Estrutura do componente arbustivo-arbóreo da vegetação em duas áreas de caatinga, no município de Floresta, Pernambuco

Structure of the woody component of the vegetation in two areas of caatinga in Floresta city, Pernambuco, Brazil

Estrutura do componente arbustivo-arbóreo da vegetação em duas áreas de caatinga, no município de Floresta, Pernambuco

Structure of the woody component of the vegetation in two areas of caatinga in Floresta city, Pernambuco, Brazil

José Serafim Feitosa Ferraz^I; Rinaldo Luiz Caraciolo Ferreira^II; José Antônio Aleixo da Silva^III; Isabelle Maria Jacqueline Meunier^IV; Mércia Virgínia Ferreira dos Santos^V

^I In memoriam

^IIDepartamento de Ciência Florestal, Área de Manejo Florestal Universidade Federal Rural de Pernambuco. Recife, PE, Brasil. E-mail: <[e-mail]>

^IIIDepartamento de Ciência Florestal, Área de Manejo Florestal, Universidade Federal Rural de Pernambuco, Recife, PE, Brasil. E-mail: <[e-mail]>

^IVDepartamento de Ciência Florestal, Área de Manejo, Universidade Federal Rural de Pernambuco, Recife, PE, Brasil. E-mail: <[e-mail]>

^VDepartamento de Zootecnia, Universidade Federal Rural de Pernambuco, Recife, PE, Brasil. E-mail: <[e-mail]>

RESUMO

Avaliaram-se a composição e estrutura do componente arbustivo-arbóreo da vegetação de duas áreas de caatinga com diferentes histórias de uso, em Floresta, PE. Foram avaliadas 60 parcelas de 20 x 20 m, sendo 40 em área de vegetação secundária, 22 anos após o corte raso (Área I); e 20 parcelas em área com vegetação conservada (Área II). Foi feita a identificação botânica e medidas a circunferência à altura do peito (CAP) e a altura das árvores com CAP > 6,0 cm, estimando os parâmetros de estrutura horizontal e índices de riqueza e diversidade. A vegetação secundária apresentou maior riqueza de espécies, diferindo quanto à estrutura fitossociológica e fisionomia da vegetação conservada. Nas duas áreas, a espécie de maior Valor de Importância foi Poincianella bracteosa, cuja dominância foi maior na Área I, onde Pityrocarpa moniliformis, Piptadenia viridifolia, Senna spectabilis e Croton blanchetianus foram exclusivas. Croton rhamnifolius, Manihot glaziovii e Myracrodruon urundeuva, presentes em ambas as áreas, tiveram maior importância relativa na área conservada. Na área conservada, a vegetação apresentou área basal, altura média e máxima maiores do que na área perturbada, mostrando que a estrutura da vegetação com 22 anos ainda estava em desenvolvimento. Tomando como referência a área basal da Área II e o incremento estimado na área de vegetação secundária, a regeneração em áreas desmatadas exigiria período superior a 40 anos para reestabelecer a estrutura original.

Palavras-chave: Fitossociologia; Semiárido; Sucessão.

ABSTRACT

The composition and structure of the shrub-arborealcomponent of the vegetation were analyzedin two areas of the caatinga, with different histories ofuse, in Floresta, Pernambuco, Brazil. Sixty 20x20 m plots were assessed, 40 in an area of secondary vegetation 22 years after clearing (Area I) and 20 in a conserved vegetation area (Area II). Botanic identificationwas made, and circumference at breastheight (CBH), height of trees with CBH > 6.0 cm, calculating horizontal structure parameters and species richness and diversity, were determined. The secondary vegetationshowedgreater species richness, differing from the conserved vegetation in phytosociological structure and physiognomy. In both areas, the species of greatest Importance Value was Poincianellabracteosa, the dominance of which was greater in Area I, where Pityrocarpa moniliformis, Piptadenia viridifolia, Senna spectabilis and Croton blanchetianus were exclusive. Croton rhamnifolius, Manihot glazioviie and Myracrodruon urundeuva were present in both areas but showed greater relative importance in the most conserved area. The vegetation in the conserved area had a larger basal area and larger mean and maximal height values than the disturbed area, demonstrating that the vegetation structure was still in development 22 years after use. Referring to the basal area of Area II and the estimated increment in the secondary vegetation area, regeneration in deforested areas would require more than 40 years to restore the original structure.

Keywords: Phytosociology; Semi-arid tropics; Ecological sucession.

1. INTRODUÇÃO

A utilização da vegetação natural do semiárido brasileiro deu-se desde a sua colonização, nos séculos XVI e XVII, aumentando a pressão de uso pelo contínuo consumo de madeira para lenha, construções rurais e artesanato, extração de cascas e coleta de frutos, além de muitos outros produtos, aliados ao emprego da vegetação como suporte forrageiro (MENDES, 1997; ANDRADE, 1999). Segundo Kill (2002), a exploração da vegetação da caatinga pela população rural, normalmente efetuada de forma extrativista, tem levado a uma rápida degradação ambiental, ameaçando a sua diversidade.

De acordo com Riegelhaupt et al. (2010), a maior demanda de produtos madeireiros da caatinga é para lenha e carvão destinados aos consumidores industriais, comerciais e domésticos e para usos como estacas e mourões de cercas, além de madeiras para construções rurais e domésticas.

A lenha e o carvão vegetal são responsáveis pelo atendimento de 30% da matriz energética do Nordeste brasileiro (BRASIL, 2008), e a sua produção envolve o corte raso de milhares de hectares de caatinga, cujos efeitos na biodiversidade são ainda muito pouco estudados. Esse tipo de uso dos recursos madeireiros promove a perturbação do ambiente, definida como a remoção de seus organismos, alterando seu ambiente físico, mudando a disponibilidade de recursos ou substratos e criando a oportunidade para a colonização de novos indivíduos (BEGON et al., 2007).

O estudo e conservação da biodiversidade da caatinga na busca da consolidação do manejo que assegure a sustentabilidade de seus recursos constituem um dos maiores desafios das pesquisas direcionadas ao semiárido. Isso pode ser reforçado por ser o bioma caatinga proporcionalmente o menos estudado e também o menos protegido entre os biomas brasileiros (LEAL et al., 2005; FRANCA-ROCHA et al. 2006).

No manejo dos recursos florestais da caatinga, é necessário conhecer o potencial de recuperação das áreas exploradas para assim se estabelecer um ciclo de corte mínimo apropriado a cada ambiente (LEAL et al., 2005). Em ambientes complexos como os que integram a região semiárida brasileira, a desconsideração desse aspecto pode levar a um processo irreversível de degradação (SANTANA; SOUTO, 2006).

Neste trabalho, teve-se a pretensão de avaliar a composição, estrutura e diversidade da vegetação de duas áreas contíguas de caatinga (savana-estépica arborizada, sensu – IBGE, 1992), tendo uma das áreas se mantido conservada pelo menos nos últimos 50 anos, enquanto a outra apresentava vegetação secundária, resultado do pousio de 22 anos após o corte raso. Pretendeu-se também, assim, verificar o grau de recuperação da riqueza, diversidade e estrutura da vegetação sucessora após 22 anos, em relação às características da vegetação conservada.

2. MATERIAL E MÉTODOS

A pesquisa foi conduzida na Fazenda Itapemirim, de propriedade da Agrimex Agroindustrial Excelsior S.A., localizada no Município de Floresta, Pernambuco, com sede distando 360 km da cidade de Recife. O sítio no qual foram instaladas as parcelas amostrais situa-se nas imediações das coordenadas geográficas 8º332 20,93 S e 37º562 27,43 W.

O clima na localidade é do tipo BShs', semiárido com estação seca bem definida. As precipitações pluviométricas são escassas, irregulares e concentradas entre os meses de janeiro e março, e as temperaturas médias anuais se situam entre 24º e 26 ºC (CONDEPE, 1998). Segundo dados da Administração da Fazenda, no período compreendido entre 1998 e 2008 a precipitação média foi de 594,75 mm.

O solo do local é classificado como Luvissolo Crômico pouco profundo, com textura superficial arenosa a média e relevo predominantemente suave ondulado (EMBRAPA, 2006). A cobertura vegetal de Savana Estépica arborizada (IBGE, 1992) refletia distintas histórias de uso recentes: em uma parte, com aproximadamente 50 ha, a vegetação se encontrava em processo de recuperação após o corte raso há 22 anos (Área I), e próxima a essa área, outra, com 25 ha, apresentava-se conservada, sem perturbações relatadas pelo menos nos últimos 50 anos (Área II). Em ambas as áreas, foram observados, esporadicamente, rebanhos caprinos e ovinos em pastejo extensivo.

Na Área I foram estabelecidas 40 parcelas permanentes de 20 x 20 m, sistematicamente distribuídas em quadrícula, distantes 80 m das vizinhas mais próximas e 50 m das bordas, visando evitar o seu efeito, o que totaliza uma área amostral de 16.000 m². Na Área II, foram estabelecidas 20 parcelas, seguindo-se o sistema amostral utilizado na Área I, num total de uma amostra de 8.000 m².

A localização de cada parcela foi georreferenciada com o auxílio de um aparelho receptor de GPS, e foram medidos todos os indivíduos arbustivo-arbóreos com circunferência a 1,30 m do solo (CAP) igual ou superior a 6 cm, exceto indivíduos mortos, cujas alturas foram estimadas com uso de vara retrátil.

As espécies arbustivo-arbóreas foram identificadas pelo nome popular, e coletaram-se materiais férteis durante todo o período de desenvolvimento da pesquisa em campo, seguindo a metodologia de Mori et al. (1989). As exsicatas foram incorporadas ao Herbário Sérgio Tavares (HST), do Departamento de Ciência Florestal da Universidade Federal Rural de Pernambuco, e identificadas por especialistas. A separação das espécies por família foi realizada de acordo com o sistema do Angiosperm Phylogeny Group II (APGII, 2003).

Os dados das parcelas foram analisados de forma a descrever as fitofisionomias quanto ao porte e densidade. Para cada espécie foram estimados os parâmetros fitossociológicos que caracterizam a estrutura horizontal: densidade, frequência, dominância e Valor de Importância (VI), em porcentagem. A riqueza foi avaliada pelo número de espécies (S) e, como as amostras tiveram tamanhos diferentes, foram obtidos os estimadores jacknife de 1ª e 2ª ordens (J₁ e J₂), para número de espécies, conforme expressões apresentadas por McCune e Grace (2002).

Para avaliação da diversidade, foram calculados índice de diversidade de Shannon (H'), cujos valores foram comparados pelo teste de t (MAGURRAN, 1988), e equitatividade de Pielou (J). A similaridade entre as duas áreas foi estimada pelo ìndice de Morisita-Horn modificado por Wolda (MAGURRAN, 1988), considerado o índice menos influenciado pela riqueza de espécies e pelo tamanho da amostra.

3. RESULTADOS

Foram amostrados 1.249 indivíduos na Área I e 1.008 na Área II, sendo reconhecidos 25 taxa dentro do nível de inclusão, distribuídos em 20 gêneros e 10 famílias, dos quais 24 foram identificados em nível de espécie e somente um em nível de gênero (Tabela 1). Fabaceae e Euphorbiacea foram as famílias de maior riqueza de espécies em ambas as áreas, sendo sete das 10 famílias botânicas amostradas representadas por uma única espécie.

Área I – Poincianella bracteosa, conhecida localmente como catingueira, apresentou maior densidade relativa, seguida por Jatropha mollissima, Croton blanchetianus, Pityrocarpa moniliformis, Mimosa ophtalmocentra, Thiloa glaucocarpa e Cnidoscolus bahianus (Tabela 2). O índice de Shannon de diversidade de espécies foi 2,097 nats/ind e o valor de equitatividade foi de 0,66, refletindo a forte dominância ecológica de Poincianella bracteosa.

Os maiores valores de dominância estiveram concentrados em Poincianella bracteosa (48,75%), Mimosa ophtalmocentra (11,79%) e Cnidoscolus quercifolius (9,18%). As sete espécies com maiores Valores de Importância foram Poincianella bracteosa, Jatropha mollissima, Mimosa ophtalmocentra, Cnidoscolus quercifolius, Pityrocarpa moniliformis, Croton blanchetianus e Thiloa glaucocarpa, juntas totalizando 75,62% do IVI.

Área II – Croton rhamnifolius foi a espécie com maior densidade relativa, seguida por Poincianella bracteosa, Mimosa ophtalmocentra, Manihot glaziovii, Piptadenia stipulaceae, Aspidosperma pyri folium e Bauhinia cheilantha (Tabela 3). Os maiores valores de dominância foram observados nas espécies Poincianella bracteosa (23,96%), Commiphora leptophloeos (11,33%), Manihot glaziovii (11,24%), Croton rhamnifolius (9,42%), Myracrodruon urundeuva (9,22%) e Mimosa ophtalmocentra (7,43%).

O índice de Shannon de diversidade específica estimado foi igual a 2,105 nats/ind e equitatividade de 0,73. Embora o índice de diversidade não tenha diferido da Área I, com valores de H' semelhantes pelo teste t (p>0,10), a equitatividade foi maior e o Valor de Importância da Poincianella bracteosa, menor na área conservada.

As sete espécies com maiores Valores de Importância na Área II foram Poincianella bracteosa, Croton rhamnifolius, Manihot glaziovii, Mimosa ophtalmocentra, Piptadenia stipulaceae, Myracrodruon urundeuva e Aspidosperma pyrifolium, que juntas representaram 74,24% do VI.

Área I x Aérea II – Na Área I, com vegetação secundária regenerada após o desmatamento realizado há 22 anos, foram observados nove famílias, 19 gêneros e 24 espécies, enquanto na Área II, mais conservada, foram identificados sete famílias, 15 gêneros e 18 espécies.

Os estimadores jacknife de primeira e segunda ordens, J1 e J2, resultaram em 26 e 25 espécies, respectivamente, na Área I, e ambos estimaram 19 espécies na Área II, resultados muito próximos às estimativas amostrais, que evidenciaram a maior riqueza na área que sofreu desmatamento.

Croton blanchetianus, Eritroxylum sp., Lippia macrophylla, Pityrocarpa moniliformis, Piptadenia viridifolia e Senna spectabilis foram exclusivas da Área I, e C. blanchetianus e P. moniliformis apresentaram expressiva densidade nessa área, com VI de 4,38 e 5,25%, respectivamente, e suas ausências na vegetação mais conservada pode indicar que são espécies aptas a colonizar ambientes em recuperação. Característica semelhante foi observada em Jatropha mollisima, que, com VI de 10,68% na Área I, se apresentou com reduzida densidade e dominância na vegetação mais conservada.

Croton rhamnifolius e Manihot glaziovii, entretanto, foram as espécies que, com baixa importância na Área I, se destacaram na Área II. Myracrodruon urundeuva assumiu também maior importância relativa na vegetação mais conservada, devida às maiores dimensões dos indivíduos (maior dominância). O índice de similaridade de Morisita-Horn entre as duas áreas foi de 0,597, evidenciando diferença na estrutura fitossociológica das duas áreas.

Não houve diferença entre a densidade por parcela das duas áreas e, em ambas, houve ampla variação no número de plantas por unidade de área. As médias da relação de fuste/árvore, de área basal e de altura média e máxima mostraram diferenças significativas entre as duas áreas (Tabela 4). A relação número de fuste por árvores foi superior na Área I (p<0,01), demonstrando ser o perfilhamento a estratégia de colonização das novas áreas, após o desmatamento. As médias de área basal e alturas foram superiores na Área II (p<0,01), evidenciando estrutura mais desenvolvida e madura, ainda não atingida pela vegetação mais recente. A média de área basal da vegetação lenhosa em processo de recuperação representou 53,7% da área basal da estimada na área conservada.

O valor estimado da área basal na Área I (Tabela 5), com tempo de recuperação conhecido (22 anos), permitiu estimar o incremento médio anual de 0,1113±0,0197 m²/ha.ano. Considerando o incremento médio anual da área basal como critério, pode-se considerar que, após o desmatamento, seria necessário período de 40,9 anos para reestabelecer a densidade original e o estoque lenhoso correspondente, sendo necessários mais 19 anos para a recuperação da área basal original (4,5549 m²/ha, valor estimado para a vegetação conservada).

4. DISCUSSÃO

O fato de se ter registrado maior número de famílias e espécies na área de caatinga secundária está condizente com o que relataram Sampaio et al. (1998), que encontraram maior riqueza de espécies nos primeiros anos após o corte e queima em área de Caatinga em Serra Talhada, PE, reduzindo-se com o tempo. Em área de Caatinga em Apodi, RN, Pessoa et al. (2008) também encontraram discreta superioridade de riqueza de famílias e espécies em local manejado em relação à reserva legal.

Em ambas as áreas estudadas, Poincianella bracteosa apresentou forte dominância ecológica. A existência de uma espécie com forte dominância ecológica em um povoamento é fato comum a muitas florestas tropicais (WHITMORE, 1990).

Analisando levantamentos efetuados em 62 locais, Sampaio (1996) constatou ser Poincianella pyramidalis a espécie que mais se sobressaiu em densidade. Rodal et al. (2008) observaram que a revisão do grupo Poincianella-Erythrostemon foi feita em época relativamente recente e que, por desconhecimento, é possível que muitos levantamentos incluam as três espécies de catingueira (Poincianella pyramidalis, Poincianella bracteosa e Poincianella gardneriana) como apenas uma mais conhecida. Em levantamentos efetuados em Floresta e Custódia, Rodal et al. (2008) encontraram Poincianella pyramidalis como o táxon com maior densidade nas áreas avaliadas e sempre entre as espécies de maiores Índices de Valor de Importância.

Segundo Dantas et al. (2007), a eficiência de crescimento de uma planta pode estar relacionada à habilidade de adaptação das plântulas às condições de luminosidade do ambiente. Pesquisando sobre Poincianella pyramidalis, os autores constataram que o crescimento das mudas não foi influenciado pelo nível de sombreamento, ou seja, a disponibilidade de luz não foi fator limitante para o crescimento da espécie. Outro fator a ser considerado em relação à importância da espécie em vários levantamentos é que os ovinos, normalmente, só consomem as folhas da Poincianella pyramidalis na forma de feno (SANTOS et al., 2008), fazendo que seus indivíduos jovens não sejam pastejados pelos animais. Segundo os mateiros que acompanharam este trabalho, esse fato ocorre com a Poincianella bracteosa, cuja folhagem também não é procurada pelos caprinos, a não ser na ausência de alimento.

A amplitude de tolerância pode também ajudar a compreender a ampla dispersão e a condição de espécie dominante da Poincianella bracteosa em diferentes estágios sucessionais da caatinga. Segundo Sampaio et al. (1998), é possível que, no processo de sucessão, a catingueira utilize a estratégia de um crescimento inicial relativamente pequeno, porém sua forte resistência à seca e boa capacidade de competição por luz fazem que seja uma das espécies dominantes nas etapas posteriores do processo.

Tanto a Área I quanto a Área II apresentaram índices de Shannon de diversidade específica compatíveis com os índices apresentados por Sampaio (1996), para o semiárido de Pernambuco e semelhantes estatisticamente entre si, demonstrando que a sensibilidade do índice talvez não seja adequada para avaliar as mudanças temporais da caatinga.

A maior importância relativa de Croton rhamnifolius, Manihot glaziovii e Myracrodruon urundeuva e a exclusão de Croton blanchetianus na área de vegetação conservada ilustra o que parece ser a gradativa substituição de espécies iniciais, com elevada capacidade de dispersão e estabelecimento, como o C. blanchetianus, por espécies competidoras como M. urundeuva (CARVALHO et al., 2012).

A altura média na Área I (3,5 m) alcançou valor próximo aos encontrados por Rodal et al. (2008) em caatingas arbustivo-arbóreas conservadas em duas localidades do Município de Floresta (3,35 e 3,86 m); entretanto, a altura máxima deste trabalho (5,2 m) foi inferior àquelas relatadas pelos autores citados (7,02 e 7,42 m), evidenciando a inexistência de árvores de maior porte na área em regeneração. Já a vegetação conservada apresentou altura média discretamente superior (4,1 m) e altura máxima (7,2 m) muito próxima às encontradas por Rodal et al. (2008). A diferença entre as alturas é mais marcante quando se avalia a altura máxima, graças à presença de árvores dominantes e emergentes na área conservada.

Meunier e Carvalho (2000), analisando dados de área experimental em Serra Negra do Norte, Rio Grande do Norte, estimaram incrementos médios anuais de área basal em caatinga inferiores a 0,45 m²/ha.ano nos primeiros oito anos após o corte, o que, considerando área basal média original de 7 m²/ha, levaria a ciclo de corte superior a 15 anos, estabelecido como mínimo por ato normativo da Agência Estadual de Meio Ambiente (CPRH, 2006). Neste trabalho, o incremento médio anual em área basal (0,11 m²/ha) apontou período de regeneração ainda mais longo.

5. CONCLUSÕES

As duas áreas contíguas de caatinga (savana-estépica arborizada) diferiram quanto à estrutura fitossociológica e quanto à fisionomia do componente arbustivo-arbóreo, em função da história de uso e do tempo de regeneração. A vegetação secundária em processo de regeneração após o desmatamento apresentou maior riqueza de espécies do que a encontrada em área conservada e, apesar de as espécies, em sua maioria, estar presentes nas duas áreas, a proporção relativa de cada uma variou de acordo com o estado de conservação da área, com proporções de número de indivíduos por espécie mais equitativa na área conservada.

Poincianella bracteosa foi a espécie mais importante em ambas as áreas, embora sua importância relativa tenha sido menor na vegetação mais madura. Pityrocarpa moniliformis e Croton blanchetianus estiveram associadas à área perturbada, enquanto Crotonr hamnifolius, Manihot glaziovii e Myracrodruon urundeuva tiveram maior importância relativa na área conservada, indicando ser aquelas espécies com características de colonizadoras e estas, de competidoras. A rebrota de cepas e formações de múltiplos fustes são uma estratégia importante na regeneração da caatinga, notadamente quando submetida à severa perturbação. Parâmetros da estrutura dendrométrica expressaram as diferentes histórias de uso da caatinga, notadamente a área basal, a altura média e a altura máxima, cujos valores, após 22 anos da supressão da vegetação, se apresentaram significativamente inferiores àqueles da vegetação madura.

Tomando como referência a área basal do componente arbustivo-arbóreo da área considerada como conservada e o incremento estimado na área desmatada, a vegetação secundária da caatinga após severa perturbação atingiria o estoque original em cerca de 40 anos após o desmatamento.

6. REFERÊNCIAS

Recebido em 27.03.2013

Aceito para publicação em 02.07.2014

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Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  12 Fev 2015
• Data do Fascículo
  Dez 2014

Histórico

• Recebido
  27 Mar 2013
• Aceito
  02 Jul 2014