Introdução

A erosão hídrica constitui uma das principais causas de degradação do solo nas condições brasileiras, geralmente está associada ao manejo incorreto do solo e ausência de práticas conservacionistas (Ferreira et al., 2011). A mudança no uso do solo levando a uma exposição da superfície do solo, em razão da redução da cobertura vegetal, constitui no fator desencadeante do processo erosivo. A erosão em um processo mais avançado não transporta somente os sedimentos, mas também remove nutrientes, matéria orgânica e agroquímicos do sistema de produção (Avanzi et al., 2013), ocasionando prejuízos ao ambiente e ao setor agrícola. Além disso, também representa perdas econômicas consideráveis, tendo em vista os gastos com a sua mitigação. Estimativas apontam que anualmente cerca 500 milhões de toneladas de solos são erodidos no Brasil (FAO, 2001).

Nas últimas décadas, a região onde se encontra o estado do Tocantins vem sofrendo profundas modificações quanto ao uso do solo, em razão da expansão da fronteira agrícola brasileira. Esta alteração no uso do solo pode provocar uma aceleração dos processos erosivos, devendo ser analisada com mais detalhes. Assim, os estudos de modelagem da erosão hídrica consideram as alterações da cobertura vegetal decorrentes da expansão agropecuária, e servem como ferramenta para avaliar os impactos causados ao longo do tempo pelo transporte de sedimentos (Alatorre et al., 2011), principalmente em áreas próximas a corpos d’água naturais e artificiais (Bakker et al., 2008). Os métodos diretos para determinação da erosão hídrica requerem experimentos permanentes com coletas contínuas de dados, sendo considerados morosos e de elevado custo. Deste modo, modelos matemáticos de estimativas da erosão visam diminuir estas limitações, e são reconhecidos como importantes ferramentas para o planejamento agrícola e ambiental.

Dentre os modelos que mais se adaptam à aplicação de técnicas de geoprocessamento, sendo amplamente utilizado no Brasil, pode-se citar a Equação Universal de Perda de Solo Revisada (RUSLE) (Renard et al., 1997). Nesta perspectiva, a RUSLE acoplada a um Sistema de Informação Geográfica (SIG) torna possível modelar a erosão hídrica, e visualizar seu resultado de maneira distribuída na bacia hidrográfica de interesse. Além desta vantagem da identificação de áreas prioritárias para se trabalhar em termos de conservação do solo, ressalta-se a possibilidade de análise de extensas bases de dados.

Diante do exposto, o estudo visou modelar as perdas de solo a partir da Equação Universal de Perdas de Solo Revisada (RUSLE) em ambiente SIG, bem como avaliar o efeito do uso do solo, entre 1990 e 2007, nas estimativas desta erosão, para as bacias hidrográficas dos Rios Lontra e Manoel Alves Pequeno, importantes afluentes dos rios Araguaia e Tocantins, respectivamente, localizadas na região centro-norte do estado do Tocantins.

Material e Métodos

A Bacia Hidrográfica do Rio Lontra está localizada na região norte do estado do Tocantins (Figura 1), sendo uma das principais sub-bacias do rio Araguaia, com área de drenagem de aproximadamente 3.870 km². O clima predominante dessa região é subúmido, com deficiência de água moderada no inverno, megatérmico (Sousa, 2016). A temperatura média anual é de 25 ºC, com precipitação média anual de 1.852 mm (Viola et al., 2012).

A Bacia Hidrográfica do Rio Manoel Alves Pequeno está localizada na região centro-norte do estado do Tocantins (Figura 1), e constitui um dos principais afluentes da margem direita do Rio Tocantins, com área de drenagem de aproximadamente 2.500 km². A precipitação média anual dessa bacia é de 1.571 mm. A Figura 1 mostra a localização de ambas as bacias hidrográficas estudadas no contexto da bacia hidrográfica do Tocantins-Araguaia.

De acordo com Renard et al. (1997) a Equação Universal de Perdas de Solo Revisada (RUSLE) trata de um modelo paramétrico, sendo expressa pela seguinte equação:

em que: A - perda de solo média anual (Mg ha^-1 ano^-1); R - fator de erosividade da chuva (MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1); K - fator de erodibilidade do solo (Mg h MJ^-1 mm^-1); LS - fator topográfico, adimensional; C - fator de uso e manejo do solo, adimensional; e, P - fator de práticas conservacionistas, adimensional.

O Fator R ou erosividade da chuva, consiste no potencial natural da chuva em causar erosão do solo, sendo obtido pelo produto da energia cinética total da chuva com sua intensidade máxima em 30 minutos (EI₃₀) (Wischmeier & Smith, 1978). Devido à baixa disponibilidade tanto espacial quanto temporal de séries históricas de precipitação, uma alternativa para estimar a erosividade das chuvas é por meio de equações que relacionam o valor médio do Fator R a algum índice de fácil disponibilidade. Deste modo, para determinação do Fator R, foi utilizado o modelo multivariado proposto por Mello et al. (2013), que calcula a erosividade média anual das regiões brasileiras com base em regressão linear múltipla, em função da latitude (LA), longitude (LO) e altitude (A), extraídas do modelo digital de elevação (MDE), descrita a seguir:

em que: EI₃₀ representa o Fator R (MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1).

O mapa de solos disponibilizado pelo Atlas do Tocantins, desenvolvido pela Secretaria Estadual de Planejamento (SEPLAN-TO, 2012), foi utilizado de base para o Fator K das bacias hidrográficas em estudo. Para cada classe de solo existente nas bacias foram buscados os valores de referência para a sua erodibilidade. Os valores do Fator K foram obtidos nos trabalhos de Sá et al. (2004) (Argissolo Vermelho-Amarelo - PVA, Argissolo Amarelo - PA); Silva et al. (2009) (Cambissolo Háplico - CX); Carvalho (2014) (Latossolo Amarelo - LA, Latossolo Vermelho-Amarelo - LVA, Latossolo Vermelho - LV e Neossolo Quartzarênico - RQ); Oliveira et al. (2014) (Neossolo Litólico - RL); Herrera (2013) (Plintossolo Pétrico - FF) e Baldissera (2005) (Plintossolo Háplico - FX).

O Fator LS foi obtido pela metodologia proposta por Moore & Burch (1986), na qual, utiliza-se o modelo digital de elevação (MDE) combinado a procedimentos de cálculo matriciais em mapas no formato raster em ambiente SIG. Este método também foi aplicado por Durães & Mello (2014), sendo representado pela seguinte equação:

em que: FA representa o fluxo acumulado ou área de contribuição (m); CS é a resolução espacial do pixel (m); e, S é o declive em radianos, calculado para cada célula.

O fator de cobertura e manejo do solo (C) é determinado através da relação entre as perdas de solo ocorridas em uma área com cobertura e manejo específicos e outra área, nas mesmas condições de tipo de solo, declividade e erosividade da chuva, porém sem cobertura (Wischmeier & Smith, 1978). Esse fator pode variar de 0 a 1, sendo que quando os valores se aproximam de 1, significam áreas com pouquíssima cobertura vegetal e maior vulnerabilidade à erosão hídrica. Assim, os valores para o Fator C adotados para as bacias hidrográficas estudas foram: pastagem 0,220 e mata 0,090 (Silva et al., 2014), cerrado 0,042 (Farinasso et al., 2006), vereda 0,010 (Borges et al., 2012), área urbana e corpos d’água foi adotado o valor zero, conforme Baptista (2003).

Os mapas que retratam a evolução histórica do uso/cobertura do solo das referidas bacias foram obtidos através da reclassificação dos mapas originais disponibilizados no Atlas do Tocantins (SEPLAN-TO, 2012), e referem-se a mapas temáticos de 1990, 2000 e 2007 obtidos por classificação supervisionada de imagens Landsat.

O fator prática conservacionista (P) representa a relação entre a perda de solo em áreas com determinada prática conservacionista e a perda de solo em áreas, nas mesmas condições, sem prática conservacionista (Wischmeier & Smith, 1978). Para efeitos desse estudo, o Fator P foi considerado igual a 1, uma vez que grande parte das bacias não adotam nenhuma prática conservacionistas para atenuar o processo erosivo, conforme também considerado por Özcan et al. (2008), Beskow et al. (2009) e Avanzi et al. (2013).

O potencial de erosão nas bacias hidrográficas foi avaliando em função da mudança do uso do solo (1990, 2000 e 2007) por meio da RUSLE em ambiente SIG.

Resultados e Discussão

Nas Bacias Hidrográficas dos Rios Lontra e Manoel Alves Pequeno, os valores de erosividade anual variaram de 12.966 a 13.759 MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1 e de 11.577 a 12.704 MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1, respectivamente, conforme Figura 2. De acordo com a classificação proposta por Foster et al. (1981), ambas as bacias apresentam a classe de erosividade “muito alta”.

A bacia do rio Lontra, na qual há presença do bioma Amazônia (Figura 1), ocorreram os maiores valores de erosividade. A bacia do Manoel Alves Pequeno, também com altos índices de erosividade, está localizada próxima a área de abrangência desse bioma. Nesse sentido, os altos valores decorrem da elevada intensidade de precipitação nessa região, que recebe influência da região sudeste da Amazônia, com a predominância de formação de eventos convectivos (Melo et al., 2009; Reboita et al., 2010). Os valores de erosividade anual encontrados para as bacias estudadas estão próximos aos obtidos por Marinho Filho (2014) para a Bacia Hidrográfica do Rio Formoso, região relativamente próxima às bacias dos rios Lontra e Manoel Alves Pequeno. No estudo de Marinho Filho (2014), o Fator R variou entre 9.400 e 11.300 MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1. Resultados semelhantes também foram encontrados por Viola et al. (2014), os quais obtiveram valores do Fator R para o Estado do Tocantins, onde de acordo com o estudo, a região em que se encontram as bacias dos rios Lontra e Manoel Alves Pequeno apresentou erosividade anual na faixa de 11.000 a 13.000 MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1.

Os valores de erosividade das chuvas apresentaram-se bastante elevados em toda a extensão das bacias estudadas, configurando um fator de considerável contribuição para o processo erosivo nessas áreas, por esse motivo afirma-se a necessidade de ações voltadas ao planejamento sustentável de prevenção à erosão.

A erodibilidade dos solos (Fator K) em ambas as bacias estudadas variou entre 0,0092 e 0,057 Mg h MJ^-1 mm^-1 (Figura 3). Observa-se que a bacia do rio Lontra apresentou maior susceptibilidade do solo à erosão, com 87,6% de sua área com Fator K variando de 0,031 a 0,057 Mg h MJ^-1 mm^-1, considerada como sendo uma erodibilidade “alta” e “muito alta”, segundo Foster et al. (1981). Nota-se que nesta bacia há predominância dos Argissolos e Neossolos que, devido às suas características pedológicas, são mais propensos à erosão.

A bacia do rio Manoel Alves Pequeno apresentou menor vulnerabilidade à erosão, sendo que em 75,8% de sua área os valores do Fator K variaram entre 0,0092 e 0,017 Mg h MJ^-1 mm^-1, estando dentro das classes de erodibilidade “muito baixa” e “baixa”. Nessa bacia prevalece a presença de Plintossolos em 59,9% da sua área total, com baixa propensão a sofrer processos erosivos.

No que diz respeito a erodibilidade dos solos, verificou-se realidades diferentes para as bacias estudadas. A bacia hidrográfica do rio Manoel Alves Pequeno tem a maior parte de sua área (78,8%) formada por solos de baixa vulnerabilidade à erosão (Plintossolo Pétrico e Latossolo Amarelo), no entanto, existem áreas que merecem especial atenção, formadas por solos de alta erodibilidade (Neossolo Litólico e Neossolo Quartzarênico) que tem representatividade de área (23,1%), localizados principalmente ao norte e na região central da bacia. Estas são regiões que apresentam um Fator K crítico no que se refere ao processo erosivo, sendo assim, necessitam de um adequado manejo. Entretanto, a bacia do rio Lontra apresentou sua maior parte (87,6%) formada por solos facilmente erodíveis (Argissolos e Neossolos), distribuídos ao longo de toda a bacia, sendo um fator preponderante no volume de sedimentos gerados nessa bacia. Dada esta característica do Fator K é imprescindível um manejo adequado do solo visando a sua conservação.

Quanto à declividade, ambas as bacias apresentam mais de 94% de suas áreas dentro do intervalo que varia de 0 a 20%, distribuídas entre as classes “Plano”, “Suave-Ondulado” e “Ondulado”. Segundo McCool et al. (1987) a perda de solo é significativamente mais vulnerável às mudanças de declividade do que a mudanças de comprimento da rampa.

Os maiores valores do fator topográfico estão localizados nas áreas de maior declividade (Figura 4), onde o escoamento superficial alcança maior velocidade. De acordo com Engel (2003), os resultados propiciados pela metodologia de cálculo do Fator LS, adotada no presente estudo, confere resultados mais precisos no que se refere à determinação das quebras existentes entre as unidades de relevo das bacias hidrográficas, justamente por oferecer o valor de LS célula a célula ao longo de toda a área de estudo. Esta constatação é importante no que se refere à confiabilidade do mapa do fator LS produzido.

Observa-se que as bacias apresentam semelhanças quanto a ocorrência das classes do Fator LS (Figura 4). Ambas as bacias apresentaram maior abrangência territorial na classe do Fator LS menor que 2, valores estes que indicam superfícies de relevo plano. Por outro lado, os maiores valores de LS estão localizados nas regiões serranas.

Silva (2008) relatou que valores de LS menores que 2 significam, pelo menos matematicamente, atenuação do processo erosivo, tendo em vista que estudos evidenciam que este intervalo de valores tende a minimizar as taxas de erosão. Nesse sentido, devido a este tipo de comportamento ser predominante nas regiões estudadas, pode-se inferir que em ambas as bacias predominam valores do Fator LS que desfavorecem o processo erosivo, no que tange as características de relevo.

Silva Ferreira & Francisco (2009) pesquisando sobre a erosão na bacia do rio Caceribu-RJ, por meio da aplicação da USLE, obtiveram resultados para o relevo semelhantes ao encontrado neste trabalho, com 90,3% da área total da bacia com declividade inferior a 20%. Os referidos autores afirmaram que os baixos valores de perdas de solo encontrados estão relacionados aos baixos índices de inclinação do relevo, e que resultam em reduzidos valores do Fator LS, no que tange a aplicação da USLE.

Resultado semelhante também foi encontrado por Oliveira et al. (2015) no estudo da erosão na bacia de contribuição da microcentral hidrelétrica de Lageado, Botucatu-SP. Os autores verificaram que 90,6% da área total da bacia apresenta declividade de até 12%, sendo que o relevo predominante foi o ondulado, com declividade de 6 a 12%, ocupando 36,9% da área total, seguido do relevo suave-ondulado em 32,4% da área, e plano em 21,3%.

As bacias dos rios Lontra e Manoel Alves Pequeno apresentaram semelhança em relação à baixa declividade, resultando em baixos valores do Fator LS, que significam que as áreas das bacias são relativamente planas, fator positivo no que se refere ao processo erosivo. Contudo, as áreas mais declivosas (> 20%), que foram de 5,7% na bacia do rio Lontra, e 4,8% na bacia do rio Manoel Alves Pequeno, foram identificadas como pontos críticos para a geração de sedimentos, tendo-se em vista que a declividade acentuada é um dos fatores preponderantes para a erosão hídrica.

Na Figura 5 se observa a evolução histórica da vegetação e uso do solo e consequentemente do Fator C, nos anos de 1990, 2000 e 2007, nas bacias hidrográficas dos Rios Lontra e Manoel Alves Pequeno, respectivamente.

Na bacia hidrográfica do Rio Lontra as classes de uso e cobertura do solo consideradas preservadas (cerrado, corpos d’água e mata) nos anos de 1990, 2000 e 2007 totalizaram 44,8, 39,85 e 40,5%, respectivamente, enquanto que a área antropizada (pastagem e área urbana) totalizaram 55,2, 60,1 e 59,5%, respectivamente. Nesse sentido, observa-se que de 1990 para 2000 houve um aumento da área antropizada de cerca de 4,92%, principalmente pela expansão da atividade pecuária nessa bacia. Contudo, de 2000 a 2007 ocorreu uma redução das áreas utilizadas por pastagens, passando de 59,42 para 58,46%, e assim, a área antropizada teve uma pequena redução nesse período.

Na bacia hidrográfica do Rio Manoel Alves Pequeno, as classes de uso e cobertura do solo consideradas preservadas (cerrado, corpos d’água, mata e vereda) totalizaram nos anos de 1990, 2000 e 2007 um percentual da área da bacia de 88,3, 86,2 e 82,7%, respectivamente, enquanto que as áreas antropizadas (pastagem e área urbana) nos mesmos anos, eram de 11,7, 13,8 e 17,3%, respectivamente. Nesse sentido, observa-se que, de 1990 para 2007, houve um aumento gradual da área antropizada, totalizando 5,6%, notadamente pela expansão da pecuária.

A maior parte da bacia hidrográfica do rio Lontra encontra-se antropizada, com percentual de áreas distribuídas entre pecuária e área urbanizada variando de 55,2 a 60,1% no período estudado; assim o valor predominante do Fator C nesta bacia foi de 0,220, em mais de 54% da área, corroborando para a elevação da taxa de perda de solo. Este valor refere-se a classe de uso do solo denominada pastagem.

Por outro lado, a bacia do rio Manoel Alves Pequeno é coberta em sua maioria por paisagens de vegetação preservada, entre cerrado, corpos d’água, mata e vereda, em um percentual que varia de 82,7 a 88,3% nos anos estudados, e com valor predominante do Fator C de 0,042, em mais de 62% da área da bacia. Este valor refere-se ao cerrado, que por sua vez tem por características principais a presença de camadas de árvores e de arbustos e ervas, todos bem definidos, apresentando árvores baixas, inclinadas e tortuosas, com uma distribuição espacial irregular, não sendo de cobertura contínua (SEPLAN, 2012).

A bacia do rio Lontra, devido ao uso intensivo de grande parte de sua área (58,5%) pela pecuária, torna-se mais propícia a erosão, com pontos críticos distribuídos ao longo de toda a extensão de sua área. Em contrapartida, a bacia do rio Manoel Alves Pequeno possui pontos críticos para a geração do processo erosivo em uma área de aproximadamente 17% da área total da bacia, localizada predominantemente na faixa que vai da região norte para o oeste. O Fator C merece especial atenção por se tratar do único fator possível de ser modificado visando a conservação do solo. Os demais fatores não permitem a interferência, pois dizem respeito a aspectos climáticos e características físicas da bacia. Nessa perspectiva, a bacia do rio Lontra apresentou mais da metade de sua área total com considerável potencial erosivo, necessitando de um planejamento adequado do uso e ocupação do solo para a sustentabilidade do mesmo.

Na Figura 6 é possível observar a evolução da distribuição espacial da taxa de erosão média anual, em um período de 17 anos, para a Bacia Hidrográfica do Rio Lontra.

A perda de solo calculados pela RUSLE classificados em intervalos de classes qualitativas (Tabela 1), vão desde “suave” a “extremamente alta”, conforme classificação proposta por Avanzi et al. (2013).

Em relação às taxas de perda de solo na bacia do Rio Lontra verificou-se que o percentual de área da bacia na classe “suave” nos anos de 1990, 2000 e 2007, foi de 51,1, 51,1 e 51,3%, respectivamente, demonstrando a baixa taxa de erosão na bacia do rio Lontra. Esse resultado pode ser explicado principalmente pelos baixos valores do Fator LS, que apresentou valores entre 0 a 2 em mais de 78% da área total da bacia, o que significa predominância de relevo plano.

Na Figura 6A, 6B e 6C pode-se observar que os pontos críticos de maior erosão estão distribuídos ao longo de toda a bacia, com maior ocorrência em uma faixa que se estende da região norte até o oeste, isso pode ser justificado pela contribuição de uma série de fatores intervenientes no processo erosivo, tais como, “muito alta” erosividade da chuva nessa região, com valores acima de 12.900 MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1 e grande ocorrência de solos altamente erodíveis: Neossolo Quartzarênico, Neossolo Litólico, Argissolo Amarelo e Argissolo Vermelho-Amarelo, com valores de erodibilidade variando entre 0,031 e 0,057 Mg h MJ^-1 mm^-1, e o predomínio do uso do solo por pastagens, que foi a atividade de maior propensão a erosão identificada nas bacias (Fator C de 0,220). Existem alguns pontos de maior declividade localizados ao norte, no município de Araguanã, e ao oeste, em Carmolândia e Aragominas, classificados como “montanhoso” e “escarpado”, contribuindo para a elevação da taxa de erosão nessas regiões. Nesse sentido identifica-se a necessidade de investimentos em conservação dos solos nessas regiões, com a adoção de técnicas úteis de atenuação da erosão, tais como terraceamento, plantio em nível, dentre outras, realizadas em terrenos declivosos com o objetivo de minimizar o processo erosivo. Por outro lado, verificou-se que na região central da bacia ocorrem as menores taxas de erosão, com a predominância da classe de erosão “suave-ondulado”. Isso ocorre devido principalmente ao relevo plano destas áreas, nas quais o Fator LS variou de 0 a 2, e também devido à cobertura do solo predominantemente por matas, com Fator C de 0,09.

De acordo com as Figura 6D, 6E e 6F e Tabela 2, os resultados referentes à perda de solo na bacia do rio Manoel Alves Pequeno evidenciaram que o somatório do percentual das áreas das classes “suave”, “suave/moderada” e “moderada”, em 1990, 2000 e 2007, foram de 68,3, 68,0 e 67,2%, respectivamente. Isto mostrou o reduzido potencial da erosão hídrica na maior parte da bacia em todos os anos estudados. Além disso, verificou-se que as classes de perda de solo “alta”, “muito alta” e “extremamente alta” estão presentes em menos de 26,4% da bacia; contudo, de 1990 a 2007, houve o aumento de 1,4% da área referente a essas classes, devido ao avanço da pecuária sobre o cerrado. Destaca-se que, em 1990 cerca de 11,6% desta bacia estava ocupada por pastagens e 67,2% correspondia ao cerrado, porém em 2007 a pecuária saltou para 17,3% e o cerrado caiu para 62,3%.

Diante desses resultados, pode-se afirmar que a bacia do rio Manoel Alves Pequeno apresentou menor susceptibilidade à erosão hídrica quando comparada à bacia do rio Lontra. Isso pode ser justificado pelos seguintes fatores: predominância de valores baixos do Fator K, variando de 0,0092 a 0,017 Mg h MJ^-1 mm^-1, classificado como erodibilidade “muito baixa” e “baixa”; Fator LS com intervalo de 0 a 2 em mais de 78% da área total da bacia, o que significa a predominância de um relevo plano; além de boa conservação da paisagem natural da bacia (cerrado, corpos d’água, mata e vereda), nos anos de 1990 (88,3%), 2000 (86,2%) e 2007 (82,7%).

Em contrapartida, existem pontos críticos de erosão localizados no extremo norte, leste e oeste dessa bacia, conforme Figura 6, apresentando perda de solo classificada como “extremamente alta”. Essas altas taxas de perda de solo nesses pontos são justificadas pelos seguintes fatores: erosividade da chuva “muito alta”, acima de 11.500 MJ mm ha^-1 h^-1 ano^-1, erodibilidade do solo indicada como “alta” a “muito alta”, com a presença dos solos Argissolo Vermelho-Amarelo e Neossolo Quartzarênico ao norte, Neossolo Litólico e Neossolo Quartzarênico ao leste, e Neossolo Litólico ao oeste, com valores de erodibilidade variando de 0,031 a 0,057 Mg h MJ^-1 mm^-1. Além disso, as porções norte e oeste têm a predominância do uso do solo pela pecuária, com Fator C de 0,22, contribuindo para a geração de sedimentos, enquanto que a porção leste da bacia apresentou maior declividade, classificada como “ondulado” a “forte-ondulado”, com declividade de 8,1 a 45%. As ações de planejamento sustentável visando a mitigação da erosão nessa bacia devem reconsiderar o uso do solo nas classes de solos mais erodíveis (norte e oeste), buscando uma cobertura vegetal que os proteja do impacto das gotas de chuva e do escoamento superficial, além da adoção de medidas de atenuação da erosão por meio de técnicas de terraceamento, plantio em nível, dentre outros, para regiões mais declivosas (leste).

Olivetti (2014) avaliando a distribuição espacial da erosão na sub-bacia do ribeirão Caçus-MG encontrou resultados que evidenciam que aproximadamente 82,3% da bacia apresentou as classes de perda de solo “suave” e “moderada” e as classes “alta”, “muita alta” e “extremamente alta” representaram cerca de 3,2% da bacia, indicando que a bacia se encontra em bom estado de conservação. A bacia do rio Manoel Alves Pequeno, mesmo alcançando o melhor resultado entre as bacias estudadas, ainda difere bastante dos resultados encontrados por Olivetti (2014), com um percentual de aproximadamente de 57,7% da área total com taxas de perda de solo classificadas como “suave” e “suave/moderada” e algo em torno de 26,4% nas classes “alta”, “muita alta” e “extremamente alta”.

No trabalho de Durães & Mello (2016) no qual foi estimada a erosão hídrica na bacia hidrográfica do Rio Sapucaí-MG por meio da RUSLE, os autores encontraram resultados coerentes aos do presente trabalho para a bacia do rio Lontra. Para o rio Sapucaí as classes de erosão “suave” e “suave/moderada” totalizaram 52,3%, enquanto que para o rio Lontra foram de 47,94%. Já para as classes “alta”, “muito alta” e “extremamente alta” os totais foram de 39,4 e 43,6%, respectivamente.

De modo geral, as taxas de perda de solo de ambas as bacias não sofreram variações expressivas ao longo dos anos de 1990, 2000 e 2007. Isto pode ser justificado pelo baixo índice de variações no uso/cobertura do solo nesse período. Contudo, foi possível verificar que a bacia do rio Lontra, de 2000 a 2007, obteve uma redução de 0,3% das áreas que apresentavam classe de erosividade “extremamente alta”, devido principalmente ao recuo das áreas de agropecuária em 0,9% nesse período. Já na bacia do rio Manoel Alves Pequeno, de 1990 a 2007, houve o aumento gradual da taxa de erosão, sendo que as classes denominadas “alta”, “muito alta” e “extremamente alta” passaram de 25 para 26,4%, devido principalmente ao aumento da atividade pecuária nessa bacia.

Estabelecendo um comparativo entre os resultados das duas bacias estudadas, nota-se que as alterações na cobertura do solo influenciaram na perda de solo pela erosão hídrica, uma vez que os dados indicaram que a bacia do rio Lontra, antropizada em mais de 55% de sua área, apresentou os maiores índices de perda de solo, com mais de 43% da área com as classes qualitativas de perda de solo “alta”, “muito alta” e “extremamente alta”. Isto alerta para a necessidade do planejamento sustentável do uso e ocupação do solo, visando minimizar o processo erosivo na referida bacia. Ressalta-se que, com a expansão da fronteira agrícola em direção ao norte do Tocantins, usos do solo tais como culturas anuais e silvicultura tendem a integrar a paisagem das bacias estudadas, demandando o desenvolvimento de novos estudos que possibilitem minimizar os impactos negativos provocados pela erosão hídrica.

Conclusões

A RUSLE/SIG mostrou-se bastante eficiente no que se refere a integração dos dados para a identificação e caracterização das áreas de maior vulnerabilidade ao processo erosivo nas bacias analisadas, com agilidade e eficiência na geração dos resultados.

A alteração do uso do solo no período avaliado refletiu diretamente nas taxas de erosão. Na bacia do rio Lontra, a modificação do uso do solo ocasionou um acréscimo nas taxas de perdas de solo entre os anos 1990 e 2000. Entretanto, de 2000 a 2007 houve uma leve redução destas taxas, ocasionada pela redução das áreas de pastagens. Já para a bacia do rio Manoel Alves Pequeno, em ambos períodos avaliados, verificou-se um aumento das taxas de erosão hídrica, provocado pelo aumento progressivo da atividade pecuária na bacia. Entretanto, a bacia do rio Manoel Alves Pequeno apresentou menores valores globais de perdas de solo do que a bacia do rio Lontra.

Com o avanço da fronteira agrícola para o norte do Tocantins, onde se localizam as bacias hidrográficas dos rios Lontra e Manoel Alves Pequeno, a inserção de culturas anuais em vastas áreas pode resultar em maiores perdas de solo, sobretudo nos locais de maior vulnerabilidade identificados no presente estudo. Isto alerta para a necessidade de adoção de medidas de atenuação da erosão por meio de técnicas de terraceamento, plantio em nível, sistema plantio direto, integração lavoura-pecuária, dentre outras.

Literatura Citada

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