MUDANÇAS NOS PADRÕES ESPACIAIS DOS ......2012, SENDO: (A) ÁREA DA MANCHA; (B) NÚMERO DA MANCHA;...

UNIVERSIDADE DE CUIABÁ

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS AMBIENTAIS

MUDANÇAS NOS PADRÕES ESPACIAIS DOS

REMANESCENTES DE VEGETAÇÃO NATIVA NA

BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO MIRANDA, MS

LUCIANA DA SILVA ESTEVAM

PROF. DRª JULIA ARIEIRA

Setembro de 2015, Cuiabá-MT.

UNIVERSIDADE DE CUIABÁ

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS AMBIENTAIS

MUDANÇAS NOS PADRÕES ESPACIAIS DOS

REMANESCENTES DE VEGETAÇÃO NATIVA NA

BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO MIRANDA, MS

LUCIANA DA SILVA ESTEVAM

Dissertação apresentada ao

Programa de Pós-Graduação em

Ciências Ambientais da

Universidade de Cuiabá, como

parte dos requisitos para

obtenção do título de Mestre em

Ciências Ambientais.

PROF. DRª JULIA ARIEIRA

Setembro de 2015, Cuiabá-MT.

DEDICATÓRIA

Dedico a minha família, os maiores incentivadores

de todas as minhas realizações, e a Samira minha

inspiração

AGRADECIMENTOS

Agradeço a Deus, pela minha saúde e por ter me dado paciências nos momentos

mais turbulentos;

Ao Programa de Pós-Graduação em Ciências Ambientais da UNIC-MT e ao

professor Dr. Carlo Ralph de Musis, pela sua coordenação a frente do programa e

apoio a pesquisa.

Aos professores, Leo, Osvaldo, Franciele, Igor, e Mirami pela dedicação.

Ao Professor Dr. Peter Zeilhofer, por sempre estar disposto a contribuir nos

trabalhos acadêmicos.

À Professora Prof. Drª Débora Calheiros por contribuir com a disponibilização

dos dados do Projeto FINEP/CT-HIDRO – Bacia do Miranda (Chamada Pública

001/2004), coordenado pela Embrapa Pantanal, e por fazer parte dessa Banca.

Ao Projeto FINEP/CT-HIDRO Chamada Pública MCT/FINEP/CT-HIDRO

GRH 001/2004 "Desenvolvimento de Indicadores da Qualidade das Bacias

Hidrográficas do Tietê/Jacaré (SP) e do rio Miranda (MS) para Manutenção da

Qualidade de Água" dentro da Rede de Enquadramento que nos forneceu o

material para o inicio dessa dissertação.

À minha família que sempre me apoiou e em especial a Samira Amorim pelo

incentivo e dedicação.

Agradeço principalmente à minha orientadora, Professora Julia, pela paciência e

por todo esforço dedicado neste trabalho.

EPÍGRAFE

“A natureza pode suprir todas as

necessidades do homem, menos a sua

ganância.”

Gandhi

SUMÁRIO DEDICATÓRIA ........................................................................................................................... 5

AGRADECIMENTOS .................................................................................................................. 6

EPÍGRAFE .................................................................................................................................... 7

LISTA DE FIGURA ................................................................................................................... 10

LISTA DE TABELA .................................................................................................................. 11

LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS ........................................................................... 12

RESUMO .................................................................................................................................... 13

ABSTRACT ................................................................................................................................ 14

1.0 INTRODUÇÃO ...................................................................................................... 15

2.0 REFERENCIAL TEÓRICO.................................................................................... 18

2.1 Desmatamento ..................................................................................................... 18

2.2 Ecologia de paisagem .......................................................................................... 18

2.3 Fragmentação da Paisagem ................................................................................. 20

2.4 Conectividade ...................................................................................................... 21

3.0 OBJETIVO .............................................................................................................. 23

3.1 Objetivo Geral ..................................................................................................... 23

3.2 Objetivos específicos ........................................................................................... 23

4.0 ÁREA DE ESTUDO ............................................................................................... 24

4.1 A Bacia Hidrográfica do Rio Miranda ................................................................ 24

5.0 METODOLOGIA ................................................................................................... 26

5.1 Delimitação das Sub-Bacias ................................................................................ 26

5.2 Dados de uso da terra .......................................................................................... 26

5.3 Quantificando padrões espaciais ......................................................................... 28

5.4 Índice de fragmentação da paisagem ................................................................... 31

6.0 RESULTADO ......................................................................................................... 31

6.1 Perda de remanescentes de vegetação nativa na BHRM ..................................... 31

6.2 Mudanças em composição e configuração de remanescentes nas seis sub-bacia 33

6.2.1 Área total de remanescentes (CA) ............................................................... 33

6.2.2 Área média das manchas (MPS) ................................................................. 34

6.2.3 Desvio Padrão do Tamanho de Mancha (PSSD) ......................................... 35

6.2.4 Número de Manchas (NUMP) .................................................................... 36

6.2.5 Densidade de Borda (ED)............................................................................ 36

6.2.6 Índice de Forma da Mancha (MSI) ............................................................. 36

6.2.7 Distância média do vizinho mais próximo (MMN) .................................... 37

6.2.8 Índice de Conectividade (CONN) ............................................................... 37

6.2.9 Diversidade Shannon (SDI) ......................................................................... 38

6.3 Avaliações da integridade da BHRM usando índice de fragmentação (IFP) ...... 38

7.0 DISCUSSÃO ........................................................................................................... 40

8.0 CONCLUSÃO ........................................................................................................ 45

9.0 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................... 45

LISTA DE FIGURA

FIGURA 1 LOCALIZAÇÃO E SUB-DIVISÕES DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO MIRANDA

................................................................................................................................. 24

FIGURA 2. CLASSIFICAÇÃO DO USO SOLO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO MIRANDA

EM 2012. EM DESTAQUE, MAPA HIPSOMÉTRICO DA BACIA FONTE: SOS PANTANAL

(2014) ...................................................................................................................... 28

FIGURA 3 SUPRESSÃO DA VEGETAÇÃO NATIVA DA BHRM NOS ANOS DE 2002, 2008,

2010 E 2012 ............................................................................................................. 31

FIGURA 4. (A) MUDANÇA NA PROPORÇÃO DE REMANESCENTES DE VEGETAÇÃO

NATIVA NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO MIRANDA (MS) DE 2002 A 2012 E (B) DE

USOS ANTRÓPICOS. ................................................................................................. 32

FIGURA 5. MUDANÇAS NA QUANTIDADE DE REMANESCENTES DE CERRADO E DOS

PRINCIPAIS USOS DO SOLO NA BHRM ENTRE 2002 E 2012. PERDAS E GANHOS DE

ÁREA SÃO MOSTRADOS COMO PORCENTAGEM DE VARIAÇÃO DESTES VALORES

AO LONGO DOS 10 ANOS. VALORES NEGATIVOS DE VARIAÇÃO INDICAM PERDA. 33

FIGURA 6 MÉTRICAS DE AVALIAÇÃO DA INTEGRIDADE DA PAISAGEM, EXPRESSAS EM

PERCENTAGEM, MENSURADAS NAS SEIS SUB-BACIAS DA BHRM ENTRE 2002 E

2012, SENDO: (A) ÁREA DA MANCHA; (B) NÚMERO DA MANCHA; (C) TAMANHO

MÉDIO DA MANCHA; (D) DESVIO PADRÃO DA MANCHA; (E) DENSIDADE DE

BORDA; (F) FORMA DA MANCHA (G) DISTÂNCIA MÉDIA MÉDIO DO VIZINHO MAIS

PRÓXIMO (H) ÍNDICE DE CONECTIVIDADE DAS MANCHAS; (I) ÍNDICE DE

DIVERSIDADE DE SHANNON. ................................................................................... 35

FIGURA 7. PERDA DE CONECTIVIDADE NA BHRM .......................................................... 38

FIGURA 8 PADRÕES ESPACIAIS DA PAISAGEM NAS 6 SUB-BACIAS DA BHRM NO ANO DE

2012. OS VALORES DAS MÉTRICAS FORAM TRANSFORMAMOS EM VALORES

VARIANDO ENTRE 0 E 1. CA: PROPORÇÃO DE REMANESCENTES; NUMP: NÚMERO

DE FRAGMENTOS, MPS: TAMANHO MÉDIO DA MANCHA, PSSD: DESVIO PADRÃO,

ED: DENSIDADE DE BORDA, MSI: FORMA DAS MANCHAS, CONN: CONECTIVIDADE,

MMN: DISTÂNCIA DO VIZINHO MAIS PROXIMO, SDI: DIVERSIDADE DE SHANNON.

................................................................ ERRO! INDICADOR NÃO DEFINIDO.

LISTA DE TABELA

TABELA 1. CARACTERÍSTICAS SOCIOAMBIENTAIS DAS 6 SUB-BACIA DA BHRM ............ 26

TABELA 2 ÍNDICES DE PADRÕES DA PAISAGEM USADOS PARA DESCREVER ASPECTOS

DA COMPOSIÇÃO E CONFIGURAÇÃO DA BHRM. FONTE: MCGARIGAL & MARKS

(1995) E PIROVANI (2010). ...................................................................................... 29

LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS

APP Área de Preservação permanente

BAP Bacia do Alto Paraguai

BHRM Bacia Hidrográfica do Rio Miranda

CA Área da Classe

CONNECT Conectividade

ED Densidade de borda

IFP Índice de Fragmentação da Paisagem

MMA Ministério do Meio Ambiente

MMN Distância média do vizinho mais próximo

MPS Tamanho médio da mancha

MSI Índice de forma médio

NUMP Número de manchas

PSSD Desvio Padrão do tamanho da mancha

RL Reserva Legal

SDI Índice de Shannon

SEMA Secretaria de Estado do Meio Ambiente

TI Terras Indígenas

UC Unidade de Conservação

RESUMO

Mudanças no uso da terra associadas à supressão da vegetação nativa alteram a

configuração da paisagem, afetando a biodiversidade e disponibilidade de serviços

ambientais. Esse estudo analisa como mudanças no uso do solo afetaram os padrões da

paisagem na Bacia Hidrografica do Rio Miranda (BHRM), Mato Grosso do Sul, Brasil,

ao longo de 10 anos. Mapas de uso do solo de 2002 a 2012 produzidos pelo projeto de

Monitoramento da Bacia do Alto Paraguai foram utilizados para analisar mudanças nos

padrões espaciais dos remanescentes de vegetação nativa na BHRM com base em 9

métricas da paisagem. Os resultados mostraram que durante uma década, o avanço das

atividades agropecuaria reduziu em 4,4% as áreas de vegetaçao nativa, diminuindo

principalmente as áreas ocupadas por savana graminia-lenhosa, savana arborizada e

savana florestada. A supressão da vegetação ao longo dos anos reduziu o tamanho dos

fragmentos e sua conectividade. Usando indicador de fragmentação da paisagem nós

observamos que o padrão de fragmentação na bacia varia espacialmente, sendo as áreas

de planalto, junto as cabeceiras dos rios, as mais fragmentadas. As áreas de planicie

embora mais integras, são as mais ameaçadas por pressões atuais de mudança do uso do

solo.

Palavara chave: Mudança da Paisagem, SIG, Métricas, Bacia hidrográfica,

supressão da vegetação, fragmentação.

ABSTRACT

Em breve teremos o abstract

1.0 INTRODUÇÃO

Mudanças no uso da terra associadas à supressão da vegetação nativa

representam uma grande preocupação para populações humanas, devido suas

consequências na perda de biodiversidade, mudança do clima, sequestro de carbono,

provisão de alimento, e outros serviços ambientais, como manutenção da qualidade e

disponibilidade de água (GRET-REGAMEY et al., 2013). Recentemente, a velocidade

com que essas mudanças ocorrem, associadas a avanços tecnológicos e interesses

socioeconômicos, estão conduzindo o mundo a uma trajetória insustentável (WU,

2013).

Dentre as maiores mudanças associadas ao processo da supressão da vegetação

estão à perda e fragmentação da vegetação nativa (FAHRIG, 2003; KRAUSS 2010). O

aumento do número de fragmentos, ou manchas remanescentes, em uma paisagem

representa o processo de fragmentação propriamente dito (FORMAN, 1995). No

entanto, a perda da vegetacao nativa pode afetar a estrutura espacial da paisagem de

diferentes maneiras. A mesma quantidade de área remanescente perdida, por exemplo,

pode resultar em aumento do número de fragmentos, assim como em nenhuma

modificação na configuração da paisagem. Uma única grande mancha contígua

remanescente pode se converter em numerosos fragmentos pequenos e isolados

(METZGER, 2003). A direcao dessas mudanças não é facil de predizer, pois depende de

vários fatores que agem integradamente, como heterogeneidade biofísica do ambiente e

atividades humanas que transformam a paisagem, influenciadas por aspectos socio-

economicos e políticos (GUSTAVSON 1998, NAGENDRA et al., 2004).

Os impactos da fragmentação de hábitats sobre o manejo e conservação da

biodiversidade têm sido amplamente discutidos (FAHRIG 2003, FAHRIG &

MERRIAM, 1994; METZGER 2003; FERRAZ et al., 2003, FERRAZ, 2013). A

fragmentação pode resultar na formação de paisagens com pouca diversidade de hábitat

e espécies (FAHRIG, 2003). O novo mosaico da paisagem composto por remanescentes

de vegetação nativa, envolvidos por áreas antropizadas, altera a prejudica a dispersão e

movimentação de espécies através da paisagem, mais fortemente de espécies endêmicas,

devido sua menor capacidade de dispersão e sua especialização por hábitat (FAHRIG &

MERRIAM, 1994). A fragmentação diminui a conectividade da paisagem e, por

conseguinte, a capacidade de espécies de se desolcarem entre fragmentos de hábitat

(GARDNER & O’NEILL, 1991; PRINGLE, 2003), resultando em mudanças nos

padrões de distribuição de espécies (TUNER & GARDNER 1991) e aumentando suas

chances de serem extintas (BACOMPTE & SOLÉ, 1996). A extinção de espécies pode

ter forte impacto sobre a integridade dos ecossitemas, pois regulam a disponibilidade de

recursos ambientais, controlam a densidade populacional através de interações inter-

específicas, e oferecem uma série de serviços ambientais como ciclagem de água,

formação de solo, fixação de energia e nutrientes e manutenção do clima (DICKMAN et

al. 2007).

O sucesso de estratégias de conservação e uso sustentavel de ecossistemas

depende de informacões adequadas em formatos diferenciados, e.g., como documentos,

imagens e mapas, que indiquem as direções e velocidade das mudanças, de modo que o

manejo do uso da terra possa ser conduzido de modo a garantir a disponibilidade de

serviços ecossitemicos em longo prazo. Sistemas de informação geografica e análise de

padrões espaciais fornecem uma abordagem analítica para investigar padrões espaço-

tempoaris de mudança no uso/cobertura do solo, auxiliando na detecção de mudanças

no uso/cobertura do solo e na determinação da extensão de área modificada (FORMAN

& GODRON, 1986; MACLEOD & CONGALTON, 1998; TUNER, 1990). Um grande

número de índices tem sido desenvolvido para quantificar a heterogeneidade espacial da

paisagem em mapas categóricos (O’NEILL et al. 1988; TUNER & RUSCHER, 1988;

LIU & TAYLOR, 2014). Estes índices caem em duas categorias gerais, que em

conjunto, afetam processos ecológicos e traduzem as mudanças em padrões da

paisagem: 1) aqueles que avaliam a composição do mapa sem referências aos atributos

espaciais, como forma e tamanho de mancha; e 2) aqueles que avaliam a configuração

espacial de propriedades do sistema requerendo informações espaciais para seus

cálculos, como isolamento e conectividade entre manchas (GUSTAVSON, 1998).

O presente estudo foi desenvolvido na Bacia Hidrográfica do Rio Miranda

(BHRM), MS, com o objetivo de analisar as mudanças espaço-temporais na cobertura

do solo e fragmentação de remanescentes de vegetação nativa de 2002 a 2012. A bacia

possui uma área de drenagem de 43.787 km2, cujos principais contribuintes são os rios

Aquidauana, Miranda, Salobra, Formoso, Nioaque e Canidé (SEMA, 1996). A maior

parte da vegetação na BHRM está no domínio do Cerrado, com Pantanal e Florestas

Estacionais representando uma menor fração (POTT et al., 2014).

No Brasil, o Cerrado vem sofrendo a conversão mais rápida das suas

formacoes de vegetação nativa, em 2002, 54,9% da área original do Cerrado já havia

sido devastada (MACHADO et. al., 2004). Até 2010, uma área de 986.711 km² foi

suprimida ou antropizada no bioma Cerrado, o que corresponde a 47% da área total do

bioma. A cobertura vegetal remanescente é de 1.039.854 km² (PPCerrado 2014).

Por causa de sua alta biodiversidade e grau de ameaça, o bioma é atualmente

considerado um hotspot para a conservação da biodiversidade possuindo um alto risco

de ser reduzido cada vez mais a pequenos fragmentos de vegetação remanescente

(MITTERMEYER et al., 2000; SCARIOT et al., 2005; CARVALHO et al., 2009). A

conectividade das florestas estacionais aluviais que ligam áreas de planície e planalto

dentro da bacia deve afetar fortemente a conservação da biodiversidade, já que estas

servem de corredor para espécies de domínios zoogeográficos da região, fornecendo

hábitat temporário para espécies migratórias como Pheucticus aureoventris

(D'ORBIGNY & LAFRESNAYE, 1837) (rei-do-bosque), cujo deslocamento pode

estender-se até a bacia do rio Paraná (BROWN JR, 1986; FAXINA et al., 2010). Ao

mesmo tempo, são estas florestas que na região centro-sul do Mato Grosso do Sul (e.g.

Serra da Bodoquena) apresentam as maiores perdas de vegetação arbórea

(SCHAEFFER, 2005).

A expansão agropecuária associada ao uso indevido dos recursos naturais e o

desacordo entre legislação ambiental e política fundiária, são os maiores responsáveis

por estes números (MARTINS, 2008; CARVALHO et al., 2009; MMA, 2010),

resultando na modificação da estrutura, composição e funcionamento dos ecossistemas

(SOUTHWORTH et al., 2004). Ainda que mudanças no uso da terra, tal como a

conversão de ecossistemas naturais em sistemas agropecuários ou urbanos, possam não

ser percebidos de imediato, eles exercem efeitos negativos sobre à biodiversidade e

disponibilidade de recursos naturais (ROCKSTROM et al., 2009). Pequenas mudanças

nos padrões espaciais de distribuição de recursos naturais podem causar mudanças

abruptas na qualidade e propriedades de um ecossistema (TUNER e GARDNER, 1991).

Nesse estudo nós perguntamos 1) qual foi a taxa de supressao da vegetação

nativa ao longo dos 10 anos; 2) quais foram as principais mudancas nos padrões da

paisagens ao longo de 10 anos, e 3) estas mudanças diferem entre as seis sub-bacias que

compoem a BHRM como resultado de seus diferentes padrões de ocupação humana e

caracteristicas naturais da paisagem (e.g. geomorfologia). Com base na análise

integrada dos padrões da paisagem nas sub-bacias, indicadores de fragmentação foram

calculados com o objetivo de discutir em detalhade os processos de transformação

ocorridos na BHRM e prover um indicador de intergidade ecológica que possa

monitorar os impactos das mudanças na paisagem no seu padrão espacial.

2.0 REFERENCIAL TEÓRICO

2.1 Desmatamento

Toda descaracterização que venha a suprimir a vegetação nativa de uma

determinada área para uso alterinativo do solo é considerada um desmatamento

(AMBIENTE BRASIL 2010).

A supressão de vegetação nativa é a consequência da utilização das áreas para

o crescimento econômico da região (DINIZ, 2006) acelerando as mudanças na cobertura

natural do solo (HECHT et al., 2006). O processo de supressão, normalmente, tem

inicio com a abertura de estradas e ou rodovias, e em sequencia vem a extração da

madeira para expansão das pastagens, das áreas agrícolas e instalação de infraestruturas

(BURGESS et al., 2012; LAURENCE et al., 2006). Essa conversão é influenciada

principalmente pelas caracteristicas físico-ambientais, como clima e solo, acarretando

em um padrão de ocupação produtivo diferenciado. No cerrado, áreas de elevada

intensidade produtiva tem grande crescimento agrícola, e áreas com solos mais

empobrecidos são, usualmente, destinados para pecuária (HECHT et al., 2006).

O sensoriamento remoto é um forte aliado para análise do desmatamento

(NOVO, 1992). No Brasil, técnicas modernas de monitoramento por satélite são usadas

para detectar e medir o desmatamento nos biomas. Entre essas técnicas estão os quatro

sistemas operacionais comandados pelo Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

(INPE): PRODES, DETER, QUEIMADAS e DEGRAD, os quais são complementares e

atendem a diferentes objetivos. Essaz ferramentas avaliam diferentes aspectos dos

habitats, como a degradaçao, resturaçao e a diversidade de fitofisionomia, essenciais

para os estudos em ecologia de paisagem (TURNER et al., 2007).

2.2 Ecologia de paisagem

A ecologia de paisagem integra principalmente a geografia e a ecologia,

estudando a influencia do homem sobre a paisagem e a gestão de terretórios e a

importância do contexto espacial sobre os processos ecológicos (METZGER, 2001).

Assim podemos definir a ecologia de paisagem como o estudo da estrutura, função e

mudanças de uma regiao composta de ecossistemas em interação (Forman & Gordon

1986), considerando não apenas aspectos biológicos e fisicos, como tambem históricos,

culturais e socioeconomicos (SOARES-FILHO, 1998).

Nas últimas duas décadas, a ecologia da paisagem sofreu um rápido

desenvolvimento, tanto em teoria quanto em aplicações, se transformado de uma

disciplina regional praticada principalmente nos EUA e Europa Central e Oriental para

uma ciência global, encontrada fortemente nos currículos universitários com uma

variedade de aplicações (WU, J., & HOBBS, R. 2002) voltadas para o desenvolvimento

da consciências dos problemas ambientais (OPDAM, P., FOPPEN, R., & VOS, C.

2001)

Os avanços desse tema foram enriquecidos e diversificados em teoria,

metodologia e aplicações. Evidenciamos tal informação quando buscamos na literatura

e percebemos a variedade de publicação de livros e artigos científicos abordando o tema

ecologia da paisagem (Haines-Young et al., 1993, Naveh e Lieberman 1994, Forman

1995, Hansson et al., 1995, Zonneveld 1995, Bissonette 1997, Ludwig et al., 1997,

Nassauer 1997, Soares-Filho, 1998, Farina 1998, 2000, Barrett e Peles 1999, Klopatek e

Gardner 1999, Mladenoff e Baker 1999, Sanderson e Harris 2000, Wu 2000, e Dale

Haeuber 2001, Turner et al., 2001 Metzger, 2001).

A análise da estrutura da paisagem consite em 2 aspectos fundamentais, a

composiçao da paisagem, que analisa a qualidade e quantidades de elementros que

compoem o mosaico e a configuraçao da paisagem que avalia a distribuiçao física das

manchas. Essas análises são fundamentais para designar a configuração de suas

unidades (LANG & BLASCHKE, 2009), auxiliando na compreensão dos impactos das

alterações antrópicas em processos de origem natural. A substituição de vegetações

nativas por outros usos do solo faz com que a configuração da paisagem assuma uma

característica espacial similar a de um mosaico fragmentado, tornando-se necessário a

investigação das implicações da configuração espacial da paisagem, sobretudo mediante

as noções de fragmentação e conectividade da paisagem.

Numerosos índices ou métricas da paisagem foram desenvolvidos permitindo

analisar a estrutura e seus processos ecológicos (FORTIN; MORALES & e BOYCE,

2005). A variedade desses índices, fez com que autores como McGarigal & Marks

(1995) os agruparem nas seguintes categorias: índices de área; índices de densidade,

tamanho e variabilidade métrica dos fragmentos; índices de forma; índices de borda;

índices de área nuclear; índices métricos de vizinho mais próximo; índices de

diversidade; e índices métricos de contágio e espalhamento. As Métricas de paisagem

então passam a ser utilizadas para examinar fragmentação dos habitas (STENHOUSE,

2004;. CARVALHO et al., 2009). Neste tipo de investigação, o tamanho das áreas,

tamanho médio e desvio padrão da área do fragmento (CA, MPS e PSSD), a densidade

de borda (ED), o índice de forma do fragmento (MSI), a média de distância do vizinho

mais próximo (MMN) a conectância (CONNECT) e a diversidade de Shannon (SDI)

podem ser geralmente consideradas como as métricas básicas para esse tipo de

avaliação (KEYGHOBADI et. al., 2005; MUNROE et al., 2007; CARVALHO et al.,

2009; NOSS, 1991).

2.3 Fragmentação da Paisagem

O processo de fragmentação de habitat iniciou-se no Brasil com a ocupação

territorial durante a colonização, sendo orientado pelas atividades socioeconômicas, de

forma que a velocidade e a intensidade ocorreram de acordo com o nível de ocupação e

estrutura estabelecida pelas vilas ou aglomerados populacionais (TEIXEIRA, 2006).

Nos últimos 50 anos, as paisagens brasileiras transformaram-se em fragmentos

remanescentes de sua vegetação original devido ao crescente desmatamento

impulsionado pela construção de estradas, infraestrutura, áreas urbanizadas e o

desenvolvimento de atividades econômicas, principalmente agropecuárias.

No Cerrado, a conversão do uso da terra e mudanças na cobertura vegetal,

consequente das atividades antrópicas, provocou intensas alterações na paisagem

através da alteração da dinâmica de seus ecossistemas (BUSTAMANTE et al., 2012).

Destaca-se o isolamento e redução de áreas remanescentes nativas, que se tornam

adjacentes de áreas abertas, desencadeando o processo de fragmentação da paisagem

(KAPOS et al., 1997).

A fragmentação então é o processo de separar um todo em partes, responsável

pela transformação de uma paisagem continua em fragmentos cada vez mais isolados,

rompendo com a conectividade do ambiente natural (METZGER, 2003). Os estudos

sobre a fauna de florestas fragmentadas têm demonstrado que algumas espécies estão

ausentes ou pouco frequentes nos locais mais isolados (DORP & OPDAM 1987;

APELDOORN et al., 1992).

A distância entre os fragmentos e o isolamento entre estes, são responsáveis

pelo grau de conectividade entre os fragmentos e o habitat contínuo. Populações de

plantas e animais em fragmentos isolados têm menores taxas de migração e dispersão e,

em geral, com o tempo sofrem problemas de troca gênica e declínio populacional. A

perpetuação de espécies está muitas vezes vinculada a conectividade entre os

fragmentos (LARANJEIRA 2012). A perda da conectividade e o isolamento estão

relacionados a extinções em cascata, onde a diminuição e o isolamento de um habitat

provocará a extinção de uma espécie que poderá servir de auxilio para o

desaparecimento de outras (FISCHER & LINDENMAYER, 2007). Este processo se dá

pela capacidade de cada espécie em dispersar-se e movimentar-se pelos fragmentos em

uma determinada matriz (BOSCOLO et al., 2008), promovendo ou não, os fluxos

ecológicos, a recolonização de outras áreas e a preservação genética (MATISZIW,

2009; MURRAY, 2009).

Um dos significativos aspectos da fragmentação que maximizam o risco de

extinção de espécies é a intensificação do efeito de borda (ZAU, 1998). O efeito de

borda muda à distribuição das espécies, expondo espécies adaptadas a determinados

fatores abióticos que antes não existiam no interior da floresta (HOLANDA et al.,

2010), como o aumento de temperatura, luminosidade, velocidade dos ventos e

alteração da umidade, induzindo a mortalidade de árvores do dossel, criando espaços

adicionais, aumentando assim as influências externas (CAYUELA et al., 2009).

Os estudos da estrutura da paisagem possibilitam identificar o padrão espacial

dos fragmentos e as principais alterações que ocorrem, auxiliando na avaliação

quantitativa e qualitativa das áreas (LANG, 2009). Conforme Mairota et al., (2012), a

análise da configuração da paisagem é necessária para que sejam visualizadas e

quantificadas mudanças na extensão e forma dos hábitats, provocadas pela ação

humana, o que monitoramento e intervenções nos trabalhos de gestores ambientais.

Nesse sentido, o estudo desses elementos da paisagem, bem como as suas interações, é

de grande importância para a compreensão dinâmica da paisagem, auxiliando na

definição de técnicas de manejo visando à recuperação e ou a conservação dos

remanescentes florestais.

2.4 Conectividade

A fragmentação da paisagem limita a dispersão e colonização das espécies,

pois cria barreiras físicas que interferem na dinâmica populacional e consequentemente

na sobrevivência das espécies que vivem nesses ambientes (ZOLLNER & LIMA,

1999B; PRIMACK, 1998). A conectividade entre os fragmentos é de vital importância e

pode ser definida como o grau no qual uma paisagem facilita ou restringe o

deslocamento entre fragmentos (TAYLOR et. al., 1993). Diz respeito à capacidade das

espécies e recursos ecológicos de se deslocarem através de paisagens, não apenas no

domínio terrestre, mas também em sistemas aquáticos e ou entre os dois

(LINDENMAYER et al., 2008). O conceito de conectividade entre os elementos da

paisagem tem grande importância no funcionamento e sobrevivência do sistema, pois os

fluxos de espécies, energia e matéria se movimentam segundo a permeabilidade da

matriz, arranjo espacial dos fragmentos e a densidade e complexidade funcional dos

corredores, além do fluxo gênico/biológico de fragmentos vizinhos, uma vez que toda a

unidade de fragmentos tem influencia sobre esses fluxos (METZGER 1999).

A conectividade pode ser de duas formas, estrutural e funcional (METZGER

1999). A estrutural está associada à ligação dos fragmentos através das suas adjacências

físicas, como distância entre elas e corredores. Já a conectividade funcional é a

capacidade que os organismos têm de cruzar a matriz sem que a mesma esteja conectada

por estruturas físicas, ou seja, considera o comportamento dos elementos da paisagem

junto da estrutura espacial (KEITT, 1997; URBAN, 1997; MILNE, 1997; URBAN,

2001; KEITT, 2001). Dessa forma conectividade pode ser interpretada de duas

maneiras: variável independente, que tem efeitos sobre os processos ecológicos e as

populações (funcional), ou como variável dependente da interação entre estrutura e

comportamento (GOODWIN, 2003).

Outro aspecto que merece destaque é que as estruturas conectadas são

consideradas essenciais para permitir a migração, reduzir taxas de extinção e aumentar

as taxas de colonização. O papel dessas estruturas, também conhecidas como corredores

ecológicos diversificam consideravelmente de espécie para espécie e de população para

população e o que há poucos estudos disponíveis, sendo que as conclusões gerais não

podem ainda ser estabelecidas (WINDT, 2008; SWART, 2008).

É importante ressaltar que os dispersores e os polinizadores podem não

atravessar matrizes abertas, ou seja, o fluxo gênico de um fragmento com o outro

próximo, muitas vezes, somente será possível com a presença de um corredor de

vegetação, ligando os fragmentos. Portanto, os corredores são uma importante

alternativa para a conservação da vegetação. No entanto, a presença de corredores em

uma paisagem fragmentada não necessariamente implica conectividade funcional, mas

apenas em um maior potencial de conexão entre populações (SOUZA, 2011).

3.0 OBJETIVO

3.1 Objetivo Geral

Analisar como as mudanças no uso do solo que ocorreram na bacia

hidrográfica do rio Miranda, MS, ao longo de 10 anos, alteraram a composição e

configuração de remanescentes de vegetação nativa e desenvolver um índice de

fragmentação da paisagem para indicar a integridade de seis (6) sub-bacias que integram

a BHRM, com base em um grupo de índices que descrevem importantes aspectos

espaciais da paisagem, como isolamento e tamanho do remanescente.

3.2 Objetivos específicos

a) Analisar mudanças espaço-temporais na cobertura do solo de 2002- 2012, na

Bacia Hidrográfica do Rio Miranda (BHRM).

b) Analisar a fragmentação nas seis (6) Sub-Bacias que integram a BHRM.

c) Gerar o índice de fragmentação na BHRM mostrando os a heterogeneidade

espacial da paisagem entre as seis (6) sub-bacias que integram a BHRM.

4.0 ÁREA DE ESTUDO

4.1 A Bacia Hidrográfica do Rio Miranda

Este estudo foi conduzido na Bacia Hidrográfica do Rio Miranda (BHRM) que

está localizada na região Centro-Oeste, no Estado de Mato Grosso do Sul, Brasil (Figura

1), entre as coordenadas 19°20'21,5"S e 22°1'28,4"S e 57°27'56,1"W e 54°25'40,3"W,

possuindo uma área de 44.740,50 km2. A BHRM está inserida na Bacia do Alto

Paraguai, compoem 83% da sua área no Bioma Cerrado e 17% no Bioma Pantanal

(IBGE 2009), faz fronteira ao norte com a bacia do rio Negro, a oeste com a bacia do rio

Nabileque, ao sul e sudeste com a bacia do rio Apa.

Figura 1 Localização e sub-divisões da Bacia Hidrográfica do Rio Miranda

Um pequeno trecho ao noroeste faz divisa com a sub-bacia do rio Taquari

(MENDES et al., 2004). Seus principais contribuintes são os rios Aquidauana, Miranda,

Salobra, Formoso, Nioaque e Santo Antônio (SEMA, 1996; MENDES et al., 2004).

A bacia é situada dentro da Zona Tropical, com influência de duas classes

climáticas (ALVAREZ et al., 2013): clima tropical com estação seca (Aw), também

conhecido por clima de savana, e clima tropical semi-úmido ou clima tropical de

Monção (Am), associado à alternância entre a estação das chuvas e a estação seca. Os

registros de temperaturas médias anuais são de 22ºC, oscilando entre 16ºC e 28ºC. As

precipitações anuais variam de cerca de 1650 mm nas cabeceiras e cerca de 1000 mm na

planície. A evapotranspiração anual é superior a 1.140mm (PEREIRA et al., 2004).

Os compartimentos do relevo são contrastantes, compostos por altitudes que

alcançam até 200 m, como na planície periodicamente inundável do Pantanal Mato-

grossense, e altitudes a partir de 500 metros que circundam a bacia formando planaltos,

serras e chapadões, como a serra do Maracajú e da Bodoquena (MENDES et al., 2004).

A presença de rochas basálticas em partes do planalto, em especial, na serra do

Maracaju e Bodoquena está associada à presença de solos férteis dessa região, como

Latossolo roxo eutrófico e Terra roxa estruturada eutrófica. Nas depressões de

Aquidauana e Miranda ocorrem Latossolos vermelho-escuro álicos e Regossolos álicos,

respectivamente. Já nas planícies pré-Pantanal predominam Solonez solodizados

(MENDES et al., 2004).

A vegetação da maior parte da bacia é de cerrado com dominância de cerradão.

Cerradão, floresta estacional decidual e semidecidual predominam nas áreas de planalto,

enquanto campos e formações florestais pioneiras (e.g. cambarazal, carandazal)

recobrem a planície do Pantanal (IBGE, 2006; SILVA et al., 2011, POTT et al. 2014).

A bacia contempla sete unidades de conservação de uso sustentável, três

unidades de conservação de proteção integral e oito terras indígenas, que, juntas,

equivalem a aproximadamente 4% da área total (Figura 1). Por ser uma área de alto

valor ecológico, 51% da bacia foi decretada pelo Ministério do Meio Ambiente como

áreas prioritária para a conservação (BRASIL, 2004).

Um total de 23 municípios integra a bacia, entre eles, Corumbá, Aquidauana,

Bonito e Miranda, apresentam aspectos socioeconômicos distintos (MENDES et al.,

2004). Pecuária e agricultura predominam na região, mas outras atividades como

turismo, comércio e mineração são praticadas em diferentes partes da bacia. As

principais atividades que atualmente ameaçam a conservação da fauna e flora da região

é a ação das mineradoras, carvoarias e madereiras, que têm avançado muito rapidamente

no Estado. Essas atividades estão intimamente associadas à pecuária, pois parte da

supressão vegetal que se inicia é resultado de parcerias entre fazendeiros, interessados

em aumentar a área de pastagem e donos de carvoarias e madereiras, que necessitam de

madeira para viabilizar seus negócios (SILVA, 2001).

5.0 METODOLOGIA

5.1 Delimitação das Sub-Bacias

As bacias hidrográficas constituem ecossistemas adequados para avaliação de

impactos causados pela atividade antrópica que podem acarretar riscos ao equilíbrio e à

manutenção da quantidade e a qualidade da água, uma vez que estas variáveis são

relacionadas com o uso do solo (FERNANDES & SILVA, 1994; BARUQUI &

FERNANDES, 1985).

A fim de detalhar o processo de mudança da paisagem na BHRM relacionado

às particularidades socioeconômicas e hidrológicas regionais, nós subdividimos a bacia

em 6 sub-bacias, tendo as réguas de monitoramento de nível dos rios sob

responsabilidade da ANA (Agência Nacional de Águas), como limite de área de

drenagem. Essas sub-bacias foram delimitadas como parte da metodologia de

enquadramento dos corpos d'água que assegurem ao longo do tempo a qualidade das

águas adequada para os diversos usos de uma dada bacia e fazem parte do Projeto

FINEP/CT-HIDRO "Desenvolvimento de Indicadores da Qualidade das Bacias

Hidrográficas do Tietê/Jacaré (SP) e do rio Miranda (MS) para Manutenção da

Qualidade de Água”.

Essa divisão serviu de unidade básica para representar um mosaico de diversos

usos da terra, incluindo florestas, a agricultura, e áreas urbanas (Tabela 1). Áreas de

cabeceira foram representadas pelas sub-bacias 1, ou bacia alto rio Aquidauna, sub-

bacia 2 ou Cabeceiras rio Varadouro-Taquaruçu , sub-bacia 3 ou bacia do alto rio

Miranda; a sub-bacia 4 ou Médio rio Aquidauana, sub-bacia 5 ou Cabeceira rio

Salobra/Médio rio Miranda, e por fim a sub-bacia 6 ou Baixo rio Miranda.

5.2 Dados de uso da terra

Os dados de distribuição espacial de remanescente de vegetação nativa e outros

usos da terra utilizados neste estudo foram produzidos por várias instituições e

disponibilizados pelo Instituto Socioambiental da Bacia do Alto Paraguai (BAP)- SOS

Tabela 1. Características socioambientais das 6 sub-bacia da BHRM

Pantanal, disponíveis em formato shapefile (MONITORAMENTO, 2014). O

mapeamento base do ano de 2002 foi realizado pelo Programa de Conservação e

Utilização Sustentável da Diversidade Biológica Brasileira (PROBIO), sob a

coordenação do Ministério do Meio Ambiente (MMA). O Monitoramento da Cobertura

Vegetal e Uso da Terra na BAP 2010-2012 (MONITORAMENTO, 2014) seguiram os

mesmos padrões técnicos estabelecidos na primeira fase de avaliação, que compreendeu

o período de 2002 a 2008. A metodologia adotada nos trabalhos de interpretação das

imagens de satélite permitiu correções no período de 2002 a 2012, conferindo ao

mapeamento maior confiabilidade quanto às alterações detectadas. A interpretação das

alterações foi realizada de forma visual, na escala 1:250.000. As imagens empregadas

foram LANDSAT TM para 2002, 2008 e 2010 e do Resource-Sat-1 LISS III para 2012

(SOS Pantanal, 2014). As classes de uso e ocupação do solo utilizadas foram agrupadas

em três categorias: água, áreas desmatadas, e remanescentes de vegetação nativa. Para

fim desse estudo, nós usamos a classificação simplificada dos mapas de uso do solo,

consistindo de 14 classes, sete de uso antrópico e seis de áreas de remanescente de

vegetação nativa e uma representando corpos d’água. As áreas antrópicas referem-se à

supressão da vegetação nativa chamadas de: influência urbana, alteração antrópica,

alteração natural/manejo, degradada por mineração, pastagem, agricultura e floresta

plantada. Os remanescentes de vegetação nativa são classificados de acordo com

aspectos fitogeográficos e semelhanças da vegetação em relação à forma de vida

dominante (i.e. herbácea, arbustiva ou arbórea) (SOS Pantanal, 2014). As seis classes de

remanescente de vegetação nativa são: Formações florestais, Savana florestada

(cerradão), Savana arborizada (Cerrado sensu stricto), Savana gramíneo-lenhosa

(campo), Savana estépica (Chaco) e as Vegetações com Influência Fluvial.

Figura 2. Classificação do Uso solo da Bacia Hidrográfica do Rio Miranda em 2012.

Em destaque, mapa hipsométrico da Bacia Fonte: SOS Pantanal (2014)

5.3 Quantificando padrões espaciais

Quantificamos padrões espaciais da paisagem de toda BHRM e de suas 6 sub-

bacias nos anos de 2002, 2008, 2010 e 2012, utilizando nove métricas da paisagem

(Tabela 2). Estes índices ou métricas descrevem aspectos da composição e configuração

do mosaico de manchas remanescentes da vegetação, i.e., área, densidade e tamanho,

borda, forma, conectividade e diversidade (FORMAN & GODRON 1986), ajudando no

monitoramento de impactos antrópicos sobre a paisagem natural (O’NEILL et al., 1988,

TURNER & RUSCHER, 1988). A descrição do significado dos índices utilizados neste

estudo é apresentada abaixo e está baseado no conceito de mancha, que são elementos

da paisagem que diferem em estrutura e composição de sua matriz ou entorno

(FORMAN & GODRON, 1986). Nesse estudo, as manchas são consideradas os

fragmentos remanescentes de Cerrado circundados por áreas de uso antrópico, como

áreas de pastagem e agricultura. O ano de 2012 foi utilizado como ano de referência

para falar da situação espacial recente da paisagem.

Tabela 2 Índices de padrões da paisagem usados para descrever aspectos da composição

e configuração da BHRM. Fonte: McGarigal & Marks (1995) e Pirovani (2010).

A área da classe (CA) corresponde à área ocupada pelos remanescentes de

cerrado e floresta dentro da BHRM. O tamanho médio do fragmento (MPS), o desvio

padrão da mancha (PSSD) e o número de mancha (NumP) são índices indispensáveis

para analise da estrutura da paisagem e indicam o quanto uma paisagem pode estar

fragmentada (MCGARIGAL et al., 2002). Para tornar possível comparações entre as 6

sub-bacias de diferentes tamanhos (Tabela 1), o número de manchas de cada sub-bacia

foi calculado com base na área ocupada pela sub-bacia 3, que abrange a maior área

dentro da BHRM.

A métrica relativa às bordas (ED) corresponde ao cálculo do perímetro total da

borda dos fragmentos (km) por unidade de área (hectare) (MCGARIGAL & MARKS,

1995). Este índice desempenha um papel fundamental na definição de ecótonos,

ecoclinas e ecótipos, além de indicar a variação na heterogeneidade e fragmentação da

paisagem (ANTWI et al., 2008), pois, quanto maior o número de manchas numa

paisagem em geral, maior número de bordas (LOURENÇO, 2009).

A forma da mancha pode assumir aspectos variados, como quadrados,

circulares, arredondados ou alongados e cada uma destas formas traduzem diferentes

Grupo Sigla Métrica Unidade Observação Formula

Área CA Área da Classe Quilometro

Somatório das áreas de todas as

manchas ou de fragmentos de vegetação

nativa presentes na área.

𝐶𝐴 = ∑ 𝐶𝑖

𝑛

𝑖=1

Densidade e

Tamanho

NUMP Número de

manchas Unidade

Número total de manchas na

paisagem/classe. NUMP = ∑ ni

MPS Tamanho médio da

mancha

Quilometro

(km²)

Soma do tamanho das manchas dividido

pelo número de manchas. MPS = ∑ aij

nj=1

ni

PSSD Desvio Padrão do

tamanho da mancha

Quilometro

(km²)

Razão da variância do tamanho das

manchas

PSSD

=

|∑ |aij −| (∑ aij

nj=1

nj)n

j=1 |

ni

2

Borda ED Densidade de borda m/ha Quantidade de extremidades relativa à

área da paisagem.

𝑇𝐸 = ∑ 𝑒𝑖

𝑛

𝑖=1

𝐸𝐷 = 𝑇𝐸

𝐶𝐴

Forma MSI Índice de forma

médio Adimensional

Mede a complexidade da forma das

manchas. É igual a 1 quando todas as

manchas forem quadradas e aumenta

com a crescente irregularidade da forma

da mancha.

𝑀𝑆𝐼 =

∑ (0,25𝑝𝑖𝑗

∫ 𝑖𝑗𝑎 )𝑛

𝑗=1

𝑛𝑖

Conectividade

MMN

Distância média do

vizinho mais

próximo

Metros (m)

A distância média do vizinho mais

próximo é a média da distância

Euclidiana entre manchas. 𝑀𝑀𝑁 = ∑ ℎ𝑖𝑗

𝑛′𝑗=1

𝑛′1

CONNECT Conectividade Adimensional

Número de conexões funcionais entre

todos os fragmentos numa distância

determinada, dividido pelo número total

de possíveis conexões entre esses

fragmentos.

CONNECT =

[∑ 𝑐𝑖𝑗𝑘

𝑛𝑗≠𝑘

𝑛𝑖 (𝑛𝑖−1)

2

] (100)

Índice de

Diversidade SDI Índice de Shannon Adimensional

Estima a variedade e abundância

relativa dos diferentes tipos de

vegetação 𝑆𝐷𝐼 = ∑ 𝑛𝑖

𝑆𝑖=1 𝑙𝑛 𝑛𝑖

aspectos dos fragmentos inseridos na paisagem (MCGARIGAL & MARKS, 1995)

Manchas com formas mais simples estão geralmente associadas a classes de uso

antrópico, como áreas agrícolas ou urbanas (O’NEILL et al., 1988). O índice de forma

(MSI) varia de 1, para manchas com formas muito simples (quadrados) e tende a

aumentar infinitamente para manchas de formas mais complexas (BAKER 1992,

MCGARIGAL & MARKS 1995).

O índice de conectividade dos remanescentes (CONNECT) mede a quantidade

de conexões representadas por manchas ou fragmentos de vegetação nativa existente

entre dois outros fragmentos, com distância de 1000 metros um do outro. CONNECT

mede tanto a inter-dispersão de tipos de manchas (CASSIMIRO, 2011) (i.e. mistura de

manchas de diferentes classes), como a dispersão de manchas (i.e. distribuição espacial

de uma classe de manchas (FISCHER & LINDENMAYER 2007). Valores altos de

CONNECT indicam paisagens com manchas numerosas, ou de grandes dimensões e

próximas entre si, enquanto valores baixos indicam paisagens com unidades isoladas

entre si (CASIMIRO, 2000; O'NEILL et al., 1988). Este índice é fortemente

influenciado pela distância máxima que definimos entre duas manchas para determinar

a quantidade de conectores. A distância de 1000 metros entre fragmentos usados neste

trabalho se baseou em espécies com capacidade de deslocamento intermediário, como

aves Amazona aestiva (papagaio-verdadeiro) e Psarocolius decumanus (japu-preto) e

Campyloramphus trochilirostris (Arapaçu-beija-flor) (YABE et al., 2010).

A métrica de distância do vizinho mais próximo (MMN) analisa quanto um

fragmento esta isolado de um outro, que em uma perspectiva da ecologia da paisagem,

refere-se à inacessibilidade de um fragmento de hábitat para seres que migram de outras

manchas (BENDER et al.,) e está baseada na distância (m) borda-a-borda (BORGES,

2010).

O índice de Shannon (SDI) foi calculado para aferir a variabilidade

fitofisionômica dos remanescentes de vegetação dos polígonos analisados. O valor zero

está presente quando a paisagem só contém uma classe, aumentando quando o número

de classes é maior e proporção de cada classe dentro da paisagem é mais equitativa

(CASSIMIRO, 2002).

Todas as métricas foram calculadas usando os softwares ArcGIS 10.2, com a

extensão Patch Analyst (TOMÉ, 2014), exceto o índice de conectividade, que foi

calculada usando o FRAGSTAT (MCGARIGAL et al., 2002).

5.4 Indicador de fragmentação da paisagem

Indicador de fragmentação da paisagem

Os padrões de fragmentação das seis sub-bacias foram analisados

integradamente a fim de desenvolver um indicador de fragmentação ou de integridade

da paisagem (PFISTER, 2004) para cada sub-bacia da BHRM. As 9 métricas da

paisagem (M) calculadas para cada sub-bacia foram combinadas em uma equação de

soma/subtração para criar o indicador de fragmentação da paisagem (IFP) (Equação 1).

Os valores de cada índice foram anteriormente transformados em valores variando entre

zero (0) e um (1). O sinal utilizado na equação (adição ou subtração) baseou-se na

relação das métricas, negativa ou positiva, com o processo de fragmentação da

paisagem indicados na literatura (RIITTERS et al., 1995, FAHRIG 2003, CARVALHO

et al. 2009, LOURENÇO, 2009).

6.0 RESULTADO

6.1 Perda de remanescentes de vegetação nativa na BHRM

Figura 3 Supressão da vegetação nativa da BHRM nos anos de 2002, 2008, 2010 e 2012

Equação 1 IFP = Σ (Mn)

Mais da metade da bacia do rio Miranda encontra-se desmatada, com perda de

sua vegetação nativa em 1.880 km² nos últimos 10 anos, correspondendo a uma redução

de 4,4 % da área total (figura 03).

A pastagem é o uso de maior destaque, sendo também a atividade que se

manteve em crescimento entre 2002 à 2010. Em 2002, 47% da paisagem era composta

de pastagem (20.215,04 km²), atingindo 50,57% (21.723,34 km²) em 2010. A figura 05

mostra que entre 2010 à 2012 a classe de pastagem apresentou redução de 153 km²,

justamente no período onde agricultura teve o maior crescimento (figura 05) que

embora em menor grau, também se expandiu na região em 1,1% de sua área original,

alcançando 2.993,399 km² em 2012. A vegetação remanescente com maior área

ocupada é a de formações florestais com 4.701 km², seguida por savana gramíneo-

lenhosa (3.984,311 km²) e savana arborizada (3.752,84 km²). A ordem de dominância

das formações vegetacionais na BHRM se manteve ao longo dos anos, embora as suas

taxas de perda de área ocupada tenham variado. As maiores perdas de remanescentes

ocorreram em área de savana gramíneo-lenhosa, com diminuição de 1,55% desde 2002

(Figura 4). Savanas arborizadas e florestadas foram reduzidas em 1,4% e 0,8%,

respectivamente. Estas perdas ocorreram principalmente de 2002 a 2008, período que

coincide com aumento das áreas de pastagem (Figura 4 A, B). Áreas com savana

estépica e vegetação com influência fluvial não foram reduzidas.

Figura 4. (A) Mudança na proporção de remanescentes de vegetação nativa na Bacia

Hidrográfica do Rio Miranda (MS) de 2002 a 2012 e (B) de usos antrópicos.

Figura 5. Mudanças na quantidade de remanescentes de Cerrado e dos principais usos

do solo na BHRM entre 2002 e 2012. Perdas e ganhos de área são mostrados como

porcentagem de variação destes valores ao longo dos 10 anos. Valores negativos de

variação indicam perda.

6.2 Mudanças em composição e configuração de remanescentes nas seis

sub-bacia

6.2.1 Área total de remanescentes (CA)

A área total de remanescentes foi maior na sub-bacia 6, do Baixo rio Miranda

(75% de remanescente), seguido da sub-bacia 4, do Médio rio Aquidauana (50%) e sub-

bacia 5, da cabeceira rio Salobra (46%) (Figura 6A), indicando uma maior integridade

ecológica destas bacias. A sub-bacias 1, 2 e 3, que se localizam nas áreas de cabeceira

da BHRM, com predomínio de atividades agrícolas, mostraram as menores proporções

de área ocupada por remanescente (26%, 28%, 29%, respectivamente).

As sub-bacias do alto rio Miranda (sub-bacia 3), médio rio Aquidauana (sub-

bacia 4) e cabeceira do rio Varadouro (sub-bacia 2) foram as que apresentaram maiores

reduções de remanescentes entre 2002 a 2012, com reduções de 15.2%, 12.7% e 13,8%,

respectivamente. Com menores taxas de perda de remanescentes estão as sub-bacias 6, 1

e 5, que reduziram a áreas de remanescentes em 2,5%, 10,5% e 10,8%, respectivamente

(figura 6A).

3,23

0,25

-0,54

-1,24

0,05

-0,60

-1,15

-0,01

0,28

-0,02 -0,05 -0,16 -0,01 -0,10

-0,24 0,00

-0,35

0,87

-0,03 0,00 -0,05 -0,08

-0,16 0,00

-2

-1

0

1

2

3

4

PE

RC

EN

TA

GE

M

2008 2010 2012

6.2.2 Área média das manchas (MPS)

A sub-bacia com maior MPS para todos os anos foi a sub-bacia 6. Em 2012,

por exemplo, obteve valor médio de 18,71 km². Situada na planície do Pantanal,

apresenta alguns fragmentos maiores de que 1000 km2 (Figura 6C). A sub-bacia 4

obteve segundo maior média (6,03 km²), seguida da sub-bacia 5 (3,29). As sub-bacias 1,

3 e 2, com menor valor de CA (figura 6A) também foram as com menores valores de

MPS, registrando 1,54 km², 1,55 km², e 1,67 km² respectivamente. As mudanças mais

relevantes em relação ao tamanho médio da mancha ocorreram nas sub-bacias 2, 3 e 4,

onde o MPS apresentou taxas de redução de 31,2%, 35,1% e 30,5% nos últimos 10

anos, (Figura 6B).

Figura 6 Métricas de avaliação da integridade da paisagem, expressas em percentagem,

mensuradas nas seis sub-bacias da BHRM entre 2002 e 2012, sendo: (A) Área da

Mancha; (B) Número da Mancha; (C) Tamanho Médio da Mancha; (D) Desvio Padrão

da Mancha; (E) Densidade de Borda; (F) Forma da Mancha (G) Distância Média médio

do vizinho mais próximo (H) Índice de Conectividade das Manchas; (I) Índice de

Diversidade de Shannon.

6.2.3 Desvio Padrão do Tamanho de Mancha (PSSD)

A sub-bacia 5 apresentou o maior desvio em relação a média, seguido da 4 e 6.

Os desvios foram maiores onde a proporção de remanescentes é maior, indicando alta

variação no tamanho dos fragmentos dessas áreas. A despeito disso, todas as sub-bacias

apresentaram altíssimos coeficientes de variação, superiores a 1000%, ressaltando a

presença de extensas manchas de floresta ripária em meio aos pequenos fragmentos

remanescentes.

No decorrer dos anos incidiu diminuição da variação no tamanho do fragmento

influenciando diretamente no resultado do desvio padrão. Observou-se que todas as seis

sub-bacias apresentaram redução do devido padrão mostrando uma tendência de

padronização no tamanho de fragmentos ao longo do tempo (Figura 6C). Destacaram-se

as sub-bacias 4 e 5 pela maior redução do desvio. A sub-bacia da cabeceira do rio

Salobra (sub-bacia 5) em 2002 registrava 86,37km² de desvio e em 2012 esse número

declinou praticamente pela metade com 48,09km² (redução de 44,3%). A sub-bacia 4 do

médio rio Aquidauana declinou de 95,82km² em 2002 para 67,67km² em 2012 (redução

de 29,3%). Essas sub-bacias também foram aquelas que apresentaram maior redução de

remanescentes ao longo dos 10 anos (figura 6A).

6.2.4 Número de Manchas (NUMP)

Além de suas menores áreas remanescentes, as sub-bacias 3 (2.137), 2 (1.530)

e 1 (1.101) apresentaram o maior número de fragmentos dentro da BHRM (Figura 6D).

As sub-bacias do médio rio Aquidauna (240), cabeceira do rio Salobra (813) e do baixo

rio Miranda (273) (sub-bacias 4, 5 e 6) exibiram menor número de fragmentos, mas

estes apresentavam maiores dimensões (figura 6A, D).

Todas as seis sub-bacias registraram acréscimo no número de fragmentos (Figura

6D). A bacia do alto rio Miranda (sub-bacia 3), em 2002, possuía 1.635 fragmentos. Em

2012 esse número foi para 2.137, sendo a sub-bacia que mais fragmentou dentre as

demais (30,70%). Na bacia do baixo rio Miranda (sub-bacia 6), o aumento do NUMP

ocorreu em menor proporção, apenas com acréscimo de 26 manchas entre 2002 e 2012

(10,5%).

6.2.5 Densidade de Borda (ED)

Em 2012, o maior valor da densidade de borda de fragmentos foi encontrado na

sub-bacia do alto do rio Miranda (sub-bacia 3) (Figura 6E). Essa sub-bacia registrou ED

de 10,48 m/ha, seguido da cabeceira do rio Varadouro (sub-bacia 2) (8,00 m/ha) e da

sub-bacia 1 do Alto do rio Aquidauana (6,28 m/ha). Altos valores de densidade de

borda indicam áreas mais fragmentadas.

Na análise temporal, o ED exibiu aumento nas seis sub-bacias, destacando

também a do alto rio Miranda (sub-bacia 3), com 9,33 m/ha, em 2002, passando para

10,47m/ha, em 2012 (12,25%)(Figura 5E), seguido da sub-bacia da cabeceira do rio

Varadouro (sub-bacia 2) com 7,16m/ha em 2002 e 8,00 m/ha(11,78%).

6.2.6 Índice de Forma da Mancha (MSI)

O valor do MSI de todas as sub-bacias foi acima de 1,8 (Figura 6 F), indicando

que fragmentos apresentam em média formas mais complexas do que um quadrado.

Dentre as sub-bacias, aquelas com menores valores de MSI foram as sub-bacias 2 (1,87)

ou da cabeceira do rio Varadouro, a sub-bacia 3 (1,89) do Alto rio Miranda e a sub-

bacia 5 (1,90) da cabeceiras do rio Salobra, apresentando formas de fragmentos mais

regulares.

De modo geral, o MSI variou ao longo dos 10 anos e de modo irregular: ora

houve aumento deste índice (formas mais regulares) como nas sub-bacias 1 e 6 com

taxa de 0,76% e 0,15% respectivamente, ora diminuição (formas mais complexas). Uma

exceção foi a sub-bacia 2, onde houve diminuição do MSI ao longo dos 10 anos,

indicando a tendência dos fragmentos apresentarem formas cada vez mais simples

(redução de 1,93%).

6.2.7 Distância média do vizinho mais próximo (MMN)

O índice de distância média do vizinho mais próximo indicou que em 2012 a

sub-bacia 1 apresentou fragmentos mais isolados, com o valor médio de distância de

242 m, seguido da sub-bacia 2 com média de 234 m e sub-bacia 3 com 206m. As sub-

bacias 4 e 5 apresentaram média de distância entre fragmentos de 174m e a sub-bacia 6

183m, médio, sugerindo menor isolamento entre os fragmentos quando comparados

com as demais sub-bacias (Figura 6G).

Por outro lado, as sub-bacias 4 e 5 ainda que apresentando fragmentos mais

próximos em 2012, se destacaram pelo aumento de 16,73% e 5,11% dos valores médios

da distância da mancha entre 2002 e 2012. Isso indica que as áreas das bordas dos

fragmentos foram degradadas, tornando os fragmentos menores e mais distantes. Nas

sub-bacias 1, 3 o MMN diminuiu nos anos seguintes (Figura 6G), com taxas de redução

de 0,52%, 4,41% e 1,99 respectivamente, possivelmente, porque essas sub-bacias

possuem o maior número de fragmentos e menor proporção de área. A sub-bacia 6

também apresentou redução para essa métrica apontando para a ocorrência de divisão

dos fragmentos, mas não a grande redução dos remanescentes.

6.2.8 Índice de Conectividade (CONN)

As sub-bacias da cabeceira do rio Salobra (1,33) e do médio rio Aquidauana

(1,29) foram as unidades que apresentaram maior conectividade entre fragmentos

remanescentes da BHRM (Figura 6H). São seguidas pela sub-bacia do baixo rio

Miranda (0,44). As sub-bacias 1, 3, e 2 apresentaram os menores índices de

conectividade, com 0,18, 0,25 e 0,33, respectivamente, representando as áreas mais

fragmentadas da BHRM. A sub-bacia do baixo rio Miranda (sub-bacia 6), embora mais

conservada apresentou baixa conectividade (0,44). Ela é formada por grandes

fragmentos que, apesar de próximos um ao outro, não apresentaram manchas menores

entre eles em uma distancia inferior a 1000 m representando conectores.

O processo de fragmentação ocasionou o desligamento dos fragmentos muitas

vezes diminuindo a conectividade das sub-bacias. A figura 7 demostra como esse

processo ocorreu na BHRM, onde todas as sub-bacias tiveram redução da conectividade

de 2002 para 2012, sendo a sub-bacia 5 a que se destacou com redução de 19,92%,

seguida das sub-bacias 1 (16,96%) e 3 (16,83%) (Figura 6H).

Figura 7. Perda de conectividade na BHRM

6.2.9 Diversidade Shannon (SDI)

As sub-bacias do baixo rio Miranda (sub-bacia 6), do médio rio Aquidauana

(sub-bacia 4) e do alto rio Miranda (sub-bacia 3), apresentaram os maiores índices de

diversidade, em torno de 2,18 (Figura 6I). O elevado índice de diversidade da sub-bacia

3 deve estar relacionada a sua maior área ocupada dentro da BHRM, que ocasionou

maiores variações paisagísticas associada a heterogeneidade físico-ambiental, em

especial solo e geomorfologia. Savana florestada, savana gramíneo-lenhosa e outras

formações florestais como florestas deciduais e semideciduais formam o mosaico de

vegetação remanescente desta região. Não houve substanciais variações do índice de

Diversidade de Shannon no tempo, indicando que a proporção das classes de

remanescentes permaneceu quase inalterada de 2002 a 2012. A despeito disso, a

tendência geral foi de diminuição da diversidade (Figura 6I), como visto na sub-bacia 5,

por exemplo, que passou de 1,66 para 1,60 de 2002 para 2012 (redução de 3,66%).

6.3 Avaliações da integridade da BHRM usando indicador de

fragmentação (IFP)

A situação atual de fragmentação dos remanescentes de vegetação natural na

BHRM resultou de uma avaliação integrada das métricas da paisagem calculadas neste

2002 2012

estudo (Figura 6). Com base no ano de 2012, observou-se que a sub-bacia 2 é a que se

encontra em estado mais critico de fragmentação e perda de remanescentes da BHRM

(IFP= - 2,07). Esta sub-bacia apresentou elevado número de manchas, fragmentos de

dimensões reduzidas e isolados entre si. A combinação do reduzido CA, com elevado

número de fragmentos resultou em aumentado da densidade de bordas.

Figura 8 Padrões espaciais da paisagem nas 6 sub-bacias da BHRM no ano de 2012. Os

valores das métricas foram transformamos em valores variando entre 0 e 1. CA:

proporção de remanescentes; NumP: número de fragmentos, MPS: tamanho médio da

mancha, PSSD: desvio padrão, ED: densidade de borda, MSI: forma das manchas,

CONN: conectividade, MMN: distância do vizinho mais proximo, SDI: diversidade de

Shannon.

A sub-bacia 1 possui padrão semelhante a sub-bacia 2, divergindo pela presença

de manchas com formas mais complexas e ligeiramente menos isoladas, resultando em

aumento de seu índice de fragmentação (IFP= - 1,83); apresentou ainda baixa

diversidade de hábitats, devido ao domínio de savana estépica e arborizada na região.

Dentre as três sub-bacias situadas nas cabeceiras dos rios Miranda-Aquidauana, a sub-

bacia 3 mostrou melhor integridade da paisagem (IFP= -1,59), em função da maior

proporção de remanescentes (CA), maior diversidade de hábitats (i.e. tipos de

vegetação) e menor isolamento entre as manchas remanescentes. A sub-bacia 5

apresentou elevada conectividade e proximidade entre seus remanescentes, conferindo a

esta a quarta melhor condição de conservação dentro da BHRM (IFP=0,84). Por

apresentar quase a metade do número de fragmentos das sub-bacias 1, 2 e 3 e

conectividade e diversidade de hábitats mais altas dentre as sub-bacias estudadas, a sub-

bacia 4 foi a terceira sub-bacia em melhor estado de integridade dentro da BHRM (IFP=

2,20). A sub-bacia 6 exibiu padrões da paisagem que indicaram seu elevado estado de

integridade (IFP=3,10), com alta proporção de vegetação remanescente, fragmentos de

grandes dimensões, alta diversidade de hábitats e menor isolamento entre seus

fragmentos remanescentes.

7.0 DISCUSSÃO

As atividades humanas, impulsionadas por uma série de fatores, socio-

economicos, tecnológicos, culturais e políticos (GUSTAVSON, 1998; GEIST &

LAMBIN, 2001; NAGENDRA et al., 2004; WU, 2013) têm dirigido mudanças nos

padrões da paisagem nos biomas brasileiros ameçando sua integridade cultural e

ecológica (KLINK & MOREIRA, 2002; BENNET & SAUNDERS, 2010;

CARVALHO et al., 2009). Neste estudo, investigamos o processo de fragmentação e

perda de remanescentes de cerrado e floresta dentro da BHRM entre 2002 a 2012 com

base em métricas ou índices da paisagem que traduzem aspectos da composição e

configuração dos fragmentos da vegetação remanescente, que, em seu conjunto,

permitem avaliar estado de integridade ecológica das paisagens da Bacia.

A supressão da vegetação nativa no Cerrado nos últimos 20 anos é atribuída

principalmente à expansão do agronegócio, à exploração mineira e ao crescimento

urbano (KLINK & MOREIRA, 2002; BRANNSTROM et al., 2008; LOURIVAL et al.,

2008). Segundo estudo realizado pela SOS Pantanal (MONITORAMENTO, 2014)

houve conversão de 6% da vegetação nativa em áreas de pastagem na Bacia do Alto

Paraguai entre 2002 e 2008, na qual a BHRM estão inserida. Pastagens plantadas e ou

abandonadas são responsáveis por 80% de todas as terras desmatadas, e culturas anuais,

principalmente soja, compreendem mais 5% (EMBRAPA e INPE, 2011 et al.,). Na área

de estudo, de 2010 a 2012 houve uma tendência das áreas de pastagem serem

convertidas para agricultura, principalmente nas áreas de planalto da BAP.

O presente estudo mostrou uma taxa da supressão da vegetação nativa de 4,4%

na BHRM entre 2002 e 2012. Estudo anterior sobre a evolução do desmatamento na

BHRM mostrou que a área desmatada em 1973 era de 28%, aumentando para 64% em

2006 (FERRAZ, 2006). Os resultados desse estudo também mostraram que a supressão

da vegetação natural foi mais intensa entre 1972 a 2000, estimulada por programas

governamentais federais e estaduais de incentivo a expansão das fronteiras agrícolas. As

maiores alterações nos padrões espaciais da vegetação remanescente observadas no

presente trabalho foram vistos entre os anos de 2002 e 2008, período de maior aumento

da ocupação pecuária. Nos anos subsequentes, ainda que representando um menor

intervalo de tempo, mudanças foram mais sutis na composição e configuração da

paisagem, revelando uma diminuição nas taxas de desmatamento, provavelmente, em

consequência da redução dos remanescentes de vegetação nativa na região.

As tendências gerais de mudanças na BHRM ao longo dos 10 anos foram de:

redução da proporção de vegetação remanescente de vegetação nativa; diminuição do

tamanho dos fragmentos e aumento de sua densidade; diminuição da complexidade de

formas dos fragmentos; diminuição da conectividade e aumento do isolamento; e

diminuição da diversidade de hábitats (i.e. classes de vegetação). Outros trabalhos

mostram relações semelhantes entre redução da quantidade de vegetação remanescente

e o processo de fragmentação da paisagem (CARVALHO et al., 2009, BEZERRA et.

al., 2011, CRUZ et al., 2013). Esta tendência de divisão dos habitats em unidades

menores e isoladas afeta diretamente a conservação da biodiversidade e a qualidade

ambiental (CARVALHO et al., 2009), já que pode favorecer invasões biológicas

(FLORY & ARGILA, 2009; JORGENSEN & KOLLMANN, 2009), reduzir a

diversidade de nichos ecológicos, alterar o microclima dos hábitats (TURNER, 1996) e

causar extinções de espécies em função da interrupção do fluxo gênico entre populações

locais (FORMAN, 1995; FAHRIG, 2003). Neste sentido, entender o contexto espacial

dos fragmentos é importante, pois mudanças na paisagem mudam o ambiente de

entorno das manchas remanescentes ao longo do processo de fragmentação (BERNET

& SAUNDERS, 2010).

As consequências do desmatamento na configuração da paisagem variam entre

regiões em resposta a quantidade de remanescentes presentes na paisagem, aos fatores

socioeconômicos que conduzem o desmatamento, e às diferenças nas características

físicas do ambiente (OLIVEIRA FILHO & METZGER 2006, BRANNSTROM et al.,

2008). As diferenças no processo de fragmentação e perda de remanescentes que se

observou entre as sub-bacias parecem demostrar, em parte, a heterogeneidade

geomorfólogica e edáficas encontrada na BHRM, resultando por um lado em fortes

pressões de ocupação nas cabeceiras sobre áreas de planalto pela expansão agropecuária

e por outro lado, na maior manutenção da integridade da paisagem nas partes baixas da

bacia, principalmente na planície de inundação do Pantanal.

As áreas de cabeceira dos rios Miranda-Aquidauana e rio Varadouro, que

constituem as areas de Chapadões com predominio de culturas agrícolas como soja,

algodão e milho, encontram-se mais fragmentadas e com reduzida quantidade de

remanescente de cerrado e floresta. Situações como essas, que indicam desmatamento

avançado e isolamento de vegetação remanescente exercem forte pressão sobre a perda

da biodiversidade regional (FARINA, 1998; FAHRIG, 2003). Contrariamente, as sub-

bacias do Baixo rio Miranda (sub-bacia 6) e médio do rio Aquidauana (sub-bacia 4)

exibem maior integridade da paisagem, associada a maior proporção de vegetação

remanescente, presença de fragmentos de tamanho grande (>50 km2) e menor

isolamento entre fragmentos (179,96m e 191,00m respectivamente). A sub-bacia 5, ou

da cabeceira do rio Salobra, terceira com a maior integridade dentro da BHRM, está

localizada na Serra da Bodoquena e depressão do rio Paraguai, na transição do Planalto

Maracaju-Campo Grande e planície do Pantanal Sul-Mato-Grossense (CORDEIRO et

al., 2014). A alta declividade associada a suas feições geomorfológicas, somado a

presença do Parque Nacional da Serra da Bodoquena devem ter garantido o atual estado

de conservação de seus remanescentes. Por outro lado, a presença de solos férteis sobre

formação basáltica da formação Serra do Maracajú, apontam a atual pressão de

conversão das florestas estacionais encontradas nessa região, incidindo diretamente na

diminuição da conectividade dos seus remanescentes. Na sua grande maioria presentes

nas margens dos rios ou topo de morros, essas florestas, mesmo protegidas por

legislação, continuam sendo eliminadas em função da expansão das atividades pecuária

e agrícola, e da exploração madeireira, destinadas ao uso civil e industrial (e.g.

produção de carvão) (BAPTISTA-MARIA et al., 2009). O bom estado de integridade da

paisagem observada na sub-bacia 6 do baixo Miranda, resulta de alguns fatores: 1) cerca

de 72 % de sua área estão no Pantanal Mato-grossense sob influencia de um pulso de

inundação anual, o que limita fisicamente a expansão de algumas atividades antrópicas,

como a agricultura e favoreceu o desenvolvimento da pecuária extensiva sobre campos

nativos na região; 2) nesta sub-bacia existe duas unidades de conservação de proteção

integral, o Parque Estadual do Pantanal do Rio Negro e a Reserva Particular do

Patrimônio Natural Fazenda Santa Sofia, na totalidade ocupando 7% da sua área; e 3)

84% de sua área é considerada área prioritária para conservação pelo Ministério do

Meio Ambiente, devido à ocorrência de espécies ameaçadas de extinção como: Galito

(Alectrurus tricolor), Noivinha-de-rabo-preto (Heteroxolmis dominicana), Arraia-de-

fogo (Potamotrygon falkneri), Caboclinho-de-chapéu-cinzento (Sporophila

cinnamomea), Onça pintada (Panthera onca) e a Onça parda (Puma concolor) (MMA,

2005). Áreas protegidas são um componente integral da política de conservação da

biodiversidade, e tem se tornado uma peça central dos esforços globais para reduzir as

emissões de carbono do desmatamento tropical (SCHARLEMANN, et al., 2010) e para

contribuir para mitigação das mudanças climáticas (NEPSTAD et al., 2006).

A sub-bacia 4 também está em grande parte (67 %) localizada dentro do bioma

Pantanal. No entanto, apesar de representar uma das áreas com maior integridade da

paisagem, o aumento do número de fragmentos e diminuição de área de manchas incide

uma crescente exploração por atividades de mineração para suprimento de matéria-

prima, o que indica a maior vulnerabilidade de seus remanescentes à supressão.

Dentre a vegetação remanescente, as formações florestais ocupam a maior

parte da BHRM (11%), incluindo nesta classe as florestas estacionais deciduais e

semideciduais, aluviais ou não, além de zonas de transição entre estas e a savana

florestada (Cerradão) (MONITORAMENTO, 2014). A redução dessas formações ao

longo dos 10 anos não foi elevada (0,6%), mas representa grandes perdas para a

biodiversidade e conectividade da paisagem. A perda de conectividade dessas

formações pode impactar fortemente na mobilidade de espécies especialistas de hábitats

florestais da região (SAUNDERS et al., 1991), por exemplo, indivíduos juvenis de aves

(MACHTANS et al., 1996) que dependem de corredores de florestas ripárias para

transitar entre hábitats distantes durante fases favoráveis do ano ou em épocas de

acasalamento (HAIG et al. 1998, GILLIES & CLAIR, 2008). O isolamento age

negativamente na riqueza ao diminuir a taxa de imigração. As espécies que conseguem

se manter em fragmentos isolados tendem a se tornar dominantes (LINDBORG;

ERIKSSON 2004) e desta forma a diversidade do habitat diminui por uma redução da

riqueza e da equabilidade biológica.

Considerando que estas florestas geralmente ocupam áreas protegidas na Bacia,

como margens dos rios, qualquer redução implica em descumprimento da legislação

ambiental e grandes perdas para a biodiversidade regional. Perdas futuras da vegetação

remanescente devem ocorrer principalmente sobre essas áreas protegidas como matas

ciliares, florestas sobre áreas de declive acima de 450 e em reserva legal (FERRAZ,

2006).

Relativo ao alto valor ecológico dos hábitats florestais, foram as áreas de

vegetação savânica as mais reduzidas nos últimos 10 anos na BHRM, dentre estas, as

Savanas Gramíneo-Lenhosas. Entre 2002 e 2012 houve redução de 1,55% destes

campos nativos, que foram substituídos majoritariamente por áreas de pastagem. De

modo similar, Rocha et al. (2012), ao analisar o desflorestamento no bioma Cerrado

encontraram uma taxa de redução de campos nativos de 3,63% entre 2002 e 2009. A

conversão de campos nativos em campos plantados, em geral por gramíneas de origem

africanas, é considerada a maior razão de mudanças no Cerrado, pois além de causar

redução imediata da diversidade de espécies local, aumenta o risco de invasão por

espécies exóticas e as incidências de queimadas na vegetação remanescente (KLINT &

MACHADO, 2002). Os impactos dessas queimadas sobre campos úmidos, veredas e

brejos (i.e. Áreas Úmidas) merecem especial atenção, pois afetam diretamente a

quantidade e qualidade de água disponível na Bacia (POTT et al., 2014). A conservação

dessas áreas úmidas pode ajudar a garantir a segurança hídrica do país frente a cenários

de mudanças climáticas negativas, atendendo assim acordos nacionais e internacionais

(Convenção Ramsar, Irã, 1971) de proteção de áreas úmidas Brasileiras (JUNK ET AL.,

2014).

Nos últimos 40 anos, no Brasil, a politica ambiental teve grandes avanços (Lei

Nº 4.771 de 15/09/1965) com criação de UC e delimitação de áreas protegidas em

propriedades privadas e em seguida retrocedeu fortemente através do afrouxamento da

legislação (e.g. Novo Código Florestal de 2012), mostrando que a corrida para expansão

das fronteiras agrícolas ainda comanda o futuro de nossas paisagens naturais.

Estratégias de conservação dos remanescentes de vegetação nativa devem ter

perspectivas amplas, considerando que ecossistemas e seus serviços ambientais não

estão isolados das paisagens alteradas pelos usos antrópicos e operam em ampla escala

facilitando a conectividade entre ecossistemas naturais e antropizados (GREIBER E

SCHIELE 2011).

Com base no estado da integridade na BHRM, podemos perceber que o

desflorestamento é crescente, e provoca alteração na configuração da paisagem

tendendo a ser mais evidente nas áreas com maior proporção de vegetação nativa. Neste

sentido, a sub-bacia que integra a maior parte as áreas de planície (sub-bacia 6 e 4), bem

como a sub-bacia que abriga a Serra da Bodoquena (sub-bacia 5) necessitam ainda mais

de políticas de conservação da biodiversidade (SAGOFF, 1996), apoiadas por

resultados desse estudo e outras pesquisas sobre as condições do habitat e da

biodiversidade (HANSKI, 2000; MARGULES & PRESSEY, 2000;. SUTHERLAND et

ai, 2004; HUTH & POSSINGHAM, 2011). As áreas de Preservação Permanente (APP)

e Reserva Legal (RL), um dos principais mecanismos para a proteção da biodiversidade

no Brasil (MARQUES, 2012; RANIERI, 2012), necessitam de intensa fiscalização nas

áreas da BHRM para que a representatividade dos remanescentes de vegetação dos

Biomas Brasileiros também seja garantida em propriedades privadas.

8.0 CONCLUSÃO

A supressão da vegetação nativa na BHRM em 10 anos (2002-2012) foi de 4,4%

demostrando que o desmatamento ocorre gradativamente, principalmente, para

expansão da pecuária e agricultura. A agricultura na área de estudo embora em menor

proporção expressa um potencial de crescimento através da conversão de áreas de

pastagem para agricultura e os e avanços sobre as áreas de planície mais conservadas.

A perda da vegetação nativa ocorreu principalmente nas áreas de savana

gramíneo-lenhosa, e nas florestas semideciduais e deciduais, oferecendo forte impacto

na conectividade da paisagem entre planície e planalto.

As mudanças nos padrões da paisagem diferiram entre as sub-bacias. As sub-

bacias com maior inserção nas áreas de planalto apresentaram-se mais fragmentadas e

as com menor inserção nas áreas de planície menos fragmentada, no entanto, embora

essas bacias apresentem-se em melhor estado de conservação exibiram maiores perda de

vegetação nativa ao longo do tempo, indicando dessa forma uma fragilidade na

integridade dos remanescentes e conservação da biodiversidade regional.

A conservação dos remanescentes deve ser garantida através da manutenção da

conectividade dos mosaicos de áreas protegidas dentro de unidades de conservação e

fora delas. Instrumentos legais, como resoluções, instruções normativas, e

principalmente leis e decretos estaduais devem auxiliar a conservação dessas áreas, de

modo a regulamentar o uso da paisagem de modo sustentável.

9.0 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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