Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
Pesquisas Agrárias e Ambientais
DOI: https://doi.org/10.31413/nativa.v9i4.11783 ISSN: 2318-7670
Efetividade na restauração de florestas tropicais: como o desempenho diferencial das
espécies e o contexto ecológico influenciam o estabelecimento e ocupação
Juliano de Paulo dos SANTOS1*, Cléber Rodrigo de SOUZA2, Michele Aparecida Pereira da SILVA2,
Joelma de Paulo SILVA2, Soraya Alvarenga BOTELHO2
1Instituto de Ciências Agrárias e Ambientais, Universidade Federal de Mato Grosso, Sinop, MT, Brasil.
2Departamento de Ciências Florestais, Universidade Federal de Lavras, Lavras, MG, Brasil.
*E-mail: juliano_engflorestal@yahoo.com.br
(ORCID: 0000-0001-8347-0240; 0000-0002-4122-2748; 0000-0001-8387-961X; 0000-0003-0988-4861; 0000-0003-4178-465X)
Recebido em 05/02/2021; Aceito em 11/10/2021; Publicado em 19/10/2021.
RESUMO: Restaurar as florestas tropicais é essencial para enfrentar mudanças climáticas globais, manter e
conservar a diversidade e os serviços ecossistêmicos. Foi analisado o estabelecimento e ocupação em três
estratégias de restauração florestal (Plantio em Mudas em Área Total (PAT), Ilhas de Diversidade (ID) e
Semeadura Direta (SD)) da vegetação florestal associada a cursos d’água. Foram avaliados: o número de
indivíduos, intensidade de perfilhamento, biomassa acima do solo, área de copa, diâmetro e altura médios, por
indivíduo, em 58 unidades amostrais (10 x 30 m) distribuídas entre as estratégias após 2,5 anos da implantação.
Também foram avaliadas as principais espécies e suas similaridades entre as estratégias. A SD proporcionou
maior efetividade quanto ao Número de indivíduos, Biomassa e Área de Copa, enquanto, a intensidade de
perfilhamento foi maior nas ID e não houveram diferenças quanto a média de altura e diâmetro. Cada estratégia
apresentou um conjunto particular de espécies de maior sucesso e as mais similares foram aquelas que utilizaram
mudas (PAT e ID). A estratégia SD destacou-se no estudo, especialmente quando considerados aspectos
ecológicos e custos envolvidos. As espécies contribuíram na diferenciação das estratégias, pois, proporcionaram
funções ecológicas distintas que influenciam processos ecológicos em nível de comunidade e indivíduos.
Palavras-chave: restauração florestal; nucleação; semeadura direta; plantio de mudas; floresta Amazônica.
Effectiveness in the tropical forest restoration: how the differential performance
of species and ecological context affect the establishment and occupation
ABSTRACT: Restoring tropical forests is essential to address global climate change, to maintain and conserve
diversity and ecosystem services. The establishment and occupation of three forest restoration strategies (Total
Seedling Planting (PAT), Diversity Islands (ID) and Direct Seeding (SD)) of the forest vegetation associated
with watercourses was analyzed. It were evaluated: the number of individuals, resprouting intensity, above-
ground biomass, canopy area, average diameter and height, per individual, in 58 sample units (10 x 30 m)
distributed among the strategies after 2.5 years of implantation. It was also evaluated the main species and their
similarities between the strategies. The SD provided more effective as the number of individuals, biomass and
treetop area, while the intensity of resprouting was higher in ID and there were no differences in mean height
and diameter. Each strategy presented a particular set of most successful species and the most similar were
those that used seedlings (PAT and ID). The highlight of the SD strategy is magnified when considering
ecological perspectives, and social costs involved. The species contributed to the differentiation of strategies,
because they provide distinct ecological functions that influence ecological processes at the community level
and individuals.
Keywords: forest restoration; nucleation; direct seeding; seedling planting; Amazon rainforest.
1. INTRODUÇÃO
As florestas tropicais abrigam grande parte da
biodiversidade global e sua manutenção está diretamente
associada a diversos processos essenciais para o
funcionamento dos ecossistemas e para a humanidade
(CHAZDON; ARROYO, 2013; ISBELL et al., 2017;
ISBELL et al., 2018; WATSON et al., 2018). Em geral, tais
serviços ecossistêmicos diretamente associados a
biodiversidade estão associados a provisão de recursos
alimentares, estruturais e genéticos, controle do clima e
mitigação de consequências negativas oriundas de atividades
antrópicas, tais como a absorção de carbono oriundo de
combustíveis fosseis (HOUGHTON et al., 2015; ISBELL et
al., 2017; MORI et al., 2017; MITCHARD, 2018;
SPRACKLEN et al., 2018).
O cenário de degradação no mundo foi revisado por
Gibbs; Salmon, (2015) e as estimativas globais indicam que o
total de áreas degradadas é de menos de 1 bilhão de hectare
a mais de 6 bilhões de hectares com ampla discordância em
sua distribuição espacial. Para as florestas tropicais esta
estimativa pode chegar a 500 milhões de ha, podendo, assim,
Santos
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
443
afetar a subsistência de milhões de pessoas, especialmente
aquelas alocadas nos trópicos (ASNER et al., 2009). Os
impactos negativos da degradação comprometem o
funcionamento e serviços ambientais provisionados pelos
ecossistemas florestais, pois, alteram os padrões de dinâmica
e desempenho funcional desses ambientes (CARDINALE et
al., 2012; GHAZOUL; CHAZDON, 2017). Neste sentido,
soluções para mitigar estes problemas de degradação devem
ser abordadas do ponto de vista viável, deixando de lado o
idealismo. Assim, o desenvolvimento de novas políticas de
conservação deve ser priorizado e baseado em esforços para
restaurar áreas florestais degradadas e criar áreas protegidas
para garantir, assim, os benefícios em longo prazo para toda
a humanidade (GHAZOUL; CHAZDON, 2017; WATSON
et al., 2017).
Atualmente, governos de todo o mundo, bem como
empresas e tomadores de decisão têm procurado promover
iniciativas globais de restauração florestal, como o "Bonn
Challenge", lançado em 2011 com o compromisso de
restaurar 150 milhões de hectares até 2020 (Bonn Challenger,
2019); a Declaração de Nova York (ONU, 2019), propondo
a restauração de outros 200 milhões de hectares; e a Iniciativa
20 x 20 lançada em 2014 pelos países da América Latina para
restaurar 20 milhões de hectares até 2020 (WRI, 2019).
Restaurar ecossistemas florestais tropicais é um dos
principais desafios globais, sendo ainda necessário gerar
informações sobre as atividades a serem implementadas,
buscar práticas efetivas com diferentes estratégias a serem
utilizadas dependendo das situações encontradas in situ, além
de selecionar espécies mais funcionalmente apropriadas para
serem utilizadas em cada caso específico (GUARIGUATA;
BRANCALION, 2014; BRANCALION; Van MELIS,
2017). A decisão a ser tomada em relação à área a ser
restaurada é o primeiro passo para recuperar áreas
degradadas em seus aspectos físicos, químicos e biológicos e
por consequência restaurar sua capacidade produtiva
(HOLL, 2013; PERRING et al., 2015; BRANCALION; Van
MELIS, 2017).
A vegetação nativa próxima a córregos é reconhecida
como importante para as sociedades em todo o mundo. Na
zona ribeirinha, além do abrigo da biodiversidade com a
prestação de serviços ambientais, os solos úmidos e sua
vegetação nas zonas de influência dos rios e lagos são
ecossistemas de reconhecida importância na mitigação de
inundações e vazantes, na redução da erosão superficial, no
condicionamento da qualidade da água e na manutenção dos
canais, pela proteção dos córregos e pela redução do
assoreamento (TABACCHI et al., 2000; DOSSKEY et al.,
2010). Existe um amplo consenso científico de que em
função de sua importância na estabilidade e funcionalidade,
estes ecossistemas precisam ser preservados ou restaurados,
se degradados (DOSSKEY et al., 2010; SILVA et al., 2012).
Nesse contexto, estudos que elucidam a base científica do
processo de restauração ecológica das florestas tropicais são
essenciais, pois, nos permitirão superar os desafios e projetar
a escala necessária para torná-la uma medida inteligente de
conservação da diversidade e enfrentar as mudanças
climáticas globais. Esse avanço permitirá o desenho de
projetos robustos e dinâmicos que possam reverter o
processo de degradação sob aspectos funcionais e estruturais,
a medida que concomitantemente permite a regulação e a
manutenção dos serviços ambientais esperados com a
atividade (BRANCALION et al., 2013; DURIGAN;
ENGEL, 2012). Considerando esta necessidade de
construção de conhecimento a respeito de medidas de
potencialização do sucesso da restauração em florestas
tropicais, nosso objetivo foi comparar a eficácia de três
estratégias de restauração florestal em áreas degradadas 2,5
anos após implantação em florestas amazônicas em Áreas de
Preservação Permanente. Nós avaliamos esta efetividade em
diferentes aspectos da vegetação arbórea, analisando
variáveis associadas ao estabelecimento, sucesso individual e
proteção do solo.
2. MATERIAL E MÉTODOS
2.1. Áreas de estudo
A área de estudo está localizada na Fazenda São Nicolau
(FSN), no município de Cotriguaçu, na porção noroeste do
Mato Grosso - Brasil. (-9.859354°; -58.250445°) (Figura 1). A
fazenda está localizada na margem esquerda do rio Juruena,
que junto com o rio Teles Pires forma o rio Tapajós, um dos
maiores rios da Amazônia (SILVEIRA et al., 2017). O clima
da região é tropical quente e úmido (Aw na classificação de
Koppen), com temperatura média de 24 ° C e umidade
relativa em torno de 80% (VOURLITIS et al., 2002; SOUZA
et al., 2013). A precipitação média anual é de 2034 mm, com
a estação chuvosa de outubro a março, e a estação seca no
inverno, de abril a setembro (NORONHA et al., 2015). O
relevo na região é plano e a altitude média é de 297 m. A
região está inserida no domínio fitogeográfico Amazônico,
em proximidade com o limite sudeste com o domínio dos
Cerrados, com a paisagem sendo marcada por Florestas de
Terra baixa e florestas aluviais nas áreas próximas a cursos
d’água (BRASIL, 2012).
Figura 1. Localização das áreas de estudo, na borda sul da Amazônia.
Figure 1. Location of study areas, on the southern edge of the
Amazon.
A Fazenda São Nicolau consiste em um projeto de Poço
de Carbono implantando em 1998 pela empresa construtora
de automóveis francesa Peugeot, em parceria com a empresa
de gestão florestal ONF-Brasil (Ofice National des Fôrets).
O projeto foi implantado com o objetivo de sequestrar e
estocar carbono atmosférico através do plantio e crescimento
de árvores na recuperação de áreas degradadas da
propriedade. Em 2000 quando foi realizado o licenciamento
ambiental foram detectados 455,84 ha de Áreas de
Preservação Permanentes Degradadas (APPD), valor que
diminuiu para 166,31 ha com as iniciativas do Projeto de
Reflorestamento Poço de Carbono Peugeot – ONF e que
está atualmente em cerca de 123,94 ha. Esta iniciativa foi
firmada juntamente ao órgão ambiental responsável na região
Efetividade na restauração de florestas tropicais: como o desempenho diferencial das espécies e o contexto ecológico...
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
444
(Secretaria de Estado do Meio Ambiente do Mato Grosso –
SEMA), com o compromisso de restauração anual de 12 ha
previamente utilizados como área de pastagem. Na fazenda o
principal fator de degradação foi a derrubada da floresta
nativa para a exploração madeireira e estabelecimento de
pastagens, seguido pela compactação do solo causada pela
atividade pecuária realizada na área (SILVEIRA et al., 2017).
2.2. Seleção de espécies e implantação das estratégias
de restauração
O primeiro passo do processo de restauração foi o
isolamento da área, que é necessária para evitar a pastagem
de gado no local e de outros fatores de degradação que
possam afetar o desenvolvimento da restauração.
A preferência na seleção foi dada às espécies nativas das
fisionomias florestais da região, especialmente aquelas
associadas aos cursos de água. Para isso, inicialmente
consultamos as espécies implantadas no Projeto
Preenchimento de Carbono Florestal Peugeot-ONF
(PCFPO) e espécies já conhecidas por serem atraentes para a
vida selvagem em áreas ribeirinhas da fazenda (Silveira et al.,
2017), bem como, observamos in loco as espécies que se
regeneravam com abundancia nas áreas ciliares da Fazenda
São Nicolau. Também avaliamos aspectos funcionais das
espécies como o fornecimento de recurso e atração da fauna,
grupo ecológico na sucessão florestal, informação sobre o
ritmo de crescimento da espécie, adaptabilidade a áreas
úmidas, entre outras características importantes para o
estabelecimento e sucesso das espécies. Após análise
criteriosa da identificação das informações ecológicas e
silviculturais disponíveis e da ocorrência nas matas ciliares da
região foram pré-selecionadas 59 espécies (Tabela 1). A
produção de mudas foi realizada na própria fazenda, com
sementes oriundas de coletores de sementes da região e de
coletas realizadas pelos integrantes da equipe na própria
fazenda. Para a realização do preparo da área foi utilizado a
roçagem mecânica e adubação em área total.
Tabela 1. Espécies utilizadas nas estratégias de implantação na Fazenda
São Nicolau, Amazônia, Brasil. Os nomes populares correspondem a
forma em língua portuguesa da nomeação utilizada na região.
Table 1. Species used in the implantation strategies at Fazenda São
Nicolau, Amazônia, Brazil. The popular names correspond to the
Portuguese language form of the nomination used in the region.
Família/Espécie
Nome popular
ANACARDIACEAE
Anacardium giganteum
W.
Hancock ex Engl
Cajueiro
Anacardium humile
A. St.
-
Hill
Caju
Anacardium occidentale
L.
Caju
Astronium
lecointei
Ducke
Muiracatiara
Myracrodruon urundeuva
Allemão
Aroeira
Spondias mombin
L.
Cajá
ANONACEAE
Xilopia
sp.
Pindaíba
APOCYNACEAE
Aspidosperma
subincanum
Mart
.
peroba mica
Rauvolfia paraenses
Ducke
peroba da água
ARECACEAE
Euterpe oleracea
Mart.
Açaí
BIGNONIACEAE
Handroanthus impetiginosus
(Mart. ex DC.) Mattos
ipê
-
rosa
Handroanthus serratifolius
(A.H.Gentry) S.
Grose
ipê
-
amarelo
Tabebuia
sp.
Ipê
BIXACEAE
Bixa orellana
L.
Colorau
CANNABACEAE
Trema micrantha
(L.) Blume
Piriquiteira
CARYOCARECAE
Caryocar glabrum
(Aubl.) Pers.
Pequi
CHRYSOBALANACEAE
Couepia grandiflora
(Mart. et Zucc.) Benth. ex. Hook.
guariuba/orticíca
Família/Espécie
Nome popular
DICHAPETALACEAE
Tapura amazônica Poepp. &Endl.
Espeteiro
EUPHORBIACEAE
Hevea brasiliensis
(Willd. ex A.Juss.) Müll.Arg.
Mamoninha
Mabea
fistulifera
Mart.
Seringueira
FABACEAE
Amburana cearensis
(Fr. All.) A. C. Smith
Cerejeira
Anadenanthera colubrina
(Vell.) Brenan
angelim doce
Anadenanthera
sp 1
Angiquinho
Anadenanthera
sp 2
angico
-
amarelo
Andira legalis
(Vell.) Toledo
angico vermelho
Bauhinia acreana
Harms
pata de vaca
Cajanus cajan
(L.) Huth
feijão cru
Copaifera langsdorffii
Desf.
Copaíba
Dipteryx odorata
(Aubl.) Willd.
Cumaru
Enterolobium contortisiliquum
(Vell.) Morong
Orelinha
Enterolobium schomburgkii
(Benth.) Benth.
Timburi
Erythrina
sp.
crista de galo
Hymenaea courbaril
L.
Jatobá
Hymenaea parvifolia
Huber
jatobá
-
mirim
Ingaedulis
Mart.
ingá de metro
Samanea tubulosa
(Bent.) Barneby & J. W. Grimes
sete casca
Schizolobiump arahyba
var. amazonicum (Huber ex Ducke)
pinho cuiabano
Senna alata
(L.) Roxb.
angico de pastagem
Stryphnodendron polyphyllum
Mart.
angico do brejo
HYPERICACEAE
Vismia guianensis
(Aubl.) Choisy
Lacre
LAMIACEAE
Vitex
sp.
Tarumã
LAURACEAE
Melizalaurus itauba
(Meisn.) Taub. ex Mez
Itaúba
LECYTHIDACEAE
Cariniana
sp.
Jequitibá
LYTHRACEAE
Lafoensia
sp.
Mirindiba
MALVACEAE
Apeiba tibourbou
Aubl.
pente de macaco
Ceiba pentandra
(L.) Gaerth.
Sumaúma
Ceiba speciosa
(A. St.
-
Hil.)
Ravenna
Paineira
Guazuma ulmifolia
Lam.
Mutamba
Theobroma speciosum
Willd. ex Spreng.
Cacauí
MELIACEAE
Cedrela fissilis
Vell.
Cedro
Cedrela odorata
L.
cedro rosa
Swietenia macrophylla
King
Mogno
MYRTACEAE
Myrciaria dubia
(Kunth) Mc Vaugh
Camucamu
Psidium guajava
L.
Goiaba
RUBIACEAE
Genipa americana
L.
Jenipapo
RUTACEAE
Zanthoxylum fagara
(L.) Sarg.
mamica de porca
SAPINDACEAE
Sapindus saponaria
L.
olho de índio
SOLANACEAE
Solanum
crinitum
Lam
.
Lobeira
URTICACEAE
Cecropia
sp. Loefl.
Embaúba
Cecropia purpurascens
C. C. Berg
Embaúba
-
roxa
A preparação da área foi iniciada no meio da estação seca
e continuou até o início das chuvas, quando o plantio foi
feito. A primeira atividade foi o monitoramento e controle de
formigas cortadeiras com o uso de iscas formicidas. Em
seguida, a área foi submetida ao sobrepastoreio para redução
da biomassa das gramíneas, sendo realizadas até cinco
operações de gradagem para controle de gramíneas e
incorporação de calcário. A última operação de gradagem foi
realizada pelo menos 15 dias antes do plantio. No plantio
aplicamos, por berço de plantio, 150g de fertilizante
formulado NPK 05:25:15 e solução de 500ml com hidrogel
polimérico. Após 30 dias, avaliamos a sobrevivência e
realizamos o replantio. A manutenção das gramíneas ocorreu
pela limpeza em torno das mudas (coroamento) e corte semi-
mecanizado entre as linhas de plantio e entre plantas. Foi
realizada a fertilização de cobertura com formulação NPK
Santos
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
445
20:05:20. Todas as atividades operacionais necessárias para a
restauração são detalhadas em Silveira et al. (2017).
A implantação ocorreu em novembro de 2013 em 12 ha
de APPD, na qual utilizamos três estratégias de restauração
(Figura 2): i) Plantio em área total (PAT), na qual foi realizada
o plantio de mudas em área total no espaçamento 3x2 m; ii)
Semeadura direta (SD), no qual foi realizado o plantio de
sementes na área total; iii) Ilhas de Diversidade (ID), que
consistiu no plantio de mudas de espécies no espaçamento
0,5x0,5m arranjados em módulos adensados e dispostos na
área. A implantação ocorreu em espaços delimitados ao
longo das APPD, que foram distribuídas de forma aleatória
ao longo das áreas a serem restauradas, com 6 ha sendo
destinados ao Plantio em Área Total, 3 ha para a Semeadura
Direta e 3 ha para as Ilhas de Diversidade.
Figura 2. Esquema das 3 estratégias de implantação utilizadas na
recuperação das áreas degradadas da Fazenda São Nicolau, Amazônia,
Brasil.
Figure 2. Scheme of the 3 implantation strategies used in the recovery
of degraded areas at Fazenda São Nicolau, Amazonia, Brazil.
2.3. Monitoramento e coleta de dados
O monitoramento foi realizado em julho de 2016 (32
meses - 2,5 anos após a implantação), no qual foram
delimitadas 24 unidades amostrais de 10 x 30 m no
tratamento Plantio em Área Total, 10 unidades amostrais no
tratamento de Semeadura Direta e 24 unidades amostrais no
tratamento Ilhas de Diversidade, totalizando 58 unidades
amostrais (1,74 ha total). Em cada unidade amostral,
contabilizamos o número de indivíduos vivos, o número de
fustes existentes, bem como sua altura (m), circunferência e
área de copa. A altura foi mensurada através de uma régua
telescópica com altura limite de 7 metros, sendo considerada
a altura entre do nível do solo até a parte vegetativa terminal
do indivíduo. Para a mensuração da circunferência adotamos
a medida de CAS (circunferência a altura do solo) para
indivíduos com altura menor que 1,30, e a medida de
Circunferência a Altura do Peito (CAP - Circunferência a 1,30
m do nível do solo) para indivíduos com altura igual ou
superior a 1,30 m. A área de copa foi obtida de duas formas
em função das condições operacionais encontradas em
campo. Para as estratégias Plantio em Área Total a Ilhas de
Diversidade, a área de copa (m²) do indivíduo foi obtido
através da mensuração com o auxílio da régua telescópica de
duas medidas de seu diâmetro, uma paralela a linha de plantio
(DC1) e outra perpendicular a esta mesma linha (DC2),
paralela assim a entrelinha do plantio. Com estes dois
diâmetros, calculamos a área de copa (m²) através da fórmula
AC={[(DC1+DC2)/2]^2}*(𝜋/4).
Já para a estratégia de Semeadura Direta foi considerada
a área de copa total da parcela como sendo o produto entre
a largura e o comprimento da projeção do conjunto de copas
em cada linha de semeadura. A adoção deste método para a
Semeadura direta ocorreu devido a elevada densidade de
indivíduos recrutados nas parcelas, o que gerou uma
sobreposição de copas que impossibilitou a mensuração
individual de árvores isoladas. Os indivíduos vivos foram
ainda identificados em nível de espécie seguindo a APG IV
(2016), sendo parte da identificação realizada em campo e
parte mediante coleta de materiais vegetativos e reprodutivos.
2.4. Análise de dados
As análises consistiram em avaliar a existência de
diferenças entre as três estratégias quanto às seis variáveis
resposta: i) número de indivíduos vivos (ind./ha); ii)
intensidade de perfilhamento (número de
fustes*100/número de indivíduos); iii) Diâmetro médio
individual (cm); iv) altura média individual (m); v) Biomassa
Arbórea Acima do Solo (Mg) (Above-Ground Woody
Biomass-AGWB); vi) área de copa (m²/ha). Para testar a
existência de diferenças utilizamos Modelos Lineares
Generalizados (GLM) com posterior teste post-hoc Lsmeans
(Lenth; Lenth, 2018) ao nível de 5% de significância em caso
de existência de diferenças significativas. Todas as variáveis
foram trabalhadas dentro da distribuição de resíduos gaussian
com função de ligação identity, atendendo aos critérios de
homocedasticidade e normalidade dos resíduos. A AGWB
foi obtida através do pacote biomass (Rejou-Mechain et al.,
2017), utilizando a equação pantropical de Chave et al.,
(2014), a partir dos dados de diâmetro (obtidos através da
circunferência), de altura individual e de dados de densidade
da madeira obtidas no banco de dados do pacote (Global
Wood Density data base). Todas as análises foram realizadas
no programa R Studio v. 3.5.2 (2018).
Nós quantificamos ainda o Valor de Cobertura (%) de
cada espécie inventariada em cada uma das três estratégias,
considerando a sua densidade (ind./ha) e AGWB (ton./ha)
absolutos. O valor de cobertura é uma medida obtida em
função da importância relativa da espécie quanto a densidade
de indivíduos e biomassa (AGBW), oferecendo informações
sobre padrões de dominância e importância específicas para
a comunidade. Com base nos resultados, exploramos quais
as espécies dominantes em cada uma das estratégias,
considerando 50 % do Valor de Cobertura como critério de
corte, com o objetivo de avaliar suas aptidões às diferentes
condições de cada estratégia. Por fim, avaliamos como o
Valor de Cobertura apresentado pelos conjuntos de espécies
dominantes de cada estratégia se comportou nas demais
estratégias. Esta avaliação foi realizada através da
quantificação do valor de cobertura total apresentado pelas
espécies dominantes de cada condição quando inventariadas
nas demais estratégias.
3. RESULTADOS
Para a variável número de indivíduos vivos, a estratégia
Semeadura direta apresentou os valores significativamente
maiores (p<0.05), seguido pelo Plantio em Área Total e pelas
Ilhas de diversidade, com os menores valores (Figura 3 –
esquerda). Tal padrão não ocorreu para a variável Intensidade
de Perfilhamento, que foi significativamente maior na
estratégia de Ilhas de Diversidade, seguida pela Semeadura
Direta e pelo Plantio em Área Total com os menores valores
(Figura 3 – direita). Com relação às variáveis morfométricas
Diâmetro médio (cm) e Altura média (m) (Figura 4), as
estratégias apresentaram valores similares que não se
diferenciaram significativamente entre si (p>0.05).
Para as variáveis Biomassa Arbórea Acima do Solo
(AGWB) e para Área de copa (AC) (Figura 5), a estratégia por
Semeadura direta apresentou valores significativamente
Efetividade na restauração de florestas tropicais: como o desempenho diferencial das espécies e o contexto ecológico...
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
446
maiores que os das outras estratégias (p<0.05). Contudo,
enquanto para AGWB as estratégias Ilhas de Diversidade e
Plantio em Área Total não se diferenciaram
significativamente. Para Área de Copa, o Plantio de Área
Total apresentou valores significativamente maiores que os
apresentados pela estratégia por Ilhas de Diversidade. Assim,
a estratégia por Semeadura Direta se destacou como sendo a
estratégia com maior densidade, biomassa e ocupação da
área, não estando tais resultados associados a indivíduos mais
perfilhados.
Figura 3. Número de indivíduos vivos por ha (Figura a esquerda) e
Intensidade de perfilhamento (%) para as três estratégias de implantação
de florestas utilizadas na Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brasil. Nota:
SD: Semeadura direta; ID: Ilhas de Diversidade; PAT: Plantio em Área Total.
Tratamentos seguidos pelas mesmas letras não se diferenciam pelo teste
LsMeans ao nível de 5% de significância.
Figure 3. Number of living individuals per ha (figure on the left) and
resprouting intensity (%) for the three forest implantation strategies
used at Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brazil. Note: SD: Direct
seeding; ID: Islands of Diversity; PAT: Total Area Planting. Treatments
followed by the same letters are not differentiated by the LsMeans test at the
5% significance level.
Figura 4. Diâmetro médio (cm) (Figura a esquerda) e altura média (m)
(Figura a direita) de indivíduos para as três estratégias de implantação de
florestas utilizadas na Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brasil. Nota: SD:
Semeadura direta; ID: Ilhas de Diversidade; PAT: Plantio em Área Total.
Tratamentos seguidos pelas mesmas letras não se diferenciam pelo teste
LsMeans ao nível de 5% de significância.
Figure 4. Average diameter (cm) (figure on the left) and average height
(m) (figure on the right) of individuals for the three forest implantation
strategies used at Fazenda São Nicolau, Amazonia, Brazil. Note: SD:
Direct seeding; ID: Islands of Diversity; PAT: Total Area Planting.
Treatments followed by the same letters are not differentiated by the
LsMeans test at the 5% significance level.
A estratégia por Plantio em Área Total apresentou os
resultados intermediários, enquanto as Ilhas de Diversidade
apresentaram a menor densidade, biomassa e ocupação de
área, em associação com maior adoção do perfilhamento
como estratégia de ocupação dos indivíduos.
As espécies dominantes de cada estratégia apresentaram
desempenhos acentuadamente distintos, com as espécies da
estratégia de Semeadura Direta apresentando valores de
densidade absoluta e AGWB consideravelmente superiores
aos apresentados pelas espécies das estratégias de Ilhas de
Diversidade e Plantio em Área Total, mais similares entre si
(Tabela 2 e Figura 6).
Figura 5. Biomassa do estrato arbóreo acima do solo (AGWB – ton. /
ha) (Figura a esquerda) e Área de copa (m²) (Figura a direita) para as três
estratégias de implantação de florestas utilizadas na Fazenda São
Nicolau, Amazônia, Brasil. Nota: SD: Semeadura direta; ID: Ilhas de
Diversidade; PAT: Plantio em Área Total. Tratamentos seguidos pelas
mesmas letras não se diferenciam pelo teste LsMeans ao nível de 5% de
significância.
Figure 5. Above ground soil biomass (AGWB - ton. / Ha) (figure on
the left) and crown area (m²) (figure on the right) for the three forest
implantation strategies used at Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brazil.
Note: SD: Direct seeding; ID: Islands of Diversity; PAT: Total Area
Planting. Treatments followed by the same letters are not differentiated by
the LsMeans test at the 5% significance level.
Tabela 2. Densidade Absoluta (DA) e Biomassa Arbórea Acima do Solo
(AGWB) das espécies mais representativas em Valor de Cobertura (CV),
considerando 50% como critério de corte, para as três estratégias de
implantação utilizadas na Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brasil.
Table 2. Absolute Density (AD) and Above Ground Tree Biomass
(AGWB) of the most representative species in Coverage Value (CV),
considering 50% as the cutoff criterion, for the three implantation
strategies used at Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brazil.
Espécies
DA
(ind/ha)
AGWB
(ton./ha)
CV
(%)
SD
Senna alata
850.00
1.01
20.44
Cajanus cajan
583.33
0.96
16.68
Bixa orellana
666.67
0.35
11.75
Bauhinia rufa
350.00
0.75
11.71
ID
Guazuma ulmifolia
61.25
0.07
15.71
Hymenaea courbaril
47.50
0.03
9.74
Bauhinia rufa
21.25
0.06
8.79
Inga vera
25.00
0.04
7.47
Handroanthus impetiginosus
17.50
0.05
7.41
Pseudima frutescens
12.50
0.05
6.72
PAT
Guazuma
ulmifolia
197.22
0.17
18.45
Bauhinia rufa
63.89
0.12
8.77
Genipa americana
95.83
0.06
7.60
Leucaena leucocephala
16.67
0.13
6.77
Handroanthus serratifolius
52.78
0.07
6.24
Citharexylum poeppigii
38.89
0.07
5.20
Figura 6. Valor de cobertura (%) apresentado pelas espécies dominantes
(50 % do CV) de cada estratégia (SD, ID e PAT) nas demais estratégias
utilizadas na Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brasil. Como exemplo,
os valores da linha preta não contínua correspondem aos CV
apresentado pelas espécies dominantes da estratégia SD na estratégia
SD, ID e PAT. Nota: SD: Semeadura direta; ID: Ilhas de Diversidade; PAT:
Plantio em Área Total.
Figure 6. Coverage value (%) presented by the dominant species (50%
of CV) for each strategy (SD, ID and PAT) in the other strategies used
at Fazenda São Nicolau, Amazônia, Brazil. As an example, the values of
the non-continuous black line correspond to the CVs presented by the
dominant species of the SD strategy in the SD, ID and PAT strategy.
Note: SD: Direct seeding; ID: Islands of Diversity; PAT: Total Area
Planting.
Santos
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
447
4. DISCUSSÃO
Nossos resultados apontaram que na idade avaliada as
estratégias se diferenciam quanto a sua efetividade,
apresentando diferenças em variáveis associadas a ocupação
do espaço e forma de ocupação (Densidade, Biomassa, área
de copa e perfilhamento), porém sem diferenças no
desempenho específico de indivíduos (Diâmetro e Altura
média). Cada uma delas apresentou um conjunto
diferenciado de espécies de sucesso, sendo tal diferença uma
resposta às diferentes restrições oferecidas por cada
estratégia,
O destaque da estratégia Semeadura Direta para a variável
densidade de indivíduos provavelmente está associado à
densidade de semeadura utilizada, e aos fatores ambientais,
ecológicos, e de planejamento e execução da técnica. A
densidade de indivíduos também foi elevada (média de 4200
plantas por hectare) em áreas de restauração florestal
mediante semeadura direta aos 10 anos no estado de Mato
Grosso devido a elevada densidade de sementes, riqueza de
espécies, diferentes grupos funcionais (FREITAS et al.,
2019). Os autores argumentam que esses aspectos resultaram
em uma floresta estratificada com alta densidade de
indivíduos, alta relação altura / diâmetro e que não se
bifurcam nos primeiros anos e formam rapidamente uma
floresta secundária alta, porém, assim como em nosso estudo
foi contatado variação substancial nos resultados obtidos.
Portanto, a semeadura direta se mostra como uma técnica
efetiva na ocupação dessas áreas mediante a conjunção
favorável dos fatores mencionados, porém, sua utilização
pode resultar em insucesso caso as condições não sejam
adequadas.
A elevada densidade de plantas germinadas na semeadura
direta deve-se especialmente as espécies utilizadas para
atuarem como adubos verdes (Cajanus cajan e Senna alata).
Essas espécies germinaram e se estabeleceram de modo a
criarem uma estrutura florestal. Essa estruturação e cobertura
pode criar condições especificas de clima em nível local e
possibilitar com isso a colonização por facilitação de espécies
de grupos florísticos e faunísticos mais exigentes (LUGO,
1997; TUCKER; MURPHY, 1997). A cobertura cria um
micro-habitat florestal, sendo determinante na continuidade
dos processos de sucessão secundária (De MELO et al.,
2007). Apesar de não ter sido avaliada, durante a coleta de
dados foi constatada a germinação de sementes das outras
espécies nas áreas tratadas com a semeadura direta, o que
mostra que o recrutamento está ocorrendo. Assim, sugere-se
acompanhamento de longo prazo de estudos dessa natureza,
e o monitoramento da regeneração natural para inferir sobre
a sucessão nessas áreas. O recrutamento de espécies mediante
regeneração natural sob o dossel formado por essas espécies
também deve ser mais bem avaliado.
A regeneração natural é um aspecto pouco investigado
acerca da restauração florestal com o uso da semeadura direta
(FREITAS et al., 2019). A elevada densidade de plantas pode
levar a formação de populações monodominantes com um
dossel uniforme, e que por inibição podem levar a uma
estagnação ou mesmo retrocesso na estruturação florestal e
sucessão ecológica dessas comunidades, e essa situação, em
função de cada caso pode ser transitória e formar áreas
extremamente sombreadas (URIARTE; CHAZDON, 2016).
O contexto de paisagem e de mudanças climáticas podem
afetar no uso e consolidação da estratégia de restauração,
pois, na área de estudo a matriz é permeável. Na paisagem, o
destaque são os maciços de florestas naturais em estágio
avançado de conservação, os reflorestamentos do poço de
carbono florestal e as florestas secundárias em diferentes
estágios de regeneração. Segundo Palma; Laurence (2015)
entre o plantio de sementes ou mudas, a semeadura direta
pode ser mais vulnerável a extremos climáticos,
particularmente em ecossistemas tropicais, e pode ser restrita
a locais com vegetação existente.
O destaque da estratégia SD no estoque de biomassa, e
consequentemente no estoque de carbono, e na cobertura de
copa está diretamente associada a elevada densidade de
indivíduos que germinaram e conseguiram se estabelecer na
área, e que devido a sua maior quantidade proporcionaram
os maiores valores observados para essas características. Uma
importante e articulada ação de restauração em larga escala
de florestas tropicais mediante a semeadura direta é a
iniciativa Y Ikatu Xingu que, além da escala, de destaca pela
organização e engajamento social (DURIGAN et al., 2013).
Áreas em restauração via semeadura direta oriundas desse
projeto foram avaliadas com idade de 01 a 10 anos por Freitas
et al. (2019), e foram comparadas por variáveis estruturais da
ecologia da vegetação. A semeadura se mostrou uma
excelente técnica para iniciar o processo de restauração, e
também se destacou com densidade, cobertura de copa e os
maiores estoques de biomassa acima do solo, porém, também
foi notado comportamento acentuadamente variado entre os
resultados obtidos, assim como observado no presente
estudo.
Apesar do destaque da SD na promoção da cobertura de
copa, nessas áreas ainda há porções ocupadas por pastagens,
tais situações são notadas principalmente em porções das
áreas onde a semeadura não teve sucesso na germinação e
consequentemente ocupação da área. Possivelmente aspectos
como encharcamento natural do solo e incidência de capim
sejam fatores locais de insucesso e variação nos resultados da
técnica. Assim como a qualidade das sementes e condições
necessárias à germinação e estabelecimento das plantas
(PALMA; LAURENCE, 2015; GROSSNICKLE; IVETIĆ,
2017).
Na Mata Atlântica, um domínio altamente ameaçado, a
análise de muitos projetos anteriores de restauração florestal
mostrou que muitos não resultaram em florestas que se
autoperpetuam e, atualmente, com o apoio da comunidade
científica, a maioria dos projetos visa a construção de
florestas autossustentáveis. As experiências mostraram que a
restauração florestal com alta diversidade é viável, mas
depende das estratégias aplicadas e da paisagem circundante.
Os avanços técnicos são continuamente produzidos e são
incorporados em diferentes intensidades. No entanto, os
principais desafios para consolidar a atividade são a redução
de custos, o planejamento de ações em nível paisagístico e
questões sociopolíticas (RODRIGUES et al., 2009). Esses
temas também são barreiras para a efetivação e ampliação da
restauração ecológica nas áreas da Amazônia, Cerrado e
Caatinga, entre outros aspectos do domínio analisado.
A semeadura direta é tida como uma técnica de baixo
custo (Engel; Parrotta, 2001; Campos-Filho et al., 2013;
Palma; Laurence, 2015; Grossnickle; Ivetić, 2017; Freitas et
al., 2019), o investimento na implantação da técnica pode
variar na média de 30 a 38% do custo total com o plantio de
mudas de raízes nuas ou em recipientes, respectivamente
(GROSSNICKLE; IVETIĆ, 2017). A perspectiva de menor
desembolso proporcionaria maior adesão de proprietários
rurais na restauração florestal e as variações no custo
fortemente dependentes do preço das sementes e taxa de
Efetividade na restauração de florestas tropicais: como o desempenho diferencial das espécies e o contexto ecológico...
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
448
semeadura (GROSSNICKLE; IVETIĆ, 2017; PALMA;
LAURENCE, 2015). A metodologia figura como promissora
para alancar os esforços em restauração e assim possibilitar
os ganhos de escala para a atividade, segundo proposto por
iniciativas internacionais e nacionais como o Bonn Challenger e
o Plano Nacional de Recuperação da Vegetação Nativa
(PLANAVEG), do governo brasileiro, que buscam usar dos
reflorestamentos da restauração para enfrentar às mudanças
climáticas e perda da diversidade (HOLL; ZAHAWI, 2014;
POORTER et al., 2016; FREITAS et al., 2019). A técnica foi
caracterizada por Freitas et al. (2019) como um método bem-
sucedido para a fase inicial de restauração florestal,
promovendo uma estrutura mais semelhante aos locais
resilientes e em regeneração natural, do que aqueles não
resilientes e em regeneração ou aqueles em que foram usados
o plantio de mudas.
O plantio em área total (PAT), e as ilhas de diversidade
(ID) proporcionaram resultado semelhantes também para o
estoque de biomassa calculado a partir dessas características.
Possivelmente esse comportamento seja devido ao controle
da densidade de plantas em função da utilização de mudas
em tais metodologias. O uso de mudas como propágulos,
apresenta como benefícios na restauração: a possibilidade de
propagação e estabelecimento efetivo de espécies ameaçadas
de extinção ou que produzam poucas sementes (Brancalion
et al., 2010). O plantio em área total é indicado para locais
com pouca vegetação remanescente e baixa capacidade de
resiliência, porém tendem a apresentar custo elevado (CAVA
et al., 2016). Em situações marcadas pela existência de
árvores isoladas na paisagem e remanescentes próximos as
ilhas de diversidade podem ser o método mais atrativo, pois,
além de proporcionar resultados parecidos ao plantio em área
total, a implantação e manutenção é menos onerosa e
apresenta maior rendimento por ser implementadas em
porções pontuais das áreas.
A maior intensidade de perfilhamento observada nas
Ilhas de Diversidade em relação às demais estratégias,
provavelmente se relaciona às características ecológicas
associadas a esta estratégia, principalmente atreladas a
competição por luz e modificações na configuração estrutural
da paisagem. As técnicas de nucleação proporcionam um
aumento da biodiversidade local e se apresenta como uma
das melhores formas de implementar a sucessão dentro de
áreas degradadas (REIS et al., 2010). As Ilhas de Diversidade
compreendem núcleos pontuais em que as espécies são
implantadas em módulos adensados, logo, estes núcleos
configuram condições internas distintas às observadas na
matriz adjacente quanto: ao sombreamento, interceptação de
precipitação e estabilidade do solo. Adicionalmente, esta
estratégia necessita após a implantação de práticas de manejo
menos intensivas, com fatores importantes como o controle
de gramíneas e outras plantas potencialmente danosas às
mudas implantadas realizado pontualmente em cada um dos
núcleos e não em área total. Estes atributos tornam as Ilhas
de Diversidade locais menos restritivos localmente em
relação matriz adjacente para o estabelecimento de
indivíduos, porém fazem com que o sucesso relativo dos
mesmos seja efetivo mediante a superação dos outros
indivíduos imediatamente próximos, principalmente no que
se refere a interceptação de luz. Assim, a técnica seria a
estratégia com maior restritividade biótica por competição,
onde os indivíduos têm o seu estabelecimento atrelado a
própria existência do núcleo, e seu sucesso relativo associado
ao desempenho na utilização dos recursos. Neste sentido, a
maior frequência de adoção do perfilhamento como
estratégia de desenvolvimento seria uma resposta a esta maior
competição, onde os indivíduos investem recursos na
emissão de novos brotos que formarão copas que auxiliarão
na assimilação de recursos (BOND; MIDGLEY, 2001;
PAUSAS; KEELEY, 2014).
O perfilhamento consiste na emissão de novos brotos
vegetativos mediante alocação de recursos não estruturais
acumulados na planta, em ocasião de distúrbios ou agentes
que afetem a sobrevivência ou o sucesso de indivíduos
(MOREIRA; TORMO, 2012). Estes fatores podem estar
associados a escassez hídrica, fogo, inundação, patógenos,
vento, toxidez do solo, ações antrópicas e competição de
recursos (BOND; MIDGLEY, 2001; BOND; MIDGLEY,
2003; ZEPPEL et al., 2015; PAUSAS et al., 2016). Nestas
situações, o indivíduo deixa de investir recursos em
reprodução sexuada para aloca-los no desenvolvimento de
brotos que podem contribuir para a sobrevivência e para o
sucesso no local (BOND; MIDGLEY, 2001; MOREIRA;
TORMO, 2012). Este processo de investimento diferencial
que resulta no perfilhamento está relacionado a um conjunto
de traços fisiológicos e anatômicos desenvolvidos pelas
espécies e linhagens ao longo dos processos evolutivos, que
o compõem o seu “nicho de persistência” (BOND;
MIDGLEY, 2001; BOND; MIDGLEY, 2003; PAUSAS et
al., 2016). Esta estratégia tem sido tratada por diversos
autores como um atributo essencial para os padrões
ecológicos em florestas tropicais, sendo parte indissociável
do desenvolvimento de plantas em ambientes que oferecem
restrições ecológicas nas diversas fases sucessionais, sendo
consequentemente um processo importante nos processos
de restauração e nas respostas da vegetação a modificações
ambientais (ZEPPEL et al., 2015; PAUSAS et al., 2016).
Outro resultado importante encontrado em nosso estudo
foi a ausência de diferenças entre os tratamentos quando ao
crescimento em altura e diâmetro. De acordo com Scolforo
(2006), o crescimento em altura das árvores sofre influência
do genótipo e do sítio. A variação do mesmo foi
relativamente similar entre as técnicas, possivelmente por ser
um atributo limitado pelos fatores condicionantes locais. Em
estudos das ciências florestais, o crescimento em altura é
bastante utilizado visto que este descreve o potencial de
crescimento e produtividade dos sítios florestais, seja em
plantios puros ou mistos (MCDILL; AMATEIS, 1992;
VANCLAY, 1994; SCOLFORO, 2006; DEL RÍO et al.,
2016; HENTTONEN et al., 2017).
A idade dos plantios e o elevado status competitivo com
a população de gramíneas exóticas estabelecidas nas áreas
ajudam a explicar o crescimento em altura. Assim, apesar da
reconhecida importância de aspectos nutricionais, esses,
possivelmente tiveram importância menor no crescimento
das mudas. Segundo Campbell et al. (1991), a competição
permanece ativa em condições de grave perturbação, porém,
os efeitos diretos da fertilidade diminuem em importância na
produção das plantas. As áreas em que as estratégias foram
implantadas tratam-se, em sua maioria, de solos pobres com
histórico de abertura mediante uso de fogo. Nestas regiões
ocorre o avanço do desmatamento sob a floresta amazônica
para a prática de pecuária (BERNARDES et al., 2017).
Cada técnica de restauração apresentou um conjunto
único de espécies dominantes, e foram essas que
possivelmente mais contribuíram para o desempenho
diferenciado nas características avaliadas para as estratégias
estudadas. Isso mostra que as espécies, quando utilizadas em
Santos
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
449
projetos de restauração podem apresentar resultados
distintos no estabelecimento e ocupação dessas áreas e ao
longo da mesma. Assim, o conhecimento das espécies em
função da(s) estratégia(s) que maximiza seu desempenho em
se estabelecer e ocupar tais ambientes é imprescindível. Isso
significa dizer que toda espécie pode ser utilizada na
restauração florestal, porém, há que se conhecer em quais
técnicas essas apresentam melhor adaptabilidade e
contribuem mais efetivamente para a estruturação da
comunidade florestal.
Em função de suas características ecológicas, as espécies
podem interagir de forma positiva ou negativa com as
condições ambientais e operacionais impostas pela estratégia,
de forma a influenciar o sucesso no estabelecimento e
ocupação. Por exemplo, a escolha de espécies para estratégias
associadas a implantação por mudas deve considerar que
filtros ecológicos presentes nas etapas de germinação e
desenvolvimento de plântulas já terão sido vencidos, com a
muda já apresentando sistema radicular desenvolvido
(PAKKAD et al., 2003). Já o pool implantado em estratégias
como a de Semeadura Direta deve conter espécies que
possam se adequar a estes filtros, assim como a competição
inicial com outras espécies e com gramíneas
(GROSSNICKLE; IVETIĆ, 2017; PALMA; LAURENCE,
2015). Assim, a relação entre as condições ambientais de cada
estratégia e as espécies implantadas ocorrem dentro de uma
interação com feedback positivo e negativo de influências,
em que as condições influenciam o desenvolvimento das
espécies e as espécies influenciam a efetividade da estratégia
no estabelecimento e ocupação (ELLIOT et al., 2003).
Na Amazônia algumas poucas espécies nativas são
conhecidas o suficiente para serem recomendadas em
programas de reabilitação e restauração florestal de áreas
degradadas. Várias espécies nativas parecem estar bem
adaptadas às condições climáticas extremas, baixa fertilidade
do solo e intensa competição por recursos escassos presentes
em locais degradados, mas poucos destas foram estudadas
(CAMARGO et al., 2002). Apesar do avanço nos estudos da
biodiversidade da floresta tropical amazônica, a situação de
escassez e deficiência de informações dessas espécies persiste
nos dias atuais.
Algumas espécies chamaram atenção pela sobrevivência
e desempenho do crescimento em altura e área de copa
observado em campo. A espécie Senna alata está entre as
espécies com melhor desenvolvimento, e representa quase
20% dos indivíduos inventariados. Essa espécie possui
crescimento extremamente rápido, reprodução precoce e é
atrativa a fauna especialmente abelhas e mamangavas, bem
como, para pecuária é considerada uma planta daninha por
prejudicar o desenvolvimento do capim (RODRIGUES,
2010). A espécie apresenta destacada tendência ao
perfilhamento e a formação de indivíduos com múltiplos
fustes, destacado crescimento em diâmetro e área de copa. Já
Senna multijuga figura entre as com maior potencial, pois
apresenta rápido crescimento em altura, reprodução
“precoce”, excelente formação de copa e atração a fauna.
Outras espécies que se destacaram foram Guazuma ulmifolia e
Bauhinia rufa que também apresentaram elevada
sobrevivência, ritmo de crescimento inicial elevado e
reprodução a partir do primeiro ano, no entanto, o
crescimento em altura e área de copa é menor quando
comparada com as espécies Senna. Bixa orellana e Anacardium
ocidentale também se destacaram no crescimento em altura e
área de copa, essas espécies apresentaram também
reprodução de muitos indivíduos no primeiro e
especialmente no segundo ano de monitoramento. Já
Solanum crinitum, a lobeira, apresentou o mesmo padrão, no
entanto, foi verificada alta mortalidade de muitos indivíduos,
já no segundo ano.
Outro ponto importante a ser discutido é a presença da
espécie Leucaena leucocephala relatada como espécie invasora e
com enormes prejuízos a diversidade (COSTA; DURIGAN,
2010). A espécie foi utilizada em projetos de restauração no
Brasil, e os talhões de leucena melhoram as propriedades do
solo, oferecem proteção contra erosão e assoreamento, fixam
carbono atmosférico e até oferecem abrigo para a fauna, mas
deixam a desejar em termos de recuperar a diversidade de
plantas nativas (SOUZA; DURIGAN, 2013). Assim, é
preciso precaução na escolha de espécies, bem como, além
da regeneração natural nessas áreas há que se atentar para o
potencial invasor das espécies utilizadas. Se necessário,
práticas de manejo adaptativo que busquem o controle da
população indesejada para o alcance das metas estabelecidas.
A evolução da restauração de florestas tropicais no Brasil
foi marcada pela experimentação, e pela avaliação de práticas
realizadas com vistas a avançar no processo e assim foram se
quebrando paradigmas. A pesquisa aqui relatada também
auxiliou no aperfeiçoamento da prática de restauração de
matas ciliares na área de estudo e região, e com os
aprendizados oriundos da prática 72 hectares estão em
processo desde 2013, dos quais mais a maioria mediante o
plantio de mudas. A seleção de um grupo diverso de espécies
que se destacaram pela sobrevivência e crescimento nas
diferentes fases do processo nos anos iniciais proporcionou
redução da mortalidade de mudas para aproximadamente
10% aos dois anos após plantio. Tal redução foi
acompanhada do adiantamento no tempo requerido para
fechamento de copas das árvores e sombreamento da área,
no final do segundo ano após plantio, e que refletiu na
redução dos custos de manutenção com limpezas e roçadas.
Os resultados do programa de restauração conduzido e as
experiências adquiridas e vivenciadas no processo foram
sistematizados por Silveira et al., 2017, no formato de um guia
de boas práticas de restauração de matas ciliares na região, o
material já foi utilizado em práticas de capacitação em
restauração florestal na região, e em ações de educação
ambiental. Além da versão impressa o material encontra-se
disponível no sitio eletrônico: http://petra.eco.br/guia-de-
boas-praticas-restauracao-de-areas-de-preservacao-
permanente-degradadas-appds/.
Nossos resultados mostraram que as estratégias se
diferenciam quanto a efetividade em relação ao
estabelecimento e ocupação, com estas diferenças associadas
ao contexto ecológico, operacional e as espécies implantadas.
Neste sentido, a semeadura direta se apresentou como
promissora dentro do contexto estudado, com desempenho
superior as demais no estabelecimento e ocupação. Contudo,
no geral as espécies presentes são parte importante do
processo, sendo um fator diretamente associada a efetividade
da estratégia e que deve ser analisado como parte essencial
para o sucesso da restauração. Estes resultados somam no
conhecimento e pode contribuir para o processo de
restauração florestal em florestas tropicais, sobretudo no
domínio amazônico. Os ecossistemas deste domínio têm
sofrido com o avanço da agropecuária e com a exploração
madeireira, apresentando montante de reservas legais e áreas
de preservação permanente degradadas superior a oito
milhões de hectares (SOARES-FILHO et al., 2014). Este
Efetividade na restauração de florestas tropicais: como o desempenho diferencial das espécies e o contexto ecológico...
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
450
processo ameaça a conservação destes ambientes, de sua
biodiversidade e de todos os serviços ecossistêmicos
essenciais por eles prestados (CARDINALE et al., 2012;
PERRING et al., 2015; MITCHARD et al., 2018). Assim, são
imprescindíveis estudos que possam contribuir para
melhorias no processo de restauração no sentido de
potencializar sua efetividade mediante construção de
conhecimento sobre diferenças entre estratégias de
restauração, espécies e sobre a sua interação
(GUARIGUATA; BRANCALION, 2014; PERRING et al.,
2015; BRANCALION; Van MELIS, 2017). A restauração
florestal é ainda parte importante dos projetos globais de
conservação da biodiversidade e da mitigação de efeitos das
mudanças climáticas sobre os ambientes terrestres e a
sociedade, com a construção de conhecimento a seu respeito
devendo ganhar ainda mais importância em um mundo em
transformação.
5. CONCLUSÕES
A semeadura direta se mostrou como mais efetiva
estratégia de restauração devido a rápida ocupação, e da
promoção da estrutura florestal devido a elevada germinação
e estabelecimento das espécies utilizadas, e que resultou no
fechamento de dossel e sombreamento da área, com
consequente eliminação de gramíneas exóticas agressivas e
acumulo de biomassa destacado. O desempenho das
estratégias foi modulado, em grande parte pelo sucesso e
atuação diferenciada das espécies, nas técnicas de restauração
florestal avaliadas.
Assim, nossos resultados têm potencial de aplicação
prática, pois oferece bases para o entendimento do
funcionamento e eficiência de técnicas de baixo custo quando
comparado ao plantio de mudas, e desse modo, pode auxiliar
no ganho de escala da restauração de florestas tropicais,
como medida de enfrentamento a mudanças climáticas e
conservação da diversidade.
6. AGRADECIMENTOS
Agradecemos ao Projeto de Poço de Carbono Florestal
da Peugeot-ONF (PCFPO) pelo apoio. A Universidade
Federal de Lavras e a Universidade Federal de Mato Grosso,
Campus Universitário de Sinop, por oportunidades de
qualificação. Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal
de Nível Superior (CAPES) e Fundação de Amparo à
Pesquisa do Estado do Mato Grosso pela concessão da bolsa
de estudos.
7. REFERÊNCIAS
APG_Angiosperm Phylogeny Group IV. An update of the
Angiosperm Phylogeny Group classification for the
orders and families of flowering plants: APG IV,
Botanical Journal of the Linnean Society v. 181, p. 1-
20, 2016. DOI: https://doi.org/10.1111/boj.12385
ASNER, G. P.; RUDEL, T. K.; AIDE, T. M.; DEFRIES, R.;
EMERSON, R. A contemporary assessment of change in
humid tropical forests. Conservation Biology, v. 23, n.
6, p. 1386-1395, 2009. DOI: 10.1111/j.1523-
1739.2009.01333.x
BOND, W. J.; MIDGLEY, J. J. Ecology of sprouting in
woody plants: the persistence niche. Trends in ecology
& evolution v. 16, n. 1, p. 45-51, 2001. DOI:
http://dx.doi.org/10.1016/S0169-5347(00)02033-4
BOND W. J.; MIDGLEY J. J. The evolutionary ecology of
sprouting in woody plants. International Journal of
Plant Sciences, v. 164, S3, p. S103-S114, 2003. DOI:
http://www.jstor.org/stable/10.1086/374191
BONN CHALLENGE. 2009 Bonn Challenger, USA.
Disponivel em: http://www.bonnchallenge.org/.
Acessado em 15 mar. 2019.
BRANCALION, P. H. S.; MELLO, F. P. L.; TABARELLI,
M.; RODRIGUES, R. R. Restoration reserves as
biodiversity safeguards in human-modified landscapes.
Natureza e Conservação, v. 11, n. 2, p. 186-190, 2013.
http://doi.editoracubo.com.br/10.4322/natcon.2013.02
9
BRANCALION, P. H. S.; RODRIGUES, R. R.;
GANDOLFI, S.; KAGEYAMA, P. Y.; Nave, A. G.;
GANDARA, F. B.; BARBOSA, L. M.; TABARELLI, M.
Instrumentos legais podem contribuir para a restauração
de florestas tropicais biodiversas. Revista Árvore, v. 34,
n. 3, p. 455-470, 2010.
BRANCALION, P. H. S.; Van MELIS, J. On the Need for
Innovation in Ecological Restoration1. Annals of the
Missouri Botanical Garden, v. 102, n. 2, p. 227-237,
2017. DOI: https://doi.org/10.3417/2016034
IBBE_BRASIL_Instituto Brasileiro de Geografia e
Estatística. Manual técnico da vegetação brasileira:
sistema fitogeográfico, inventário das formações
florestais e campestres, técnicas e manejo de coleções
botânicas, procedimentos para mapeamentos. Rio de
Janeiro: IBGE - Diretoria de Geociências, 2012. 271p.
CAMARGO, J. L. C.; FERRAZ, I. D. K.; IMAKAWA, A.
M. Rehabilitation of degraded areas of central Amazonia
using direct sowing of forest tree seeds. Restoration
Ecology, v. 10, n. 4, p. 636-644, 2002. DOI:
https://doi.org/10.1046/j.1526-100X.2002.01044.x
CAMPBELL, B. D.; GRIME, J. P.; MACKEY, J. M. L.;
JALILI, A. The quest for a mechanistic understanding of
resource competition in plant communities: the role of
experiments. Functional Ecology, v. 5, n. 2, p. 241-253,
1991. DOI: https://doi.org/10.2307/2389262.
CAMPOS-FILHO, E. M.; DA COSTA, J. N.; DE SOUSA,
O. L.; JUNQUEIRA, R. G. Mechanized direct-seeding of
native forests in Xingu, Central Brazil. Journal of
Sustainable Forestry, v. 32, n. 7, p. 702-727, 2013. DOI:
https://doi.org/10.1080/10549811.2013.817341
CARDINALE, B. J.; DUFFY, J. E.; GONZALEZ, A.;
HOOPER, D. U.; PERRINGS, C.; VENAIL, P.;
NARWANI, A.; GEORGINA, M. M.; TILMAN, D.;
WARDLE, D. A.; KINZIG, A. P.; DAILY, G. C.;
LOREAU, M.; GRACE, J. B.; LARIGAUDERIE, A.;
SRIVASTAVA, D. S.; NAEEM, S. Biodiversity loss and
its impact on humanity. Nature, v. 486, e7401, p. 59-67,
2012. DOI: https://doi.org/10.1038/nature11148
CAVA, M. G. B.; ISERNHAGEN, I.; MENDONÇA, A. H.;
DURIGAN, G. Comparação de técnicas para restauração
da vegetação lenhosa de Cerrado em pastagens
abandonadas. Hoehnea, v. 43, n. 2, p. 301-315, 2016.
CHAVE, J.; RÉJOU-MÉCHAIN, M.; BÚRQUEZ, A.;
CHIDUMAYO, E.; COLGAN, M. S.; DELEITTI, W.
B. C.; DUQUE, A.; EID, T.; FEARNSIDE, P. M.;
GOODMAN, R. C.; HENRY, M.; MARTÍNEZ-
YRÍZAR, A.; MUGASHA, W. A.; MULLER-
LANDAU, H. C.; MENCUCCINI, M.; NELSON, B.
W.; NGOMANDA, A.; NOGUEIRA, E. M.; ORTIZ-
MALAVASSI, E.; PÉLISSIER, R.; PLONTON, P.;
Santos
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
451
RYAN, C. M.; SALDARRIAGA, J. G.; VIELLEDENT,
G. Improved allometric models to estimate the
aboveground biomass of tropical trees. Global Change
Biology, v. 20, n. 10, p. 3177-3190, 2014. DOI:
https://doi.org/10.1111/gcb.12629
CHAZDON, R. L.; ARROYO, J. P. Tropical forests as
complex adaptive systems. In: MESSIER, C.;
PUETTMANN, K. J.; COATES, K. D. (Eds).
Managing Word forests as complex adaptatives
systems in the face of global change. New York:
Routlegde, 2013. pp 35–59.
COSTA, J. N. M. N. D.; DURIGAN, G. Leucaena
leucocephala (Lam.) de Wit (Fabaceae): invasive or
ruderal?. Revista Árvore, v. 34, n. 5, p. 825-833, 2010.
DE MELO, A. C. G.; MIRANDA, D. L. C.; DURIGAN, G.
Cobertura de copas como indicador de desenvolvimento
estrutural de reflorestamentos de restauração de matas
ciliares no médio vale do Paranapanema, SP, Brasil.
Revista Árvore, v. 31, n. 2, p. 321-328, 2017.
DEL RÍO, M.; PRETZSCH, H.; ALBERDI, I.; BIELAK,
K.; BRAVOS, F.; BRUNNER, A.; CONDÉS, S.;
DUCEY, M. J.; FONSECA, R.; Von LÜPKE, N.;
PACH, M.; PERIC, S.; PEROT, T.; SOUIDI, Z.;
SPATHELF, P.; STERBA, H.; TIJARDOVIC, M.;
TOMÉ, M.; VALLET, P.; BRAVO-OVIEDO, A.
Characterization of the structure, dynamics, and
productivity of mixed-species stands: review and
perspectives. European Journal of Forest Research, v.
135, n. 1, p. 23-49, 2016. DOI:
https://doi.org/10.1007/s10342-015-0927-6
DOSSKEY, M. G.; VIDON, P.; GURWICK, N. P.;
ALLAN, C. J.; DURVAL, T. P.; LOWRANCE, R. The
role of riparian vegetation in protecting and improving
chemical water quality in streams. Journal of the
American Water Resources Association, v. 46, n. 2, p.
261-277, 2010. DOI: 10.1111/j.1752-1688.2010.00419.x
DURIGAN, G.; ENGEL, V. L. Restauração de ecossistemas
no Brasil: onde estamos e para onde podemos ir? In:
MARTINS, S. V. (Ed.). Restauração ecológica de
ecossistemas degradados. Viçosa: Editora UFV, 2012.
p. 41-68.
DURIGAN, G.; GUERIN, N.; COSTA, J. N. M. N.
Ecological restoration of Xingu Basin headwaters:
motivations, engagement, challenges and perspectives.
Philosophical Transactions of the Royal Society B:
Biological Sciences, v. 368, n. 1619, p. 1-9, 2013. DOI:
10.1098/rstb.2012.0165
ELLIOTT, S.; NAVAKITBUMRUNG, P.; KURAK, C.;
ZANGKUM, S.; ANUSARNSUNTHORN, V.;
BLAKESLEY, D. Selecting framework tree species for
restoring seasonally dry tropical forests in northern
Thailand based on field performance. Forest Ecology
and Management, v. 184, n. 1-3, p. 177-191, 2013. DOI:
https://doi.org/10.1016/S0378-1127(03)00211-1
ENGEL, V. L.; PARROTTA, J. A. An evaluation of direct
seeding for reforestation of degraded lands in central Sao
Paulo state, Brazil. Forest Ecology and Management,
v. 152, n. 1-3, p. 169-181, 2001. DOI:
http://dx.doi.org/10.1016/S0378-1127(00)00600-9
FREITAS, M. G.; RODRIGUES, S. B.; CAMPOS-FILHO,
E. M.; CARMO, G. H. P.; VEIGA, J. M.; JUNQUEIRA,
R. G. P.; VIEIRA, D. L. M. Evaluating the sucess of
direct seeding for tropical Forest restoration over tem
years. Forest Ecology and Magnagement, v. 438, p.
224-232, 2019. DOI:
https://doi.org/10.1016/j.foreco.2019.02.024
GHAZOUL, J.; CHAZDON, R. Degradation and Recovery
in Changing Forest Landscapes: A Multiscale Conceptual
Framework. Annual Review of Environment and
Resourses, v. 42, p. 161- 188, 2017. DOI:
https://doi.org/10.1146/annurev-environ-102016-
060736
GIBBS, H. K.; SALMON, J. M. Mapping the world’s
degraded lands. Applied Geography, v. 57, n. 1, p. 2-21,
2015. https://doi.org/10.1016/j.apgeog.2014.11.024
GROSSNICKLE, S.; IVETIĆ, V. Direct seeding in
reforestation – a field performance rewiew. Reforesta, v.
4, p. 94-142, 2017. DOI: https://orcid.org/0000-0003-
0587-1422
GUARIGUATA, M. R.; BRANCALION, P. Current
challenges and perspectives for governing forest
restoration. Forests, v. 5, p. 3022-3030, 2014. DOI:
https://doi.org/10.3390/f5123022
HENTTONEN, H. M.; NÖJD, P.; MÄKINEN, H.
Environment-induced growth changes in the Finnish
forests during 1971-2010 – an analysis based on National
Forest Inventory. Forest Ecology and Management, v.
386, p. 22-36, 2017. DOI: 10.1016/j.foreco.2016.11.044
HOLL, K. D. Restoring Tropical Forest. Nature Education
Knowledge, v. 4, n. 4, e4, 2013. Disponível em:
https://www.nature.com/scitable/knowledge/library/r
estoring-tropical-forest-97756726/
HOLL, K. D.; ZAHAWI, R. A. Factors explaining variability
in wood above-ground biomass accumulation in restores
tropical forest. Forest Ecology and Management, v.
319, p. 36-43, 2013. DOI: 10.1016/j.foreco.2014.01.024
HOUGHTON, R. A.; BYERS, B.; NASSIKAS, A. A. A role
for tropical forests in stabilizing atmospheric CO2.
Nature Climate Change, v. 5, n. 12, p. 1022-1023, 2015.
DOI: https://doi.org/10.1038/nclimate2869
ISBELL, F.; COWLES, J.; DEE, L. E.; LOREAU, M.;
REICH, P. B.; GONZALEZ, A.; HECTOR, A.;
SCHMID, B. Quantifying effects of biodiversity on
ecosystem functioning across times and places. Ecology
Letters, v. 21, n. 6, p. 763-778, 2018. DOI:
10.1111/ele.12928
ISBELL, F.; GONZALEZ, A.; LOREAU, M.; COWLES, J.;
DÍAZ, S.; HECTOR, A.; MACE, G. M.; WARDLE, D.
A.; O’CONNOR, M. I.; DUFFY, E.; TURNBULL, L. A.;
THOPSON, P. L.; LARIGAUDERIE, A. Linking the
influence and dependence of people on biodiversity
across scales. Nature, v. 546, e7656, p. 65-72, 2017. DOI:
https://doi.org/10.1038/nature22899
LENTH, R.; LENTH, M. R. Package ‘lsmeans’. The
American Statistician, v. 34, n. 4, p. 216-221, 2018. DOI:
10.1080/00031305.1980.10483031
LUGO, A. E. The apparent paradox of reestablishing species
richness on degraded lands with tree monocultures.
Forest Ecology and Management, v. 99, p. 9-19, 1997.
MCDILL, M. E.; AMATEIS R. L. Measuring forest site
quality using the parameters of a dimensionally
compatible height growth function. Forest Science, v.
38, n. 2, p. 409-429, 1992. DOI:
https://doi.org/10.1093/forestscience/38.2.409
MITCHARD, E. T. A. The tropical forest carbon cycle and
climate change. Nature, v. 559, e7715, p. 527-534, 2018.
DOI: 10.1038/s41586-018-0300-2
Efetividade na restauração de florestas tropicais: como o desempenho diferencial das espécies e o contexto ecológico...
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
452
MOREIRA, B.; TORMO, J.; PAUSAS, J. G. To resprout or
not to resprout: factors driving intraspecific variability in
resprouting. Oikos, v. 121, n. 10, p. 1577-1584, 2012.
DOI: 10.1111/j.1600-0706.2011.20258.x
MORI, A. S.; LERTZMAN, K. P.; GUSTAFSSON, L.
Biodiversity and ecosystem services in Forest ecosystems:
a research agenda for applied Forest ecology. Journal of
Applied Ecology, v. 54, n. 1, p. 12-27, 2016. DOI:
https://doi.org/10.1111/1365-2664.12669
NORONHA, J. C.; LIMA, M. M.; VELASQUEZ, C. L.;
ALMEIDA, E. J.; BARROS, A. B.; RODRIGUES, D. J.
Update das espécies de anuros da Fazenda São Nicolau,
Mato Grosso, Brasil. Scientific Electronic Archives, v.
8, n. 1, p. 15-25, 2015.
ONU_Organização das Nações Unidas. Declaração de
Nova York sobre Florestas, USA. 2014. Disponível em:
http://www.greenbeltmovement.org/sites/greenbeltmo
vement.org/files/Forests%20Declaration%20Text.pdf.
Acessado em 12 mar. 2019.
PAKKAD, G.; TORRE, F.; ELLIOTT, S.; BLAKESLEY,
D. Selecting seed trees for a forest restoration program: a
case study using Spondias axillars Roxb. (Anacardiaceae).
Forest Ecology and Management, v. 182, n. 1-3, p.
363-370, 2003. DOI: https://doi.org/10.1016/S0378-
1127(03)00092-6
PALMA, A. C.; LAURANCE, S. G. A review of the use of
direct seeding and seedling plantings in restoration: what
do we know and where should we go?. Applied
Vegetation Science, v. 18, n. 4, p. 561-568, 2015. DOI:
10.1111/avsc.12173
PAUSAS, J. G.; KEELEY, J. E. Evolutionary ecology of
resprouting and seeding in fire-prone ecosystems. New
Phytologist, v. 204, n. 1, p. 55-65, 2014. DOI:
10.1111/nph.12921
PAUSAS, J. G.; PRATT, R. B.; KEELEY, J. E.;
JACOBSEN, A. L.; RAMIREZ, A. R.; VILAGROSA, A.;
PAULA, S.; KANEAKUA-PIA, I. N.; DAVIS, S. D.
Towards understanding resprouting at the global scale.
New Phytologist, v. 209, n. 3, p. 945-954, 2016. DOI:
10.1111/nph.13644
PERRING, M. P.; STANDISH, R. J.; PRICE, J. N.; CRAIG,
M. D.; ERICKSON, T. E.; RUTHOROF, K. X.;
WHITELEY, A. S.; VALENTINE, L. E.; HOBBS, R. J.
Advances in restoration ecology: rising to the challenges
of the coming decades. Ecosphere, v. 6, n. 8, p. 1-25,
2015. DOI: https://doi.org/10.1890/ES15-00121.1
POORTER, L.; BONGERS, F.; AIDE, T. M.;
ZAMBRANO, A. M. A.; BALVANERA, P.;
BECKNELL, J. M.; BOUKILI, V.; BRACALION, P. H.
S.; BROADBENT, E. N.; et al. Biomass resilience of
Neotropical secondary forests. Nature, v. 530, e7589, p.
211, 2016. DO: Ihttps://doi.org/10.1038/nature16512
R CORE TEAM. R: A language and environment for
statistical computing. R Foundation for Statistical
Computing, Vienna, Áustria. 2018. Disponível em:
https://www.R-project.org/. Acessado em 12 fev. 2019.
REIS, A.; BECHARRA, F. C.; TER, D. R. Nucleation in
tropical ecological restoration. Scentia Agricola, v. 67, n.
2, p. 244-250, 2010.
RÉJOU-MÉCHAIN, M.; TANGUY, A.; PIPONIOT, C.;
CHAVE, J.; HÉRAULT, B. Biomass: an r package for
estimating above‐ground biomass and its uncertainty in
tropical forests. Methods in Ecology and Evolution, v.
8, n. 9, p. 1163-1167, 2017. DOI:
https://doi.org/10.1111/2041-210X.12753
RODRIGUES, I. M. C.; SOUZA-FILHO, A. P. S.;
FERREIRA, F. A.; DEMUNER, A. J. Prospecção
química de compostos produzidos por Senna alata com
atividade alelopática. Planta Daninha, v. 28, n. 1, p. 1-
12, 2010. DOI: https://doi.org/10.1590/S0100-
83582010000100001
RODRIGUES, R. R.; LIMA, R. A. F.; GANDOLFI, S.;
NAVE, A. G. On the restoration of high diversity forests:
30 years of experience in the Brazilian Atlantic Forest.
Biological conservation, v. 142, n. 6, p. 1242-1251, 2009.
DOI: https://doi.org/10.1016/j.biocon.2008.12.008
SCOLFORO, J. R. S. Biometria florestal: modelos de
crescimento e produção florestal. Lavras: Editora
UFLA/FAEPE, 2006. 393p.
SILVA, J. A. A.; NOBRE, A. D.; JOLY, C. A.; NOBRE, C.
A.; MANZATTO, C. V.; RECH-FILHO, E. L.;
SKORUPA, L. A.; CUNHA, M. M. L. C.; MAY, P. H.;
RODRIGUES, R. R.; AHRENS, S. The Brazilian
Forest Code and Science: contributions to the dialogue.
São Paulo: Sociedade Brasileira para o Progresso da
Ciência - SBPC, 2012. 294p.
SILVEIRA, A. B.; SANTOS, J. P.; REBELLATO, L. Guia
de boas práticas: Restauração e Áreas de
Preservação Permanente Degradadas (APPD's).
Experiência da Fazenda São Nicolau, Cotriguaçu, Mato
Grosso. Cuiabá: PETRA, 2017. 76p. Disponível em:
http://petra.eco.br/wp-
content/uploads/2017/10/guia_boaspraticas_web.pdf.
Acesso em 28 fev. 2019.
SOARES-FILHO, B.; RAJÃO, R.; MACEDO, M.;
CARNEIRO, A.; COSTA, W.; COE, M.; RODRIGUES,
H.; ALENCAR, A. Crackin Brazil’s Forest Code.
Science, v. 344, e6182, p. 363-364, 2014. DOI:
10.1126/science.1246663
SOUZA, A. P.; MOTA, L. L.; ZAMADEI, T.; MARTIN, C.
C.; ALMEIDA, F. T.; PAULINO, J. Classificação
climática e balanço hídrico climatológico no estado de
Mato Grosso. Nativa, v. 1, n. 1, p. 34-43, 2013. DOI:
10.31413/nativa.v1i1.1334
SOUZA, F. M.; DURIGAN, G. Enriquecimento de talhões
puros de leucena com espécies nativas. In: DURIGAN,
G.; RAMOS, V. S. Manejo Adaptativo: primeiras
experiências na restauração de ecossistemas. São Paulo:
Páginas & Letras Editora e Gráfica, 2013. 49p.
SPRACKLEN, D. V.; BAKER, J. C. A.; GARCIA-
CARRERAS, L.; MARSHAM, J. H. The effects of
tropical vegetation on rainfall. Annual Review of
Environment and Resources, v. 43, p. 193-218, 2018.
DOI: https://doi.org/10.1146/annurev-environ-
102017-030136
TABACCHI, E.; LAMBS, L.; GUILLOY, H.; PANTY-
TABACCHI, A. M.; MULLER, E.; DÉCAMPS, H.
Impacts of riparian vegetation on hydrological processes.
Hydrological Processes, v. 14, n. 16-17, p. 2959-2976,
2000. DOI: 10.1002/1099-
1085(200011/12)14:16/173.3.CO;2-2
TUCKER, N. I.; MURPHY, T. M. The effects of ecological
rehabilitation on vegetation recruitment: some
observations from the Wet Tropics of North
Queensland. Forest Ecology and Management, v. 99,
n. 1–2, p. 133–152, 1997. DOI:
https://doi.org/10.1016/S0378-1127(97)00200-4
Santos
Nativa, Sinop, v. 9, n. 4, p. 442-453, 2021.
453
URIARTE, M.; CHAZDON, R. L. Incorporating natural
regeneration in forest landscape restoration in tropical
regions: synthesis and key research gaps. Biotropica, v.
48, n. 6, p. 915-924, 2016. DOI:
https://doi.org/10.1111/btp.12411
VANCLAY, J. K. Modelling forest growth and yield:
applications to mixed tropical forests. Oxford:
Oxford University Press, School of Environmental
Science and Management Papers, 1994. 537p.
VOURLITIS, G. L.; FILHO, N. P.; HAYASHI, M. M. S.;
NOGUEIRA, J. D. S.; CASEIRO, F. T.; CAMPELO-JR,
J. H. Seasonal variations in the evapotranspiration of a
transitional tropical forest of Mato Grosso, Brazil. Water
Resources Research, v. 38, n. 6, p. 1-11, 2002. DOI:
https://doi.org/10.1029/2000WR000122
WATSON, J. E. M.; EVANS, T.; VENTER, O.;
WILLIANS, B.; TULLOCH, A.; STEWART, C.;
THOPSON, I.; RAY, J. C.; MURRAY, K.; SALAZAR,
A.; MCALPINE, C.; POTAV, P.; WALTSON, J.;
ROBINSON, J. G.; PAINTER, M.; WILKIE, D.;
FILARDI, C.; LAURANEC, W. F.; HOUGTON, R. A.;
et al. The exceptional value of intact forest ecosystems.
Nature Ecology & Evolution, v. 2, n. 4, p. 599-610,
2018. DOI: https://doi.org/10.1038/s41559-018-0490-x
WRI Brasil. Surpresa na COP21: Estados Brasileiros se
comprometem a restaurar mais de 3 milhões de hectares.
2019. Disponível em: http://
www.wribrasil.org.br/pt/blog/2016/01/surpresa-na-
cop21-estados-brasileiros-se-comprometem-restaurar-
mais-de-3- milh%C3%B5es-de. Acessado 10 mar. 2019.
ZEPPEL, M. J. B.; HARRISON, S. P.; ADAMS, H. D.;
KELLEY, D. I.; LI, G.; TISSUE, D. T.; DAWSON, T.
E.; FENSHAM, R.; MEDLYN, B. E.; PALMER, A.;
WEST, A. G.; MCDOWELL, N. G. Drought and
resprouting plants. New Phytologist, v. 206, n. 2, p. 583-
589, 2015. DOI: 10.1111/nph.13205
