas que se estabelecem em áreas ripárias (margens de corpos d’água e entorno de nascentes), ou seja, as matas ciliares, possuem um papel de destaque, pelo alto nível de degradação em que se encontram estes ambientes e pela sua importância ecológica (ATTANASIO et al., 2012).
Por definição, mata ciliar é a vegetação que se apresenta ligada aos cursos d’água (AB’SABER, 2009), sendo um componente do ecossistema ripário de rios e nascentes que influencia diretamente as características dos recursos hídricos de uma bacia (LIMA e ZAKIA, 2009). Estes ecossistemas se estendem horizontalmente até onde alcança a área de inundação dos cursos d’água, e são fundamentais para a manutenção da qualidade e o suprimento de água, agindo também na estabilização dos componentes edáficos (RODRIGUES e LEITÃO-FILHO, 2009). Além desses benefícios gerados diretamente para o homem, as florestas ciliares funcionam como corredores ecológicos, onde as espécies e os fluxos gênicos podem se movimentar (LIMA e ZAKIA, 2009). Com isso, em locais onde estas florestas foram retiradas é comum constatar impactos como a perda de habitats aquáticos, o rebaixamento do lençol freático, a diminuição na vazão e o declínio da biodiversidade do sistema (FELIPE, 2015).
Estudos evidenciam que as diferentes funções eco-hidrológicas desempenhadas pelas florestas interferem sobre as características físico-químicas da água fluvial (LIMA et al., 2013), bem como nos fluxos de água e nutrientes da interface vegetação/solo/água, componentes fundamentais para a sustentabilidade dos ecossistemas (TUNDISI e MATSUMURA-TUNDISI, 2010). É possível observar que determinados processos hidrológicos dependem diretamente da cobertura florestal, ademais, aqueles que envolvem a redistribuição da água no sistema, como a interceptação pelas copas, são relevantes pois respondem rapidamente às variações na estrutura e composição das florestas (CROCKFORD e RICHARDSON, 2000), modificando o comportamento hidrológico da floresta. Uma vez que este processo inicia a etapa terrestre do ciclo da água em uma área florestal é necessário garantir a sua eficiência, pois o seu desequilíbrio afetará as características de muitos outros eventos
hidrológicos subsequentes como a evaporação, a precipitação interna, o escoamento pelo tronco, os escoamentos superficiais, a infiltração e finalmente a recarga efetiva dos reservatórios naturais e artificiais (CROCKFORD e RICHARDSON, 2000; ZHANG et al., 2001; CALDER, 2002; ARCOVA et al., 2003; CARLYLE-MOSES, 2004; FARLEY et al., 2005; Elisson et al., 2012).
Sem dúvida, em áreas excessivamente desmatadas é necessário recompor as matas ciliares de forma a restabelecer a condição hidrológica natural advinda dos ecossistemas perdidos pela ação humana. Nesse caminho, o sistema complexo de propriedades e interações descrito pelos pesquisadores citados neste estudo deve ser considerado no design de um projeto de restauração florestal, seja de origem governamental ou não. Essa não é uma tarefa fácil, mas que vem sendo exaustivamente trabalhada por alguns pesquisadores brasileiros (BRANCALION et al., 2015; DURIGAN et al., 2010; ENGEL e PARROTA, 2003; KAGEYAMA et al., 2003; OLIVEIRA e ENGEL, 2011; RODRIGUES e BONONI, 2008; RODRIGUES et al., 2009ab; TABARELLI, 2011). Superar esse desafio é imprescindível para que a restauração florestal deixe de ser encarada exclusivamente como um instrumento de negociação para a obtenção de práticas imediatistas, visando dizimar conflitos ambientais a curto prazo, gerando resultados que dissimulam o real valor dessa tarefa.
4.3.1. Interceptação da chuva (Ic) em ecossistemas florestais
A interceptação da agua da chuva por florestas (Ic) é representada pela porção de chuva que fica retida temporariamente nas folhas, troncos e galhos de uma floresta e é redistribuída em água que goteja em direção aos estratos inferiores e solo, escoa pelo tronco ou retorna para a atmosfera por evaporação (ARCOVA et al., 2003; HEWLETT, 1982; SAVENIJE, 2004; SANTOS, 2009). A evaporação ocorre desde o início da interceptação e continua mesmo após o evento chuvoso, sendo que 54% da água retida na folhagem evapora durante a precipitação e os outros 46% evaporam após o termino da chuva (REID e LEWIS, 2009).
A água precipitada sobre uma área de floresta somente atingirá o solo caso atravesse livremente os espaços vazios presentes na vegetação, ou então, tenha volume suficiente para saturar a estrutura florestal e então ser conduzida para o solo por gravidade (LIMA, 2008). A literatura enfatiza diferentes relações entre a interceptação e outros processos hidrológicos, assim a parcela de água interceptada que goteja das copas juntamente com o volume que atravessa livremente a cobertura florestal constitui a precipitação interna (Pi) (OLIVEIRA
JUNIOR e DIAS, 2005). No mesmo sentido, a Pi juntamente com a água que segue para o solo pelo escoamento pelo tronco (Es) é denominada precipitação efetiva (Pe) e representa o volume que efetivamente contribui para o fluxo de entrada de água no solo de uma bacia hidrográfica (SANTOS, 2009). A quantidade de água que pode ser retida na copa das árvores até sua saturação é denominada capacidade de retenção de água da copa (LIMA, 2008), sendo necessário que o volume de chuva ultrapasse esta capacidade para que a água siga para o solo pelos processos de precipitação interna e escoamento pelo tronco (SHINZATO et al., 2011).
No entanto, a interceptação não é influenciada somente por características da vegetação como o tipo da cobertura, diversidade e densidade de árvores por hectare, mas variáveis ambientais como volume, duração e intensidade da chuva, sazonalidade climática, presença de vento durante a precipitação e tamanho das gotas, também são fatores determinantes na interceptação pelas florestas (ROBIN, 2003). A intensidade de chuva está relacionada a duração do evento e o volume precipitado durante este período (CROCKFORD e RICHARDSON, 2000), estes parâmetros determinam a rapidez com que a capacidade de retenção de água pela estrutura florestal é alcançada. A taxa de interceptação tende a decrescer com o aumento da precipitação (MOURA et al., 2009), sendo que precipitações mais longas e de grande volume de água rapidamente saturam as copas e água escoa para interior da floresta aumentando a precipitação interna, já eventos curtos e de pequenos volumes de chuva permitem uma maior interceptação. De acordo com Lima (2008), dependendo do volume precipitado e de aspectos da vegetação, toda a água pode ser retida pela vegetação e de lá evaporada diretamente para atmosfera. Este mesmo autor afirma que a presença de vento diminui a interceptação, pois atua no sentido de quebrar a força de adesão entre a água e a superfície foliar com a movimentação da copa.
O tamanho das gotas (CALDER, 1999) e a intensidade da chuva (CARLYLE-MOSES e PRICE, 1999; CARLYLE-(CARLYLE-MOSES, 2004; TOBA e OHTA, 2008) são dois parâmetros amplamente enfatizados na literatura sobre o assunto (KLAMERUS-IWAN, 2014). O tamanho da gota é significativamente relacionado a temperatura do ambiente (OWSIAK et al., 2013) que influência na viscosidade da água e diminui sua tensão superficial, afetando a distribuição das gotas de chuva sobre a lâmina foliar (BAUMHARDT, 2010). O estudo realizado por CALDER (1999) concluiu que as gotas de chuva que avançam para as camadas mais baixas da floresta são de tamanho menor (gotejamento) e por isso atingem o sub-bosque com menor energia cinética e são mais facilmente interceptadas.
A complexidade estrutural e composicional das florestas, que aumentam gradualmente com a sucessão secundária (CHAZDON, 2012), são os principais fatores
florestais relacionados ao processo de interceptação de chuva. A sobreposição das copas e a presença de estratos inferiores ao dossel florestal (estratificação vertical) ocupados por diferentes espécies, por exemplo, contribui para o aumento da capacidade de interceptação das florestas (LINK et al., 2004; DE JONG e JETTEN, 2007; LIMA et al., 2013). Estudos mostraram que parte da água retida no dossel florestal, após a saturação das copas, goteja em direção ao solo e é novamente interceptada pelas plantas presentes no interior da floresta e pela camada de serapilheira (CALDER, 1999; LINK et al., 2004). Estes estudos subdividiram o processo em duas fases de contato, sendo o primeiro contato feito com as árvores do dossel e o segundo contato com as plantas presentes nos estratos do interior da floresta (sub-bosque), evidenciando que na ausência de sub-bosque florestal a segunda etapa do processo não ocorre, o que altera a quantidade de água que efetivamente chega ao solo (THOMAZ, 2005). A presença de epífitas (bromélias por exemplo) e lianas sobre as árvores também influencia a interceptação em florestas, podendo contribuir para o aumento na retenção de chuva e consequente diminuição da precipitação interna (VAN STAN e PYPKER, 2015).
É possível observar que quanto maior o número de estratos na floresta (emergentes, dossel, sub-dossel, sub-bosque, regenerantes, etc) maior é o número de indivíduos vegetais coexistindo, o que aumenta a complexidade da estrutura florestal e pode, consequentemente, aumentar as taxas de interceptação por conferir uma maior superfície total de retenção de água. A densidade de árvores também é avaliada em muitos estudos por ser considerada um fator de forte correlação com os processos de interceptação e precipitação interna (CROCKFORD e RICHARDSON, 2000; LORENZON et al., 2013).
Em nível da arquitetura da espécie, a dimensão das copas tem sido objeto de estudos que relacionam a sua área de projeção com o volume interceptado, utilizando metodologias como “Leaf Area Index” (LAI) e de fotografias espectrais (Índice de Cobertura de Copa) (MELO et al., 2007; KLAMERUS-IWAN, 2014). As avaliações de cobertura de copa, independentemente do método utilizado, são baseadas na teoria de que quanto maior a área efetivamente ocupada pela estrutura da floresta (folhas e galhos), ou seja, quanto mais fechado ou continuo é o dossel, maiores serão as taxas de interceptação. A área, o formato, o ângulo de crescimento e a composição das folhas também são características das espécies que determinam o comportamento da interceptação (LIMA, 2008; AHMED et al., 2015). Outros autores afirmam que além da dimensão das copas, sua orientação de crescimento é determinante no montante de água que é armazenado no dossel florestal e não atinge o solo (KLAASSEN et al., 1996; AHMED et al., 2015).
Árvores com folhas largas, rugosas, dispostas na horizontal e com maiores índices de área foliar necessitam de um maior volume de água para o molhamento de toda a superfície vegetal, e espécies com folhas côncavas ou que possuem galhos inclinados geram um maior escoamento de água pelo tronco (HERWITZ et al., 1987; CROCKFORD e RICHARDSON, 2000). Contudo, é necessário considerar a influência de toda a estrutura de uma planta no processo, pois nenhuma folha isoladamente tem papel significativo na retenção de água (LIMA, 2008). O estudo realizado por Osuch e colaboradores (2005) apontam que dependendo das características ecológicas das espécies (deciduidade) pode haver variações sazonais na capacidade da floresta interceptar a chuva. Formações como a Floresta Estacional Semidecidual, por exemplo, apresentam muitas espécies decíduas que perdem suas folhas na estação seca, o que pode atribuir variações no processo de interceptação ao longo do ano devido a diminuição da área foliar da copa com a sazonalidade climática.
Em função das muitas variáveis meteorológicas e da heterogeneidade da vegetação, há grande falta de consenso sobre como medir de forma precisa e padronizada o processo de interceptação em diferentes florestas (CROCKFORD e RICHARDSON, 2000; LLOYD E MARQUES, 1988). Como resultado, a dissimilaridade dos valores de Ic entre ecossistemas florestais é considerada um fator que dificulta avaliar o verdadeiro papel das florestas no balanço hídrico (KLAMERUS-IWAN, 2014). O comportamento médio dos valores de Pi e Ic, assim como outros parâmetros hidrológicos associados as características de cada tipologia florestal, deveriam auxiliar na condução dos programas de restauração florestal, direcionando ações ao longo do desenvolvimento do plantio a fim de alcançar a recomposição das funções eco-hidrológicas (LIMA, 2008; RODRIGUES e LEITÃO-FILHO, 2009; TAMBOSI et al., 2015). No entanto, a grande escassez destes dados em florestas restauradas não permite avaliar a recuperação de processos hidrológicos pelas estratégias adotadas e inviabiliza o desenvolvimento de novas metodologias de restauração para melhoria da condição de qualidade dos serviços hídricos.
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4.3.2. Monitoramento da interceptação da chuva em ecossistemas florestais
Para interpretar a efetividade dos plantios de restauração florestal na interceptação da chuva é necessário ter sólidas referências sobre o fenômeno factual nos sistemas naturais, de modo a expressar a distância entre a contribuição dada por um sistema implantado e o ecossistema original. A literatura científica fornece para as formações brasileiras alguns exemplos que podem sugerir caminhos de interpretação para áreas restauradas, mas ainda
insuficientes para efetivamente concluir sobre o comportamento da interceptação diante da variabilidade de fisionomias florestais existentes.
Estudos em florestas brasileiras apresentaram consideráveis valores de interceptação, que atingem em média 21.5% em Floresta Ombrófila Densa de Terra Firme (OLIVEIRA et al., 2008), 18.6% em Floresta Ombrófila Densa Montana (CICCO et al., 2007), 12.7% em Floresta Ombrófila Densa de Terras Baixas (MOURA et al., 2009) e 20.6% em Floresta Estacional Semidecidual (ALVES et al., 2007). GIGLIO e KOBIYAMA (2013) em uma revisão dos trabalhos já realizados no Brasil identificaram muitas dissimilaridades na interceptação tanto entre fisionomias florestais, quanto entre diferentes estágios sucessionais de um mesmo tipo florestal. Há diferentes valores de interceptação encontrados para fragmentos de Floresta Estacional Semidecidual em estágios inicial e avançado de regeneração (ALVES et al., 2007). Estes estudos permitem concluir que a efetividade do processo hidrológico de interceptação, depende não apenas da presença, mas da tipologia e do estágio sucessional das florestas (LIMA, 2008; GIGLIO e KOBIYAMA, 2013).
O banco de dados pode ser ainda insuficiente, porém o método de coleta da água para estes estudos em ambientes florestados está bem consolidado. Para coletar os volumes de Pt e Pi, o uso de coletores individuais é utilizado desde os primeiros estudos de interceptação da chuva em florestas (HORTON, 1919), mas há contrapontos principalmente em relação ao número de coletores necessários para representar a heterogeneidade florestal, a distribuição destes equipamentos em campo, a sua realocação durante o período de amostragem e também quanto a área de captação dos coletores, aspectos que variam muito entre os estudos (GIGLIO e KOBIYAMA, 2013). Quanto ao uso desta metodologia deve-se atentar para os locais de instalação dos coletores devido a estrutura e composição da floresta, evitando posicioná-los sob pontos preferenciais de escoamento da água.
A equação envolvida no cálculo de Ic é baseada nos volumes de Es, Pi e Pt, porém muitos estudos desconsideram os valores de Es pois atingem em média pouco mais de 1% do total precipitado em florestas brasileiras (ARCORVA, et al., 2003; MOURA et al., 2009; GIGLIO e KOBIYAMA, 2013). Em função disso, o cálculo de Ic é normalmente feito pela diferença entre Pt e Pi (BORGES et al, 2012). O volume de Pt é obtido por dados coletados em estações meteorológicas ou em pluviômetros instalados próximos as áreas de estudos. A quantificação de Pi em estudos científicos não é padronizada. Diferentes metodologias como o uso pluviômetros e interceptômetros individuais (ARCOVA et al., 2003; THOMAZ, 2005; ALVES et al., 2007), calhas coletoras (SANTOS, 2009) e modelos hidrológicos (GASH, 1979) são utilizados, cada uma com suas oportunidades e dificuldades. Quanto ao intervalo das coletas
também não há um padrão, sendo comum encontrar estudos com medições diárias, semanais ou mensais.
Para os agentes ambientais, não resta outra alternativa a não ser ampliar os estudos de processos hidrológicos em sistemas naturais e restaurações florestais, na busca do melhor diagnóstico possível dos impactos (positivos ou negativos) sobre os serviços hídricos de ações de restauração já implantadas, permitindo manejar as florestas em direção a uma melhor condição hidrológica. Se assim não for, não somente a interceptação, mas qualquer etapa posterior do ciclo da água, a sustentabilidade do recurso e a oferta de serviços hídricos para a população poderão estar comprometidas. Pode parecer longo, mas este é o caminho mais curto para garantir água não somente para a população presente em territórios brasileiros, mas em diversas regiões tropicais.
5. Materiais e métodos
5.1. Projeto de Recuperação de Matas Ciliares (PRMC)
O estudo foi conduzido em áreas de mata ciliar implantadas pelo Projeto de Recuperação de Matas Ciliares (PRMC) da Secretaria do Meio Ambiente do Estado de São Paulo (SMA-SP). O Projeto foi iniciado em 2006, financiado pelo Global Environment Facility (GEF) juntamente com o Governo do Estado e o Banco Mundial, totalizando um investimento de US$ 18.908,5 milhões (SMA-SP, 2007).
O objetivo definido para o PRMC foi desenvolver instrumentos, metodologias e estratégias para viabilizar um programa de recuperação de matas ciliares em larga escala e longo prazo em todo o Estado (SMA-SP, 2007), visando conservar a biodiversidade, reduzir processos erosivos, mitigar os efeitos das mudanças climáticas, proteger os recursos hídricos e garantir a restauração de funções e serviços ecossistêmicos. Além disso, com a implantação das florestas, o projeto do governo buscava reduzir a pobreza na zona rural com a geração de oportunidades de trabalho e renda, incentivando a educação ambiental e a conscientização da população sobre a importância da manutenção destas florestas, sua conservação e o uso sustentável dos recursos naturais. A constatação da necessidade de recuperar 120 mil quilômetros de margens de cursos de água desprotegidos no Estado de São Paulo foi a principal motivação para a criação do Projeto de Recuperação de Matas Ciliares (SMA-SP, 2008).
Para isso, foram definidas as seguintes linhas de atuação: Apoio à Restauração Florestal e Sustentabilidade; Desenvolvimento de Políticas Públicas (Pagamento por Serviços Ambientais); Projetos Demonstrativos; Capacitação, Educação Ambiental e Treinamento; e
Gestão, Monitoramento e Difusão de Informações (SMA-SP, 2007; PRMC). Considerando que os maiores custos em projetos de restauração são alocados na implantação e condução das florestas, e que tentativas de estabelecimento de metas significativas de recuperação de matas ciliares fracassaram no passado (WUETHRICH, 2007), parte fundamental da estrutura do projeto compreendia o monitoramento dos projetos demonstrativos de restauração florestal. Deste modo, a avaliação da efetividade das estratégias utilizadas serviria de suporte para o desenvolvimento de ações de restauração dos ecossistemas paulistas (SMA-SP, 2007).
Os projetos demonstrativos do PRMC foram implantados em 15 bacias localizadas nas Unidades de Gerenciamento de Recursos Hídricos (UGRHIs) Paraíba do Sul, Piracicaba/Capivari/Jundiaí, Mogi Guaçu, Tietê/Jacaré e Aguapeí. Estas unidades foram selecionadas devido à importância destas regiões para a conservação da biodiversidade e por serem representativas de diferentes situações existentes no Estado de São Paulo, tanto em relação ao meio biofísico, quanto em relação a aspectos socioeconômicos (SMA – SP, 2007). Segundo o Manual Operativo do PRMC (SMA – SP, 2007), o monitoramento dos plantios foi realizado apenas nos quatro anos iniciais de desenvolvimento do plantio, o que consiste em um período inferior ao requerido para o restabelecimento de uma floresta estável e também aquele indicado na literatura, que sugere a aplicação de determinadas ações de monitoramento a longo prazo (entre 10 e 15 anos após plantio) (GANDARA e UEHARA, 2011; RODRIGUES et al., 2009b). Deste modo, após a implantação dos projetos demonstrativos entre 2007 e 2009, pouco foi feito para avaliar o sucesso ou a efetividade destas ações e dos investimentos alocados.
5.2. Áreas de estudo
Para avaliar a contribuição de florestas implantadas pelo PRMC no processo de interceptação e na manutenção dos serviços hídricos foram selecionados nove plantios de restauração florestal (R1-R9) implantados em áreas anteriormente utilizadas para pastagem e agricultura. Os plantios estão inseridos em três bacias localizadas nos municípios de Joanópolis (R1-R3), Nazaré Paulista (R4-R6) e Paraibuna (R7-R9) (Figura 1).
Figura 1. Localização das bacias de estudo na região leste do Estado de São Paulo.
Segundo o mapeamento de uso do solo realizado pelo Grupo de Adequação Ambiental do Laboratório de Ecologia e Restauração Florestal da ESALQ/USP para o PRMC, a fisionomia florestal destas paisagens é a Floresta Estacional Semidecidual (FES). Porém o processo de uso e ocupação transformou o território levando a uma nova configuração dos seus componentes, onde as florestas não mais predominam, sendo marcante o eixo antrópico formado pelo grande adensamento populacional destas regiões.
A seleção das áreas de estudo foi feita a partir de prévia análise das áreas por meio de mapas de uso e ocupação do solo, ortofotos das bacias hidrográficas fornecidas pelo PRMC e por imagens de satélite de períodos anteriores a implantação dos projetos demonstrativos até 2016 (Google Earth Pro). Posteriormente, foram realizadas visitas a campo para reconhecimento. As áreas selecionadas foram implantadas pelo PRMC de forma preferencial, mas não exclusiva, com 30m de largura em margens de rios e 50m em nascentes, sendo o plantio realizado com alta diversidade de espécies nativas e densidade de 1.667 indivíduos por hectare. Estas áreas estão inseridas em regiões consideradas prioritárias para restauração florestal no Estado de São Paulo, pois são um forte elo de conectividade entre as florestas da Serra do Mar e da Serra da Mantiqueira (RODRIGUES e BONONI, 2008). Outro aspecto determinante na escolha das áreas de estudo foi a localização em regiões de grandes mananciais, importantes para a manutenção dos sistemas de abastecimento Cantareira (São Paulo) e Paraíba do Sul (Rio de Janeiro), o que aumenta a necessidade de garantir efetividade na reconstituição da cobertura florestal destas áreas e, consequentemente, a recuperação dos processos hidrológicos. As características das localidades, das bacias hidrográficas e áreas estudadas são apresentadas na tabela 1:
Tabela 1. Características das áreas de estudo e médias anuais de precipitação e temperatura
Localidades
Joanópolis Nazaré Paulista Paraibuna UGRHI Piracicaba-Capivari-Jundiaí Piracicaba-Capivari-Jundiaí Paraíba do Sul
Clima (Koeppen)
Cwa - clima tropical de altitude com inverno
seco/verão quente
Cwa - clima tropical de altitude com inverno
seco/verão quente
Cwa - clima tropical de altitude com inverno
seco/verão quente C E PAG R I TºC (temperatura média anual) 19,2 20,3 20,8 Pluviosidade (média mm/ano) 1510,1 1381,6 1202,3 Altitude (m) 930 750 640
Bacia Ribeirão Cancã Ribeirão Moinho Ribeirão Fartura Cobertura
natural FES FES FES
Plantios R1 R2 R3 R4 R5 R6 R7 R8 R9 Área (ha) 1,3 1.3 0,3 1.4 0,2 1,3 2,0 0,5 1,3 Tipo de solo Ar g is so lo Ar g is so lo Ar g is so lo Ar g is so lo L ato ss o lo L ato ss o lo Ar g is so lo Ar g is so lo Ar g is so lo Uso do solo na propriedade ag ricu ltu ra p ec u ár ia sem u so p ec u ár ia; silv icu ltu ra laze r p ec u ár ia; silv icu ltu ra p ec u ár ia p ec u ár ia p ec u ár ia
Em Joanópolis os plantios de restauração estão dentro da bacia do Ribeirão Cancã, onde três áreas foram selecionadas (R1, R2 e R3 – Figura 2). A pecuária e a silvicultura (eucalipto) representam as atividades predominantes na bacia, sendo constantemente praticadas dentro de áreas de preservação permanente (APP). Há uma grande proporção da área da bacia coberta por floresta, mas distribuída em poucos fragmentos bem conservados e muitos outros passíveis de ações de manejo, visando aumentar o seu potencial de conservação (SMA-SP, 2007). Nesta bacia os plantios estão inseridos em propriedades rurais que mantêm atividades agropecuárias de pequeno porte, sendo agricultura a atividade praticada no entorno de R1 e pecuária em R2 e R3.
Figura 2. Fisionomia dos plantios avaliados em Joanópolis (R1, R2 e R3).
Em Nazaré Paulista, de acordo com os geodados da bacia do Ribeirão Moinho, a área de contribuição é ocupada por pastagens, reflorestamentos de eucalipto e extensas áreas de
floresta nativa (PRMC). Estas florestas estão distribuídas em fragmentos com diferentes dimensões e estágios de desenvolvimento, porém é importante destacar há existência de grandes fragmentos de floresta conservada, alguns interligando nascentes e matas ciliares, representando importantes elementos para a conectividade da paisagem. Nas propriedades rurais onde estão localizados R4 e R6, é praticada a pecuária e também silvicultura de eucalipto. Em R5, não há práticas agrícolas adjacentes à área de plantio. Devido a manutenção do cercamento pelos proprietários, nenhuma das propriedades nesta bacia apresenta sinais de presença de gado dentro das áreas de plantio. A Figura 3 apresenta ilustrações das fisionomias predominantes.
Figura 3. Fisionomia dos plantios avaliados em Nazaré Paulista (R4, R5 e R6).
Já em Paraibuna na bacia do Ribeirão da Fartura, a paisagem apresenta poucos fragmentos de floresta nativa e muitas APPs desprovidas de matas ciliares. Nesta bacia outras
três propriedades foram selecionadas (R7, R8 e R9 – Figura 4) das quais o uso do solo predominante é a pecuária. A falta de manutenção do cercamento das áreas de plantio permite o acesso do gado em todas as áreas estudadas, comprovado pela observação de sinais (trilhas e dejetos) e pela presença física destes animais dentro do plantio durante o reconhecimento em campo.
