Instituto de Pesquisa Jardim Botânico do Rio de Janeiro Escola Nacional de Botânica Tropical/ ENBT Programa de Pós-graduação Stricto Sensu Tese de Doutorado A Sucessão e a restauração ecológica na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ Richieri Antonio Sartori Rio de Janeiro 2014
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Instituto de Pesquisa Jardim Botânico do Rio de Janeiro
Escola Nacional de Botânica Tropical/ ENBT Programa de Pós-graduação Stricto Sensu
Tese de Doutorado
A Sucessão e a restauração ecológica na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ
Richieri Antonio Sartori
Rio de Janeiro
2014
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Instituto de Pesquisa Jardim Botânico do Rio de Janeiro Escola Nacional de Botânica Tropical/ ENBT
Programa de Pós-graduação Stricto Sensu
A Sucessão e a restauração ecológica na Reserva Biológica
Poço das Antas, RJ
Richieri Antonio Sartori
Tese apresentada ao Programa de Pós Graduação em Botânica, Escola Nacional
de Botânica Tropical, do Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro, como parte dos requisitos
necessários para a obtenção do título de Doutor em Botânica.
Orientador: Pablo J. F. Pena Rodrigues
Coorientador: Luiz Fernando Duarte de Moraes
Rio de Janeiro 2014
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A Sucessão e a restauração ecológica na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ
Richieri Antonio Sartori
Tese submetida ao corpo docente da Escola Nacional de Botânica Tropical, Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro - JBRJ, como
parte dos requisitos necessários para a obtenção do grau de Doutor.
Aprovada por:
Dr. Pablo J. F. P. Rodrigues (Orientador) __________________________
Dr. João Marcelo Braga – JBRJ __________________________
Dr. Rogério R. de Oliveira – PUC-RIO __________________________
Dra. Márcia C. M. Marques (UFPR) __________________________
1 – RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA................................................................................................................................................... 5 2 - FATORES ECOLÓGICOS ENVOLVIDOS NA RESTAURAÇÃO ........................................................................................................... 8 3 - VARIAÇÕES FÍSICAS DA PAISAGEM........................................................................................................................................ 11 4 – RESERVA BIOLÓGICA POÇO DAS ANTAS .............................................................................................................................. 12 5 - RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA NA REBIO POÇO DAS ANTAS ...................................................................................................... 16 6 - TRABALHOS DE PESQUISA REALIZADOS APÓS OS PLANTIOS .................................................................................................... 17 7 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................................................................................ 19
CAPÍTULO I ............................................................................................................................................................................... 31
COMPOSIÇÃO, ESTRUTURA E SIMILARIDADE DA FLORA DE BOSQUE E SUB-BOSQUE EM FLORESTA E
PLANTIOS DE RESTAURAÇÃO AMBIENTAL ........................................................................................................................ 31
CAPÍTULO II – ANEXOS ........................................................................................................................................................100
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COMPOSIÇÃO, ESTRUTURA E SIMILARIDADE A FLORA DE BOSQUE E SUB-BOSQUE EM FLORESTA E MODELOS DE RESTAURAÇÃO. ...............................................................................................................................................................100
CAPÍTULO II ............................................................................................................................................................................170
PADRÕES DE RECRUTAMENTO EM ÁREAS DE RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA NA MATA ATLÂNTICA¹ ..................170
2.1 Caracterização da área de estudos ...................................................................................................................174 2.2 Plantios de espécies nativas ...............................................................................................................................175 2.3 Amostragem da vegetação ................................................................................................................................176 2.4 Dados coletados ...................................................................................................................................................177 2.5 Similaridade ..........................................................................................................................................................177 2.6 Matriz circundante e expansão .........................................................................................................................178 2.7 Análises estatísticas.............................................................................................................................................179
CAPÍTULO III ...........................................................................................................................................................................196
VARIAÇÕES AMBIENTAIS E FLORÍSTICAS EM DIFERENTES MODELOS DE RESTAURAÇÃO AMBIENTAL, PASTAGEM E FLORESTAS NA RESERVA BIOLÓGICA POÇO DAS ANTAS, RJ¹ .............................................................196
RESUMO: ..............................................................................................................................................................................197 ABSTRACT: ............................................................................................................................................................................198 1 – INTRODUÇÃO ..................................................................................................................................................................199 2 – MATERIAL E MÉTODOS ....................................................................................................................................................200
2.1 Caracterização da área de estudos ...................................................................................................................200 2.2 Amostragem da vegetação ................................................................................................................................201 2.3 Variáveis edáficas ................................................................................................................................................202 2.4 Serrapilheira ..........................................................................................................................................................203 2.5 Abertura de dossel ...........................................................................................................................................204
podendo ser interpretada como as alterações da estrutura e composição de espécies da
comunidade no tempo e espaço (Grime 1979). A classificação das formações florestais e os
grupos de ecológicos de espécies com estas características inicialmente foi feita por Budowski
(1965) nos seguintes tipos: (I) – pioneiras, (II) - secundárias iniciais (III) - secundárias tardias
e (IV) - clímax. Segundo o autor, o mecanismo de disseminação das sementes de espécies
pioneiras e secundárias iniciais é muito eficiente. As secundárias tardias são tolerantes à
sombra na fase jovem e tornam-se intolerantes na medida em que crescem. Atualmente
existem outras formas de classificação mais simples, como por exemplo de Gandolfi et al.
(1995) que classifica a vegetação em pioneira, secundária inicial e secundária tardia.
A classificação das espécies em grupos ecológicos é ferramenta essencial para a
compreensão da sucessão ecológica. Segundo Budowski (1965), as espécies pioneiras e
secundárias iniciais são encontradas em áreas com condições climáticas e edáficas muito
diferentes, o que lhes propicia ampla distribuição geográfica. Em florestas fechadas não
perturbadas ou em estádios sucessionais mais avançados, o recrutamento dessas espécies está
condicionado ao surgimento de clareiras. As espécies secundárias tardias têm como
característica mais importante a deciduidade, que ocorre inclusive em áreas de alta
pluviosidade. Para o autor, uma comunidade clímax é o produto final do processo sucessional,
onde a relativa estabilidade não é certamente estática. Nessas comunidades, a mistura de
espécies de diferentes grupos ecológicos é regra, mas geralmente ocorre o domínio de uma ou
poucas espécies, sendo o endemismo também frequente nesses casos.
Outra forma de classificação de espécies de acordo com a sucessão foi proposta por
Gandolfi et al. (1995), em que as espécies são classificadas em Pioneiras, secundárias iniciais
e secundárias tardias, evitando assim a definição de clímax, que pode ser muito controverso
em sistemas florestais tropicais.
Segundo McCook (1994), atualmente a compreensão dos processos envolvidos na
sucessão ecológica é extremamente importante tanto para soma dos esforços de pesquisas,
como para o entendimento das mudanças nos ambientes naturais e manejados.
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3 - Variações físicas da paisagem
Todos estes processos descritos podem ser influenciados por fatores físicos
ambientais, assim como a distância de um fragmento para outro, tamanho dos fragmentos e do
formato dos mesmos (Paula & Rodrigues 2002) baseados, principalmente pela teoria de
biogeografia de ilhas (MacArthur & Wilson 1963, 1967; Debinsk & Holt 2000; Quammen
2008), que apresenta a colonização, chegada e extinção de indivíduos em ambientes
classificados como ilhas.
3.1 - Isolamento dos Fragmentos
O isolamento tem efeito negativo sobre a riqueza de espécies, diminuindo a taxa
potencial de imigração ou recolonização (Almeida 2008). Cada espécie possui uma área
mínima dos remanescentes para a sobrevivência (Almeida 2008). As espécies que conseguem
se manter nos fragmentos tendem a se tornar dominantes, diminuindo a riqueza e
equitabilidade biológica (Hanson et al. 1990, apud Castro 2004 e Almeida 2008).
A dificuldade de movimentação dos organismos entre os fragmentos é proporcional ao
grau de isolamento destes, dependendo muito também do nível de resistência ou diferenciação
da matriz circundante e dos organismos em questão, por exemplo, espécies anemocóricas
possuem a dispersão limitante, dependendo de seu formato e tamanho, espécies zoocóricas
podem chegar a distâncias maiores quando dispersas por ornitocórica, porém reduzidas em
outros grupos, como aquelas dispersas por répteis e insetos (MMA/SBF 2003).
No estudo feito por Almeida (2008), o isolamento do fragmento é verificado por meio
da métrica de vizinho mais próximo, sendo esta a distância de um fragmento para outro que
está à sua volta e da mesma classe, considerando a distância euclidiana, borda-a-borda
(Macgarigal & Marks 1994; Almeida 2008).
3.2 - Tamanho dos fragmentos
O tamanho dos fragmentos de habitat pode ter efeito direto na sobrevivência de
populações de plantas e animais. Isto porque, quanto menor o fragmento, maior será a
influência dos fatores externos sobre o mesmo, afetando a dinâmica interna do ecossistema
(Almeida 2008; Kapos 1989). Fragmentos com pouca área tendem a abrigar populações
reduzidas de determinadas espécies, o que, muitas vezes, pode comprometer a manutenção
das espécies em questão. Além do mais, quanto menor o fragmento, maior será o efeito de
borda sobre o mesmo (Kapos 1989).
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Fragmentos grandes possuem então uma maior diversidade, já os pequenos não são tão
relevantes quanto à manutenção da biodiversidade, porém, funcionam como elemento de
ligação (stepping stones) entre as grandes áreas (Forman & Godron 1986; Pinto et al. 2006;
Ribeiro et al. 2009).
3.3 - Formato dos Fragmentos
A forma dos fragmentos está diretamente ligada à relação entre o perímetro e a área
deste fragmento, quanto maior for esta relação menor será a borda (MMA/SBF 2003).
Fragmentos com formato mais aproximados de circulares, possuem regiões internas
equidistantes da borda, possuindo uma região interna mais protegida dos fatores externos
(Almeida 2008). Quanto mais recortado um fragmento, maior será seu perímetro, que é a
relação direta com a borda.
4 – Reserva Biológica Poço das Antas
Criada em 1974 com objetivo de proteger o mico-leão-dourado (Leontopithecus
rosalia L), esta Unidade de Conservação (UC) abriga uma enorme riqueza de espécies
associadas a diversos ecossistemas. A região conta com um antigo histórico de ocupação,
tendo passado por ciclos de corte de madeira, cana de açúcar, agricultura de subsistência e
pecuária. As primeiras áreas a serem ocupadas foram encostas, visto que as condições de
alagamento nas áreas de baixada impediam o uso agrícola (Filgueiras & Caputo 2004).
Este é um dos locais de atuação do Programa Mata Atlântica (JBRJ), que vem
desenvolvendo pesquisas desde o início da década de 90. Nesta reserva foram feitas coletas
botânicas que constituíram as primeiras incursões à área e proporcionaram o enriquecimento
das coleções e a elaboração de uma extensa lista de espécies. Posteriormente foram realizados
levantamentos fitossociológicos como Neves (1999), Vieira & Pessoa (2001), Guedes-Bruni
et al. (2006), Guedes-Bruni et al. (2006b), Carvalho et al. (2006), Neves & Peixoto (2008).
Neves (1999) e Neves & Peixoto (2008), com a finalidade de ampliar o conhecimento
sobre a sucessão secundária na Floresta Atlântica, estudaram dois remanescentes, com 20 e 40
anos de regeneração, após sua utilização para cultura de subsistência e abate seletivo de
espécies arbóreas, na REBIO. O método utilizado foi o de parcelas fixas, totalizando 2.500 m²
em cada remanescente. Foram incluídos na amostragem todos os indivíduos com DAP ≥ 2,5
cm. Caracterizou-se estruturalmente o sub-bosque e o dossel, possibilitando inferir sobre
aspectos da regeneração e ciclo de substituição de algumas espécies. No remanescente com
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cerca de 20 anos em processo de regeneração foram amostrados 505 indivíduos distribuídos
em 31 famílias, 49 gêneros e 60 espécies. A densidade total estimada foi 2.020 ind./ha e a
área basal 13,79 m²/ha. No remanescente com 40 anos foram encontrados 679 indivíduos
distribuídos em 35 famílias, 75 gêneros e 104 espécies. A densidade total estimada foi 2.716
ind./ha e área basal 24,40 m²/ha.
Guedes-Bruni et al. (2006), ressaltam a necessidade de estudos em remanescentes de
Floresta Ombrófila Densa submontana aluvial Atlântica, que foram fortemente submetidos à
fragmentação no RJ. Os mesmos inventariaram 1 ha de floresta aluvial empregando parcelas.
Foram amostrados 486 indivíduos, de 97 espécies e 31 famílias. O índice de diversidade de
Shannon (H´) foi de 3,98 nats/ind e o de equabilidade (J) de 0,87, valores inferiores àqueles
encontrados para trechos conservados de Floresta Ombrófila Densa no estado. Guedes-Bruni
et al. (2006b) caracterizaram florística e estruturalmente o dossel de um dos últimos
remanescentes de floresta Ombrófila Densa Submontana sobre morrotes no RJ, em avançado
estado de conservação. Inventariou-se 1 ha, empregando parcelas, adotando como critério de
inclusão DAP ≥ 5 cm e, através de relações alométricas, estabeleceu-se como árvores de
dossel aquelas com limites de DAPs e alturas superiores a 10 cm e 10 m, respectivamente.
Foram amostrados 580 indivíduos, de 174 espécies e 45 famílias. O índice de diversidade de
Shannon (H´) foi de 4,57 nats/ind e a equabilidade (J) de 0,88, valores próximos aos
encontrados para a Floresta Ombrófila Densa submontana Atlântica no Estado.
Pessoa & Oliveira (2006), investigaram aspectos do efeito da fragmentação e
isolamento de habitats sobre a estrutura dos elementos arbóreos encontrados em três
fragmentos florestais de diferentes tamanhos e formas, situados na REBIO. Foram
demarcados transectos de 10 m de largura e comprimento variado de acordo com a extensão
do fragmento, subdivididos em parcelas contíguas de 10 x 25 m, sendo todos amostrados os
indivíduos arbóreos com DAP ≥ 5 cm. Registraram-se 1.771 indivíduos, distribuídos em 43
famílias, 107 gêneros e 207 espécies. As áreas apresentam alta diversidade, com elevada
proporção de espécies (70%) em baixa densidade, o que representa risco potencial de extinção
para muitas populações. Vieira & Pessoa (2001) realizaram o levantamento florístico e a
análise da estrutura do componente herbáceo/subarbustivo de área de pasto abandonado,
visando obter informações que auxiliassem o estudo do processo de regeneração natural da
área. A área de estudo apresenta indivíduos lenhosos, distribuídos esparsamente ou em
moitas, tendo sido utilizada como pasto em tempos anteriores à criação da Reserva. O
levantamento da vegetação foi efetuado através do método de pontos têm sido amostrados
300 pontos em três linhas de 100 m cada. A amostragem revelou o predomínio de espécies de
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gramíneas e ervas ruderais, como Imperata brasiliensis, Lygodium volubile e Blechnum
serrulatum. Os 300 pontos apresentaram 37 espécies distribuídas em 24 famílias, 33 gêneros,
sendo 19 famílias de fanerógamas e 5 de criptógamas. A análise das espécies quanto ao hábito
revelou o predomínio de herbáceas (46%) sobre as arbóreas (23%), arbustivas (21%) e
trepadeiras (10%). Carvalho et al. (2006), descreveram a estrutura e composição florística
arbórea de dois fragmentos naturais de florestas periodicamente inundadas na Reserva
Biológica e compararam-nos outros tipos florestais da região. Os dois fragmentos
apresentaram estrutura muito similar. Ao todo foram amostradas 628 árvores pertencentes a
31 espécies e 16 famílias, com forte dominância de espécies heliófilas tolerantes à inundação,
como Calophyllum brasiliense, Symphonia globulifera (Clusiaceae) e Tabebuia cassinoides
(Bignoniaceae). Os fragmentos apresentaram elevada similaridade florística devido à
dominância destas espécies heliófilas. Entretanto, a similaridade de espécies foi baixa em
relação às florestas bem drenadas adjacentes.
Scarano et al. (1997) e Scarano (2006), sintetizaram uma década de pesquisas
realizadas em um pântano pertencente ao complexo vegetacional atlântico no Estado do Rio
de Janeiro. O autor propõe que este pântano é um ecossistema frágil, na medida em que seu
funcionamento e sua diversidade são altamente dependentes da interação específica entre dois
grupos funcionais: os geradores de sombra (árvores localmente raras) e os geradores de sítios
seguros para germinação (bromélias terrestres). O autor discutiu a baixa resiliência das
florestas de pântano e apresenta com maior detalhamento a interação entre distintos grupos
funcionais de plantas. Também questiona o caso de dificilmente haver regeneração no parque
até hoje, nas áreas que foram anteriormente degradadas. Scarano et al. (1997), estudou o
estabelecimento de plantas em ambientes pantanosos, distinguindo os ambientes
periodicamente e permanentemente alagados. Estudos ecológicos relacionados à estrutura e
funcionamento de populações e comunidades. Callado et al. (2001). Barros et al. (2006)
propuseram a utilização dos caracteres anatômicos da madeira na interpretação da estrutura da
comunidade arbórea. No trabalho foram analisadas 26 espécies de 14 famílias, sugerindo a
ocorrência de um padrão anatômico. Barbosa & Faria (2006) definiram mosaicos de
fitofisionomias temporais em sistemas tropicais de baixada localizados na REBIO. Essa
definição foi feita principalmente a partir de trabalhos com serrapilheira, que foi quantificada
e quinzenalmente e determinada a concentração de nutrientes, via fração foliar, em intervalos
bimestrais. Nas formações de baixada da REBIO, há um valioso centro de estudos para a
Floresta Atlântica, Lima et al. (2006) descreveram os tipos de vegetação ocorrentes na área da
REBIO, onde foram identificadas, descritos e mapeados seis unidades fisionômicas, sendo
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duas florestais (floresta aluvial e floresta submontana) e quatro não florestais (formação
pioneira com influência fluvial, capoeira aluvial, capoeira submontana e campo antrópico). As
características fisionômicas bem como florísticas mais relevantes de cada unidade foram
descritas e discutidas com base na análise comparativa entre as seis unidades fisionômicas e
com outros trechos de Mata Atlântica. O mapeamento foi realizado com emprego de
fotointerpretação analógica e os tipos de vegetação foram subdivididos obedecendo a uma
hierarquia topográfica e fisionômica.
Trabalhos de etnobotânica foram promovidos juntamente com a população vizinha em
Christo et al. (2006), e reuniram informações sobre uso de plantas numa comunidade rural,
nos arredores da Reserva Biológica, a partir de entrevistas com moradores. Foram obtidas 549
citações de uso de 210 espécies, subordinadas a 74 famílias.
Muitos trabalhos sobre estudos taxonômicos também foram realizados na reserva,
assim como Quinet (2006), sobre o estudo taxonômico das espécies de Lauraceae,
reconhecendo na Reserva 25 espécies subordinadas a nove gêneros. Andreata (2006) realizou
o estudo taxonômico das Smilacaceae, descrevendo nove espécies, incluindo algumas
representadas ainda por poucas coleções no estado do RJ. Guimarães & Monteiro (2006),
realizaram o estudo taxonômico das Piperaceae da Reserva, comentando sobre a importância
medicinal, dados fitoquímicos e uso são atribuídos a algumas espécies. No total foram
assinalados para esta Reserva 27 táxons dessa família. Vianna (2006) apresentou o estudo da
família Vochysiaceae, encontrando três espécies. Baumgratz et al. (2006), apresentaram um
estudo florístico para as Melastomataceae na Reserva, com enfoque na diversidade
taxonômica e esta nas diferentes unidades vegetacionais que compõem a paisagem. Foram
encontradas 34 espécies e uma variedade pertencente a oito gêneros e tendo sido descrita uma
nova espécie. Estes levantamentos de famílias foram realizados com base em material
herborizado, observações de campo e compreende, para cada uma, chave para identificação,
descrições, ilustração, distribuição geográfica dos táxons e comentários sobre particularidades
morfológicas e nomenclaturais.
Diante do conhecimento adquirido com as pesquisas e do cenário de degradação da
ReBio, foi criado em 1994 o Projeto Revegetação. Buscando desenvolvimento de modelos de
restauração ecológica, criados após o plantio de espécies nativas, com objetivo de restaurar as
áreas degradadas (Moraes & Pereira 2003; Moraes et al. 2006). A partir de 2005 o Programa
Mata Atlântica buscou integrar a experiência obtida através dos vários anos de pesquisa ao
acompanhamento da dinâmica das comunidades vegetais. O projeto vem implantando
parcelas permanentes em áreas abandonadas com regeneração natural (15 e 30 anos de
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abandono), florestas em estágio avançado de sucessão, assim como nos plantios mistos com
espécies arbóreas estabelecidos em 1993. Desde 1994, 12 campos experimentais, variando em
área de 0,8 ha a 1,5 ha cada, foram implantados, nas áreas de baixada e nos morrotes,
totalizando 13 ha.
5 - Restauração Ecológica na ReBio Poço das Antas
Os plantios de espécies arbóreas nativas foram promovidos com a implantação do
“projeto revegetação”. Os mesmos foram instalados com o objetivo de favorecer a sucessão
secundária nas áreas cobertas por vegetação herbácea (pastagem) e prevenir a ocorrência de
incêndios e foram feitos em área coberta predominantemente por capim-colonião (Panicum
maximum Jacq.). A manutenção (roçada, capina e coroamento de mudas) foi feita durante um
ano (Moraes & Pereira 2003) e dois espaçamentos foram adotados na tentativa de favorecer
um rápido fechamento de dossel: 2,0 m x 2,0 m (2.500 mudas/ha) e 2,0m x 2,5m (2.000
mudas/ha). Esses valores foram estimados a partir de densidades de 1.000 a 1.200 indivíduos
arbóreos/ha observadas em florestas maduras (Hubbel & Foster 1983).
Foram selecionadas espécies com taxa de sobrevivência a partir de 75%. Expressivas
taxas de crescimento das espécies pioneiras e secundárias iniciais indicam que o modelo de
plantio utilizado pode favorecer uma rápida cobertura do solo e auxiliar a supressão da
gramínea invasora (Moraes & Pereira 2003). A partir do segundo ano após o plantio, as
espécies de estágio sucessional mais avançado também mostraram um bom desenvolvimento,
apresentando taxas de crescimento relativo maiores que as espécies de rápido crescimento,
aos quatro anos após o plantio. Isso sugere que o sombreamento promovido por essas últimas
favoreceu o desenvolvimento das secundárias tardias e clímaces.
Os modelos utilizados são similares ao proposto por Kageyama et al. (1992), e são
baseados nos processos sucessionais das florestas tropicais relacionados às clareiras naturais
da floresta. As espécies utilizadas foram divididas em quatro grupos ecológicos: pioneiras,
secundárias iniciais, secundárias tardias e clímáxicas (senso Budowski 1965). Foram alocados
pelo menos 50% das mudas compostas por espécies de rápido crescimento (pioneiras e
secundárias iniciais), que promoveriam condições para o desenvolvimento das espécies de
estágios sucessionais tardios, fazendo com que houvesse o sombreamento (Moraes & Pereira
2003). As mudas foram distribuídas de forma que oito plantas de espécies pioneiras e
secundárias iniciais circundem uma muda de espécie tolerante, que, por sua vez, se
desenvolve melhor sob sombreamento. A seleção das espécies para restauração teve como
ponto de partida os levantamentos florísticos realizados na Reserva para as áreas de baixada e
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morrote. Observações feitas em áreas em estágio inicial de regeneração indicaram as espécies
presentes no início do processo de sucessão secundária para cada situação (Moraes & Pereira
2003).
Para se conservar suficiente diversidade genética das populações das espécies
selecionadas, foram coletadas para a produção de mudas, sempre que possível, sementes de
12 indivíduos de cada espécie de populações distintas, representando um Tamanho
Populacional Efetivo (Ne) igual a 50, conforme sugerido por Kageyama & Gandara (1993).
Um mês após os plantios as áreas foram monitoradas para se avaliar a taxa de
sobrevivência das mudas. Replantios só foram realizados quando a taxa de mortalidade
superava 10% do total de mudas plantadas.
6 - Trabalhos de pesquisa realizados após os plantios
Alguns trabalhos realizados após os plantios acompanharam a dinâmica de alguns
modelos das comunidades vegetais e poderão servir de base para futuras pesquisas. Moraes
(2006) e Moraes et al. (2006), realizaram um trabalho que teve como objetivo avaliar a
eficiência do plantio de espécies arbóreas na restauração de áreas degradadas na ReBio,
através do monitoramento da adaptabilidade (taxa de sobrevivência) e do desenvolvimento
(altura e diâmetro à altura do solo – DAS) de mudas plantadas em modelos sucessionais. Este
estudo apresenta a avaliação de 26 espécies plantadas nas áreas de baixada da Reserva. Foram
avaliados três plantios, com áreas variando de 0,64 a 1,17 ha, feitos com espaçamento 2×2 m,
em áreas de baixada, implicando em uma densidade de 2.500 mudas/ha, dividida nos grupos
ecológico definidos (sensu Budolski 1965). Todas as espécies de estágios iniciais utilizadas
mostraram bom desempenho quanto à taxa de sobrevivência e desenvolvimento, com
destaque para os valores de altura média, apresentados por Citharexylum myrianthus, Schinus
terebinthifolius e Trema micrantha. O modelo de plantio utilizando espécies autóctones
arbóreas testados neste trabalho teve um excelente desempenho, e têm grande potencial para
restabelecer processos ecológicos nas áreas degradadas da Reserva e naquelas com
características semelhantes. As taxas de sobrevivência foram altas para todas as espécies, na
maioria dos casos superior a 90%, o que indica a alta adaptabilidade das espécies para a
restauração de áreas degradadas nas condições estudadas.
Sansevevo (2008) teve como principal objetivo avaliar a estrutura e composição
florística de áreas em diferentes estágios sucessionais e condições de relevo utilizados como
modelos de revegetação, sendo duas áreas de floresta em estágio avançado de sucessão, duas
formações secundárias, além de dois modelos de plantios. Neste trabalho o principal indicador
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adotado para avaliar a restauração foi o restabelecimento da regeneração natural. Foram
analisados parâmetros relacionados à composição de espécies, riqueza, estrutura da vegetação
(densidade e área basal) e atributos ecológicos (síndrome de dispersão, tamanho dos
propágulos das espécies e oferta de recursos para fauna dispersora) do estrato arbóreo e
regeneração natural. Os resultados desse estudo demonstraram que o plantio de espécies
arbóreas é uma boa estratégia de restauração ecológica nas áreas de baixada na RBPDA. Já os
baixos valores para estrutura e diversidade de espécies observados nos plantios e nas florestas
secundárias no morrote, evidenciam que esses sítios estão submetidos a fortes barreiras para
regeneração natural, e que outros modelos de restauração ecológica devem ser testados.
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7 – Referências bibliográficas
Aide, T.M., Zimmerman, J.K., Rosario, M. & Marcano, H. 1996. Forest recovery in
abandoned cattle pastures along an elevation gradient in northeastern Porto Rico. Biotropica 28(4a): 537-548.
Almeida, C.G. de. 2008. Análise especial dos fragmentos florestais na area do parque
nacional dos Campos Gerais, Paraná. Ponta Grossa, PR. Dissertação de mestrado. Universidade Estadual de Ponta Grossa, Ponta Grossa Paraná, 72f.
Andreata, R.H.P. 2006. Smilacaceae Na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio De Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 647-657.
Ballal, S.R.; For, S.A.; & Guittmen, S.I. 1994. Apparent gene flow and genetics structure of
Acer saccharum subpopulations in fores fragments. Canadian journal of botany. v.72, p.1311-1315.
Barbosa, J.H.C. & Faria, S.M. 2006. Aporte De Serrapilheira Ao Solo Em Estágios Sucessionais Florestais Na Reserva Biológica Poço das Antas, Rio De Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 461-476.
Barbosa, L.M. & Santos, M.R. 1997. Estudos comparativos do comportamento de comunidades florestais implantadas com espécies nativas em três modelos de plantios.
In: simpósio sobre recuperação de áreas degradadas, 3., 1997, Ouro Preto. Anais. Viçosa: UFV.
Barros, C.F., Marcon-Ferreira, M.L., Callado, C.H., Lima, H.R.P., Cunha, M. de, Marquete,
O. & Costa, C.G. 2006. Tendências Ecológicas Na Anatomia Da Madeira De Espécies Da Comunidade Arbórea Da Reserva Biológica Poço das Antas, Rio De Janeiro, Brasil.
Rodriguésia 57 (3): 443-460.
Baumgratz, J.F.A., Souza, M.L.D.R., Carraça, D.C. & Abba, B. de A.; 2006. Melastomataceae na Reserva Biológica Poço das Antas, silva jardim, Rio de Janeiro,
Brasil: aspectos florísticos e taxonômicos. Rodriguésia 57 (3): 591-646.
Bierregaard, Jr.R., Lovejoy, T.E., Kapos, V. & Santos, A.A. dos; Hutchings, R. 1992. The
biological dynamics of tropical rainforest fragments: a prospective comparison of fragmentos and continuos forest. Bioscience, Washington, v.42, n.11, p. 859-866.
Blondel, J., Chessel, D. & Frochot, B. 1988. Birds impoverishment, niche expansion, and
density inflation in mediterranean island habitats. Ecology, Washington, D.C., v. 69, p. 1899-1917.
Budowski, A. 1965. Distribuition of tropical American rain forest species in the light of successional progresses. Turrialba, 15: 40-2.
Cairns Jr.,J. & Heckman. 1996. Restoration ecology: The state of a emerging field. Annual
Reviews of Energy and the Environment 21: 167-189.
20
Callado, C.H., Silva Neto, S.J., Scarano, F.R. & Costa, C.G. 2001. Periodicity of growth rings in some flood-prone trees of the Atlantic Rain Forest in Rio de Janeiro, Brazil. Trees Structure and Function. v.15, p. 492-497.
Carnevale, N. J. & Montagnini, F. 2002. Facilitating regeneration of secondary forests with the use of mixed and pure plantations of indigenous tree species. Forest Ecology and
Management 163: 217-227.
Carpanezzi, A.A., Costa, L.G.S., Kageyama, P.Y. & Castro, C.F.A. 1990. Espécies pioneiras para recuperação de áreas degradadas: a observação de laboratórios naturais. In:
CONGRESSO FLORESTAL BRASILEIRO, 6, Campos do Jordão. Anais... São Paulo: SBS. v.3, p.216-221.
Carvalho, F.A., Nascimento, M.T., Braga, J. M. A. & Rodrigues, P. J. F. P. 2006. Estrutura Da Comunidade Arbórea Da Floresta Atlântica De Baixada Periodicamente Inundada Na Reserva Biológica Poço das Antas, Rio De Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 503-
518.
Castellani, T.T. & Stubblebine, W. H. 1993, Sucessão secundária inicial em mata tropical
mesófila, após perturbação por fogo. Rev. Bras. Bot., 16, 181-203.
Castro, G.C. 2004. Análise da estrutura, diversidade florística e variações espaciais do componente arbóreo de corredores de vegetação na região do Alto Rio grande, MG.
Dissertação (Mestrado em Engenharia Florestal) – Lavras: UFLA. 83 p.
Chapman, C.A. & Onderdonk, D.A. 1998. Forest without primates: primate/plant
codependency. American Journal of Primatology, New York, v. 45, n. 1, p. 127-141.
Cheung, K.C., Marques, M.C.M. & Liebsch, D. 2009. Relação entre a presença de vegetação herbácea e a regeneração natural de espécies lenhosas em pastagens abandonadas na
Floresta Ombrófila Densa do Sul do Brasil. Acta botânica. 23(4): 1048-1056.
Christo, A.G., Guedes-Bruni, R.R. & Fonseca-Kruel, V.S. da; 2006. Uso De Recursos Vegetais Em Comunidades Rurais Limítrofes À Reserva Biológica Poço das Antas,
Silva Jardim, Rio De Janeiro: Estudo De Caso Na Gleba Aldeia Velho. Rodriguésia 57 (3): 519-542.
Colón, S.M. & Lugo, A.E. 2006. Recovery of a Subtropical Dry Forest after Abandonment of Different Land Uses. Biotropica 38: 354-364.
Conti, V.M., Iwamoto, S., Almeida, T.M.H. de & Pereira, T. S. 2008. Revisão dos limites do
Jardim Botânico do Rio de Janeiro, Brasil Rodriguésia 59 (3): 603-607.
Conti, V.M. 2004. Diagnóstico preliminar para a gestão da área de conservação in-situ do
Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro. Dissertação de Mestrado. UPC/FUNIBER, Espanha, 113 fls.
dispersers and an endemic African tree. Proceedings of the National Academy of Science, v. 100, n. 24, p. 14052-14056.
21
Cubina, A. & Aide, T.M. 2001. The effect of distance from forest edge on seed rain and soil seed bank in a tropical pasture. Biotropica, 33 (2): 260-267.
Daniel, O. & Jankauskis, J. 1989. Avaliação de metodologia para o estudo do estoque de
sementes do solo. Série Ipef., Piracicaba, v. 41-42, p.18-26.
Daubenmire, R. 1968. Plant communities: a textbook of plant synecology. Harper e Row,
New York. Departamento Nacional de Meteorologia. 1992. Normais climatológicas (1961-1990). SPI, EMBRAPA, Brasília.
Dean, W. 1997. With broadax and firebrand: the destruction of the Brazilian Atlantic forest.
University California Press, California. 460p.
Debinsk, D. M.; Holt, R. D. A survey and overview of habitat fragmentation experiments.
Conservation Biology. V. 14, n.2, p. 342-355. 2000.
Dirzo, R. & Miranda, A. 1991. Altered patterns of herbivory and diversity in the forest understory: a case study of the possible consequences of contemporary defaunation. In:
Price, P. W.; Lewinsohn, T. M.; Fernandes, G. W.; Benson, W. W. (Edt.). Plant-animal interactions: evolutionary ecology in tropical and temperate regions. New York: Journal
Wiley. cap. 18, p. 273-287.
Durigan, G. & Silveira, E.R. 1999. Recomposição de mata ciliar em domínio de cerrado, Assis, SP. Scientia Forestalis, Piracicaba, n.56, p.15-28.
Durigan, G., Guerin, N. & Costa, J.N.M.N. 2013 Ecological restoration of Xingu Basin headwaters: motivations, engagement, challenges and perspectives. Philosophical
Transactions - Royal Society. Biological Sciences (Print), v. 368, p. 20120165-20120165.
Filgueiras, M.A & Caputo, V. 2004. Avaliação dos impactos ambientais e proposta de
recuperação de área degradada para subsídio do novo plano de manejo da Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim – Rio de Janeiro. Monografia de final de curso. Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 188p.
Finegan, B. & Delgado, D. 2000. Structural and floristic heterogeneity in a 30-year-old Costa Rican rain forest restored on pasture through natural secondary sucession. Restoration
Ecology 8: 380-393.
Finegan, B. 1992. The management potential of neotropical secondary lowland rain forest. Forest ecology and management 47: 295-321.
Finegan, B. 1996. Pattern and process in neotropical secundary rain forests: the first 100 years of succession. Trends in Ecology and Evolution 11: 119-124.
Fleury, M. 2003. Efeito da fragmentação florestal na predação de sementes da palmeira jerivá (Syagrus romanzoffiana) em florestas semidecíduas do estado de São Paulo.
Forman, R.T.T. & Godron. M. 1986. Landscapes Ecology. New York, Jonh Wiley & Sons.
Foster, R.B., Arce, J. & Wachter, T. S.1986. Dispersal and sequential plant communities in Amazonian Peru flood plan. In; Frugivores and seed dispersal (A. Estrada & T. H. Fleming, eds.). Dr. W. junk Dordrecht, Netherlands, p.357-370.
Gandolfi, S., Leitão-Filho, H. F. & Bezerra, C. L.1995. E. Levantamento florístico e caráter sucessional das espécies arbustivo arbóreas de uma floresta mesófila semidecídua no
município de Guarulhos, SP. Revista Brasileira de Biologia, v. 55, n. 4, p. 753-767.
Garwood, N.C. 1989. Tropical soil seed Banks: a reviw. pp 149-209. In: M.A. Leck, V. Parker, and R.L. Simpson, (eds). Ecology of soil seed banks. Academy Press Inc. Califórnia.
Gomez-Pompa, A. & Vasquez-Yanes, C. 1981. Successional studies of a rain forest Mexico. In:West, D. C; Shugart, H. H.; Botkn, D. D. (eds). Forest Sucession – concepts and
applications. Springer – Velag. Press, New York. 246-266.
Gómez-Pompa, A. 1971. Posible Papel de La Vegetación Secundaria en la Evolución de la Flora Tropical. Biotropica 3: 125-35.
Grau, H. R., Arturi, M. F., Brown, A. D. & Aceñolaza, P. G. 1997. Floristic and strutuctural patterns along a chronosequence of secondary succession in Argentinean subtropical
montane forests. Forest Ecology and Management 95: 161-171.
Grime, J. P. 1979. Plant strategies and vegetation processes. John Wiley, New York, 203p.
of secondary and old-growth forest stands in lowland Costa Rica. Plant Ecology 132: 107-120.
Guariguata, M.R. & Ostertag, R. 2001. Neotropical secondary forest succession: changes in structural and functional characteristics. Forest Ecology and Management 148: 185-206.
Guedes-Bruni, R.R., Neto, S.J. da S., Morim, M.P. & Mantovani, W.; 2006. Composição Florística E Estrutura De Trecho De Floresta Ombrófila Densa Atlântica Aluvial Na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio De Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57
(3): 413-428.
Guedes-Bruni, R. R., Neto, S. J. da S., Morim, M. P. & Mantovani, W.; 2006b. Composição
Florística E Estrutura De Dossel Em Trecho De Floresta Ombrófila Densa Atlântica Sobre Morrote Mamelonar Na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio De Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 429-442.
Guimarães, E.F. & Monteiro, D. 2006. Piperaceae Na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio De Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 567-587.
Hanson, J.S., Malason, G.P. & Armstrong, M.P. 1990. Landscapes fragmentation and dispersal in a modelo f riparian Forest dinamics. Modeling, Amsterdam, v.49, n.4, p. 277-296.
Harper, J.L. 1977. Population biology of plants. Academic, London.
23
Harrington, C.A. 1999. Forests planted for ecosystem restoration or conservation. New forests 17: 175-190.
Haven, P.H., Evert, R.F. & Eichhorn, S.E. 2001. Biologia Vegetal. 6.ed. Rio de Janeiro:
Guanabara Koogan. p.522-527.
Helmer, E.H. 2000. The Landscape Ecology of Tropical Secondary Forest in Montane Costa Rica. Ecosystems 3: 98-114.
Herrera, C.M. 2002. Seed dispersal by vertebrates. In: Herrera, C. M.; Pellmyr, O. (Ed.).
Plant-animal interactions: an evolutionary approach. Oxford: Blackwell. cap. 8, p. 210-220.
Hobbs, R.J. & Harris, J.A. 2001. Restoration ecology: repairing the earth’s ecosystems in the new millennium. Restoration Ecology 9: 239–246.
Hobbs, R.J. & Norton, D.A. 1996. Towards a conceptual framework for restoration ecology.
Restoration Ecology 4: 93-110.
Holl, K.D. 2002. Effects of shrubs on tree seedling establishment in an abandoned tropical
pasture. Journal of Ecology 90: 179-187.
Holl, K.D., Loik, M.E., Lin, E. H. V. & Samuels, I. A. 2000. Tropical montane Forest restoration in Costa Rica: overcoming barriers to dispersal and establishment.
Restoration Ecology 8: 339–349.
Hooper, E. R., Legendre, P. & Condit, R. 2004. Factors affecting community composition of
Forest regeneration in deforested, abandoned land in Panama. Ecology 85: 3313-3326.
Howe, H.F. & Samllwood, J. 1982. Ecology of seed dispersal. Annual Review Ecology & Systematics, Princeton, v. 13, p. 201-228.
Hubbel, S.P. & Foster, R.B. 1983. Diversity of canopy trees in a neotropical forest and implications for conservation. In: Sutton, S. L., Whitmore, T.C. & Chadwick, A.C.
Jacquemyn, H., Bulaye, J. & Hermy, M. 2001. Forest plant species richness in small,
fragmented mixed deciduous forest patches: the role of area, time and dispersal limitation. Journal of Biogeography, Oxford, v. 28, n. 6, p. 801-812.
Janzen, D.H. 1970. Herbivores and the number of species in tropical forest. American Naturalist, Chicago, v. 104, n. 940, p. 501-528.
Joly, C.A. 1987- Projeto de recomposição de mata ciliar do Rio Jacaré - Pepira – Mirim no
município de Brotas, SP. Campinas, UNICAMP. (não publicado).
Jordano, P. & Godoy, J. A. 2002. Frugivore-generated seed shadows: a landscape view of
demographic and genetic effects. In: Levey, D. J.; Silva, W.; Galetti, M. (Ed.). Frugivores and seed dispersal: ecological, evolutionary, and conservation. Wallingford, UK: CAB International. cap. 14, p. 305-321.
24
Jordano, P., Galetti, M., Pizo, M. A. & Silva, W. R. 2006. Ligando frugivoria e dispersão de sementes à biologia da conservação. In: Duarte, C. F.; Bergallo, H. G.; Santos, M. A. dos; VA, A. E. (Ed.). Biologia da conservação: essências. São Paulo: Rima. cap. 18, p.
Conservação e Recuperação / Editores Ricardo Ribeiro Rodrigues, Hermógenes de Freitas Leitão Filho.-2ed. 1 reimpr. – São Paulo: Editora da Universidade de São Paulo, FAPESP. Cap. 15.2.
Kageyama, P. & Gandara, F.B. 2003. restauração e conservação dos ecossistemas tropicais. In: Cullen Jr., Rudran,R.; Valladares-Pádua.C. (Org). Métodos de estudos em biologia
da conservação e manejo da vida silvestre.Curitiba: UFPR.p.383-394.
Kageyama, P.Y., Brito, M.A. & Baptiston, I.C. 1986. Subprojeto 3: Estudo do mecanismo de reprodução das espécies na mata natural. In: Kageyama, P.Y., coord. Estudo para
implantações de matas ciliares de proteção na bacia hidrográfica do Passa-Cinco visando a utilização para abastecimento público. Piracicaba: DAEE/USP/FEALQ.
p.103-139. (Relatório de pesquisa).
Kageyama, P.Y., Freixêdas, V.M., Geres, W.L.A., Dias, J.H.P. & Borges, A.S. 1992. Consóercio de espécies nativas de diferentes grupos sucessionais em Teodoro Sampaio -
SP. In: II Congresso Nacional sobre Essências Nativas, São Paulo, SP, Inst. Florestal de São Paulo. Pp. 527-533.
Kapos, V. 1989. Efects of isolation on the water status of forest paches in the Brazilian Amazon. Journal of Tropical Ecology, 5:173-185, 8 figs.
Kennard, D.K., Gould, K., Putz, F.E., Fredericksen, T.S. & Morales, F. 2002. Effect of
disturbance intensity on regeneration mechanisms in a tropical dry forest. Forest Ecology and Management 162: 197-208.
Lamb, D., Parrotta, J., Keenam, R. & Tucker, N. 1997. Rejoining habitats remnants: restoring
degraded rainforest lands. In: Laurance, W.; Bierregaard Jr., R. O. (eds.). Tropical Forest Remnants: ecology management, and conservation of fragmented communities.
Tue University of Chicago Press, Chicago. 366-385.
Laurance, W.F. 1991. Edge effects in tropical forest fragments: applications of a model for the design of nature reserves. Biological Conservation 57: 205-219.
Laurance, W.F. & Bierregard, R.O. 1997. Tropical forest remnants. Chicago: University of Chicago Press, 1997. 615p.
Laurence, W.F. 2000. Do edge effects occur over large spatial scales? Trends in Ecology and Evolution, v.15, p. 134-135.
Leitão-Filho, H.F.A. 1995. Vegetação: a vegetação da Reserva Santa Genebra. In: Morellato,
P. C.; Leitão-Filho, H. F. (Org.). Ecologia e Preservação de uma Floresta Tropical Urbana: Reserva Santa Genebra. p. 19-35.
Lima, H.C., Pessoa, S.V.A., Guedes-Bruni, R.R., Moraes, L.F.D., Granzotto, S.V, Iwamoto, S. & Di Ciero, J. 2006. Caracterização fisionômica-florística e mapeamento da
25
vegetação da Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio de Janeiro, Brasil. Rodriguésia, v.57, n. 3, p. 369-389.
Lockwood, J.L. 1997. An alternative to succession: assembly rules offer guide to restoration
efforts. Restoration Ecology and Managment. Notes, 15,45–50.
Lugo, A.E. & Helmer, E. 2004. Emerging forest on abandoned land: Puerto Rico´s new
forests. Forest Ecology and Management 190: 145-161.
Lugo, A.E. 1992. Comparison of tropical tree plantations with secondary forest of similar age. Ecological Monographs 62: 1-41.
McArthur, R.H. & Wilson, E.O. 1963. An equilibrium theory of insular zoogeography. Evolution, Lawrence, v. 17, p. 373-387.
McArthur, R.H. & Wilson, E.O. 1967. The theory of island biogeography. Princeton, New Jersey: Princeton University Press.
MCgarigal, K. & Marks, B. J. 1994. Fragstats: Spacial pattern analysis program for
quantifying landscape structure. Corvallis, Oregon stat University, 67p.
Marcano-Vega, H., Aide, T.M. & Báez, D. 2002. Forest regeneration in abandoned coffe and
pastures in the Cordilheira Central of Puerto Rico. Plant ecology 161: 75-87.
Martin, P.M., Sherman, R.E. & Fahey, T.J. 2004. Forty years of tropical recovery from agriculture: structure and floristics of secondary and old-growth riparian forest in the
Dominican Republic. Biotropica 36 (3): 297-317.
McCook. L.J., 1994. Understanding ecological community succession: Causal models and
theories, a review. Vegetatio 110:2, 115-147 Online publication date: 1-Mar-1994.
Melo, A.C.G. & Durigan, G. 2007. Evolução estrutural de reflorestamentos de restauração de matas ciliares no Médio Vale do Paranapanema. Scientia florestalis 73: 101-111.
Mesquita, R.C.G., Ickes, K., Ganade, G. & Williamson, B.G. 2001. Alternative successional pathways in the Amazon basin. Journal of Ecology 89: 528-537.
Metzger, J.P. 2000. Tree funcional group richness and spatial structure in a tropical fragment
MMA/SBF – Ministério do Meio Ambiente / Secretaria de Biodiversidade e Florestas. 2003.
Fragmentação de ecossistemas: Causas, efeitos sobre a biodiversidade e recomendações de política pública. Denise Marçal Rambaldi, Daniela América Suárez de Oliveira (Orgs.) Brasilia, 510 p.
Morellato, L.P.C. 1995. As estações do ano na floresta. In Ecologia e preservação de uma floresta tropical urbana: Reserva de Santa Genebra (L.P.C. Morellato & H.F. Leitão
Filho, eds.). Editora da UNICAMP Campinas, p.37-41.
Morellato, L.P.C. & Leitão-Filho, H.F. 1995. Padrões de frutificação e dispersão na Serra do Japi. In: História natural da Serra do Japi: ecologia e preservação de uma área de
26
floresta no sudeste brasileiro. Editora da Unicamp – FAPESP. Campinas – SP. p.111- 140.
Moraes, L.F.D; Luchiari, C.; Assumpção, J.M.; Puglia-Neto, R. & Pereira, T.S. 2002. Atlantic
Rainforest Restoration bythe Rio de Janeiro Botanic Garden Research Institute. p. 151-170. In: Maunder, M.; Clubbe, C.; Hankamer, C.; Grove, M. Plant Conservation in the
Tropics, Londres. 628p.
Moraes, L.F.D. 2006. Indicadores da Restauração de Áreas Degradadas na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ. Tese de doutorado, Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro,
Rio de Janeiro, 137p.
Moraes, L.F.D., Assumpção, J.M., Luchiari, C. & Pereira, T.S. 2006. Plantio de espécies
arbóreas nativas para a restauração ecológica na Reserva Biológica Poço das Antas, Rio de Janeiro, Brasil. Rodriguésia, v. 57, n.3, p. 477-489, 2006.
Moraes, L.F.D. & Pereira, T.S. 2003. Restauração Ecológica em Unidades de Conservação. In
Kageyama, P.Y.; Oliveira, R.E.; Moraes, L.F.D.; Engel, V.L. e Gandara, F.B. (org.) Restauração ecológica de ecossistemas naturais. Botucatu: FEPAF, p. 297-305.
Myers, N., Mittermeier, R.A., Mittermeier, C.G., Fonseca, G.A.B. da & Kent, J. 2000. Biodiversity hotspots for conservation priorities. Nature vol 403.
Neves, G.M.S. 1999. Florística e estrutura da comunidade arbustivoarbórea em dois
remanescentes de Floresta Atlântica secundária – Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. 115p. Dissertação (Mestrado) - Universidade Federal do Rio de
Janeiro, Rio de Janeiro.
Neves, G.M. da S. & Peixoto, A. L.; 2008. Florística E Estrutura Da Comunidade Arbustivo-Arbórea De Dois Remanescentes Em Regeneração De Floresta Atlântica Secundária Na
Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio De Janeiro. Pesquisar Botânicas, Número 59.
Nykvist, N. 1996. Regrowth of secondary vegetation after the “Bornel fire” of 1982 – 1983.
Journal of Tropical Ecology 12: 307-312.
Parrota. J.A. 1995. Influence of overstory composition on understory colonization by native
species plantations on a degraded tropical site. Journal of Vegetation Science 6: 627- 639.
Parrota, J.A., Turnbull, J.W. & Jones, N. 1997. Catalyzing native forest regeneration on
degraded tropical lands. Forest Ecology and Management 99: 1-7.
Parrotta, J.A. 1999. Productivity, nutrient cycling and succession in single and mixed-species
plantation of Casuaria equisetifolia, Eucaliptus robusta, and Leucaena leucocephala in Puerto Rico. Forest Ecology and Management 124(1): 45-77.
Paula, A.S de & Rodrigues, E. 2002. Degradação da paisagem norte-paranaense: um estudo
de fragmentos florestais. Ciências Agrárias, Londrina, v. 23, n. 2, p. 229-238
Peña-Claros, M. 2003. Changes in forest structure and species composition during secondary
succession in the Bolivian Amazon. Biotropica 35: 450–461.
27
Peneireiro, F.M. 1999. Sistemas agroflorestais dirigidos pela sucessão natural: um estudo de caso. 138f. Dissertação (Mestrado em Ciência Florestal) – Universidade de São Paulo, ESALQ, Piracicaba.
Pessoa, S.V.A. & Oliveira, R.R. 2006. Análise estrutural em três fragmentos florestais na Reserva Biológica Poço das Antas, Rio de Janeiro, Brasil. Rodriguésia, v. 57, n.3, p.
391-411.
Pinto, L.P., Bedê, L., Paese, A., Fonseca, M., Paglia, A. & Lamas, I. 2006. Mata Atlântica brasileira: Os desafios para conservação da biodiversidade de um Hotspot mundial. In:
Rocha, C. F. D.; Bergallo, H. G.; Sluys, M. V. & Alves, M. A. S (org.) Biologia da conservação: essências. Rima, São Carlos. 91-118.
Powers, J.S.; Haggar, J.P. & Fisher, R.F. 1997. The effect of overstory composition on understory woody regeneration and species richness in an 7-year-old plantation in Costa Rica. Forest Ecology and Management 99: 43-54.
Primack, R.B. & Rodrigues, E. 2001. Biologia da conservação. Londrina, Brasil. 327 p.
Puerta, R. 2002. Regeneração arbórea em pastagens abandonadas em função da distancia da
floresta contínua. Scientia Florestalis 62: 32-39.
Quammen, D. 2008. O canto do dodô: biogeografia de ilhas numa era de extinções. Tradução: Carlos Afonso Malferrari. São Paulo: Companhia das Letras.
Quinet, A. 2006. Lauraceae Na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio De Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 543-568.
Rankin-De-Merona, J.M. & Ackerly, D.D. 1987. Estudos populacionais de árvores em florestas fragmentadas e as implicações para conservação In Situ das mesmas na Floresta Tropical da Amazônia Central. IPEF, n. 35, p. 47-59, 1987.
Raven, P.H., Evert, R.F. & Eichhorn, S.E. 2001. Biologia Vegetal. 6a. Ed. Rio de Janeiro: Guanabara Koogan. 906 p.
Reay, S.D. & Norton, D. A. 1999. Assessing the success of restoration plantings in a
temperate New Zealand Forest. Restoration Ecology 7: 298-308.
Brazilian Atlantic Forest: How much is left, and how is the remaining forest distributed? Implications for conservation. Biological Conservation 142. 1141–1153.
Ricardo Ribeiro Rodrigues, Hermógenes de Freitas Leitão Filho.-2ed. 1 reimpr. – São Paulo: Editora da Universidade de São Paulo, FAPESP.
Rodrigues, RR., Lima R.A.F; Gandolfi, S. & Nave, AG. 2009. On the restoration of high diversity forests: 30 years of experience in the Brazilian Atlantic Forest
Rodrigues P.J.F.P.; Iguatemy, M. de A., Prieto, P.V., Reis, T.S., Sansevero, J.B.B. & Simões-
Jesus, M. F. 2008. Pesquisas no longo prazo em parcelas permanentes do Jardim
28
Botânico do rio de Janeiro. In: Experiências de monitoramento no bioma Mata Atlântica com uso de parcelas permanentes. Saquetta, C. R. 2008. Cap 2. P. 65-80.
Ruiz-Jaen, M.C. & Aide, M.T. 2005. Restoration sucess: How is it being meansure?
Restoration Ecology 13: 569-577.
Sá, C.F.C. de. 1996. Regeneração em área de floresta de restinga na Reserva Ecológica
Estadual de Jacarepiá, Saquarema, RJ: I- Estrato herbáceo. Arq. Jard. Bot. Rio Janeiro. 34(1):177-192.
Saldarriaga, J.G. & Uhl, C. 1991. Recovery of forest vegetation following slash-and-burn
agriculture in the upper Rio Negro. In: Gomez-Pompa, A.; Whitmore, T. C. & Hadley, M. (eds.). Tropical rain forest: regeneration and management, Blackwell, New York.
303-312.
Sansevero, J.B.B.; 2008. Processos de regeneração em Mata Atlântica: uma comparação entre áreas naturais e plantios de restauração ecológica na Reserva Biológica Poço das Antas,
Rio de Janeiro. Dissertação Escola Nacional de Botânica Tropical, do Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro.
Sansevero, J.B.B., Prieto, P.V., Moraes, L.F.D. de & Rodrigues, P.J.F.P. 2009. Natural Regeneration in Plantations of Native Trees in Lowland Brazilian Atlantic Forest: Community Structure, Diversity, and Dispersal Syndromes. Restoration Ecology. DOI:
10.1111/j.1526-100X.2009.00556.x
Sayer, J., Chokkalingam, U. & Poulsen, J. 2004. The restoration of forest biodiversity and
ecological values. Forest Ecology and Management, 201: 3-11.
Scarano, F.R. 2006. Plant Community Structure And Function In A Swamp Forest Within The Atlantic Rain Forest Complex: A Synthesis. Fabio Rubio Scarano Rodriguésia 57
(3): 491-502.
Scarano, F.R., Ribeiro, K.T., Moraes, L.F.D. & Lima, H.C. 1997. Plant establishment on flooded and unflooded patches of a freshwater swamp forest in southeastern Brazil.
Journal of Tropical Ecology, v.14, p. 793-803.
Schellas, J. & Greenberg, R. 1997. Forest patches in tropical landscapes. Washington; Island
Press. 426p.
Schmitz, H. 1992. On the clustering of small firms. IDS Bulletin, v.23.
SER, international primer on ecological restoration. 2010. (disponível em: www.ser.org).
Acessado em agosto de 2010.
Shaffer, C.L. 1990 Nature Reserves. Island Theory and Conservation Practice. Smithsonian
Institution Press, Washington, DC into, L.P.; Bedê, L.; Paese, A.; Fonseca, M.; Paglia, A. & Lamas, I. 2006. Mata Atlântica Brasileira: Os desafios para conservação da Biodiversidade de um Hotspot Mundial. In:Rocha, C.F.D., Bergallo, H.G., Sluys, M.V.
& Alves, M.A.S. Biologia da Conservação: Essências.RiMa, São Carlos. Pp. 91-118.
Silva, J.M.C. & Tabarelli, M. 2001. Tree species impoverishment and the future flora of the
Atlantic forest of northeast Brazil. Nature, London, v. 404, n. 6773, p. 72-74.
29
Simpson, R.L, Leck, M.A. & Parker, V.T. 1989. Ecology of Soil Seed Banks. California: Academic Press. 385 p.
Souza, F.M. & Batista, J.L.F. 2004. Restoration of seasenal semideciduos forest in Brazil:
influence of age and restoration design on forest structure. Forest Ecology and Management 191: 185-200.
Souza, L.M.F.I. 1997. Estrutura genética de populações naturais de Chorisia speciosa St. Hill (Bombacaceae) em fragmentos florestais na regi„ o de Bauru (SP) - Brasil. Piracicaba. 76p.
Souza, A.L. 2003. Dinâmica da composição florística de uma floresta ombrófila densa secundária, após corte de cipós, reserva natural da Companhia Vale do Rio Doce S.A.,
Estado do Espírito Santo, Brasil. Revista Árvore, v. 26, n. 5, p. 549-558.
Tabarelli, M., Mantovani, W. & Peres, C.A. 1999. Effects of habitat fragmentation on plant guild structure in the montane atlantic forest of southeastern Brazil. Biological
dynamics in a post-agricultural Puerto Rican landscape (1936-1988). Biotropica 28: 525-536.
Uhl, C. 1987. Factors controlling succession following slash - and - burn agriculture in
Amazonia.Journal of Ecology 75:377-407.
Uhl, C., Nepstad, D., Vieira, I. & Silva, J.M.C. 1991. Restauração da floresta em pastagens
degradadas. Ciência Hoje 76: 22-31.
Vianna, M.C. 2006. Vochysiaceae na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio de Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 659-666.
Viana, V.M. 1995. Conservação da biodiversidade de fragmentos de florestas tropicais em paisagens intensivamente cultivadas. In: Abordagens interdisciplinares para a conservação da biodiversidade e dinâmica do uso da terra no novo mundo. Belo
Horizonte/Gainesville: Conservation International do Brasil/Universidade Federal de Minas Gerais/ University of Florida. p. 135-154.
Viana, V.M.; Pinheiro, L.A.F.V. 1998. Conservação da biodiversidade em fragmentos florestais. Série Técnica IPEF, v.12, n.32, p.25-42.
Viani, R.A.G. & Rodrigues, R.R. 2007. Transference of seedlings and alóctone young
individuals as ecological restoration methodology. In:RODRIGUES, RR.; MARTINS, V.; GANDOLFI, S. (Ed.) High diversity forest restoration in degraded area: methods
and projects in Brazil. New York: Nova Science Publisher.Chap. 3.2, p. 145-170.
Vieira, C.M. & Pessoa, S. de V.A. 2001. Estrutura E Composição Florística Do Estrato Herbáceo Subarbustivo De Um Pasto Abandonado Na Reserva Biológica Poço das
Antas, Município De Silva Jardim, RJ. Rodriguésia 52(80): 17-30. 2001
Weberling, F. 1989. Morphology of flowers and inflorescences. Trad. de R. J. Pankhurst.
Cambridge: Cambridge University Press. xx 405p.
30
Willis, E.O. 1979. The composition of avian communities in remanescent woodlots in southern Brazil. Papéis Avulsos de Zoologia, São Paulo, v. 33, n. 1, p. 1-25, 1979.
Woods, P. 1989. Effects of logging, drought, and fire on structure and composition of tropical
forest in Sabah, Malaysia. Biotropica 21: 290-298.
Zuur, A.F., Ieno, E.N. & Elphick, C.S. 2010. A protocol for data exploration to avoid
common statistical problems. Methods in Ecology & Evolution 1: 3–14.
31
Capítulo I
Composição, estrutura e similaridade da flora de bosque e
sub-bosque em floresta e plantios de restauração
ambiental
32
Resumo:
Questões: Nos últimos anos a Mata Atlântica vem passando por uma reversão dos processos
degradativos que foram causados por mais de 500 anos de exploração. A preocupação com a
preservação e conservação ambiental vem reforçando a formação de reservas ambientais e
investimento em pesquisas, principalmente em inventários florestais e métodos de restauração
ambiental.
Localização: Reserva Biológica Poço das Antas, RJ. (22º32´17´´S; 42º16´50´´W).
Hipótese: Áreas em processo de restauração onde houve plantio de mudas, se tornam, após
25 anos, mais próximas de uma área de floresta avançada do que áreas de regeneração natural;
Objetivo: Avaliar a estrutura e diversidade da vegetação em diferentes modelos de
restauração, pastos abandonados e florestas secundárias.
Metodologia: Foram alocadas parcelas permanentes de 30 x 60 m em áreas elevadas,
chamadas de morrotes e áreas planas, chamadas de baixadas, para o estudo de florestas
maduras, plantios, pasto e áreas em regeneração natural. Nestas parcelas foram registrados
indivíduos em dois estratos, classificados como arbóreos e subarbóreos.
Resultados: Foram identificadas 460 espécies, pertencentes a 208 gêneros e 71 famílias. As
famílias que apresentaram maior riqueza foram Myrtaceae com 55 espécies, Fabaceae (51),
Rubiaceae (40), Lauraceae (32) e Sapotaceae (22). Os gêneros com mais espécies foram
Eugenia com 20 espécies, Myrcia e Ocotea (13), Miconia e Psychotria (10). Do total de
indivíduos (16.485), as famílias com maior abundância foram Meliaceae com 2446 indivíduos
representando 15% do total, seguida de Fabaceae (1995, 12,1%), Piperaceae (1934, 12%),
Asteraceae (1331, 8%) e Melastomataceae (1163, 7%). As espécies com mais indivíduos
foram Guarea guidonea (L.) Sleumer, seguida de Gochnatia polymorpha (Less.). A riqueza
de espécies variou de cinco espécies no pasto morrote até 201 na floresta morrote. O trabalho
apresentou grande discrepância na densidade, frequência, riqueza e diversidade florística entre
as áreas, mostrando que as novas gerações de plantas vêm sendo formadas com pouca
similaridade com a vegetação arbórea.
Conclusão: Muitas espécies não chegam aos locais de restauração ambiental ou mesmo não
vem se estabelecendo, pois grande parte das espécies foram registradas nos mesmos, quando
Hypothesis: Areas in the restoration process which was seedlings natives trees, become, after
25 years, closer to an area of advanced forest;
Objective: To evaluate the vegetation structure in different models of restoration, abandoned
pastures and secondary forests.
Results: we found 460 species belonging to 208 genera and 71 families. The families with
greater wealth were Myrtaceae with 55 species, Fabaceae (51), Rubiaceae (40), Lauraceae
(32) and Sapotaceae (22). The genera with more species were 20 species with Eugenia,
Myrcia and Ocotea (13), Miconia and Psychotria (10). Of total individuals (16,485), the most
abundant families were Meliaceae with 2446 individuals representing 15% of the total,
followed by Fabaceae (1995: 12.1%), Piperaceae (1934 12%), Asteraceae (1331, 8% ) and
Melastomaceae (1163, 7%). The species with more individuals were Guarea guidonea (L.)
Sleumer, followed by Gochnatia polymorpha (Less.). Species richness ranged from five
species in pasture hillock to hillock 201 in the forest. The work showed a great discrepancy in
the density, frequency, richness and diversity between areas, showing that the new
generations of plants are being formed with little similarity to the arboreal vegetation.
Conclusion: Many species do not reach the local environmental restoration or even has not
established because only about 25-30% of species were recorded in the same, compared with
forests.
Keywords: Plantations; Poço das Antas, natural regeneration, restoration ecology; Ecological
Succession;
34
1 – Introdução
A Mata Atlântica que originalmente abrangia 15 estados brasileiros em uma área de
1.300.000 km² (MMA 2004), situada principalmente na costa litorânea brasileira (Joly et al.
1999, Morellato & Haddad 2000), atualmente está reduzida a cerca de 11.2% de sua cobertura
original (Ribeiro et al. 2009). No entanto, está pequena porção restante, formada por
fragmentos na maioria das vezes pouco estudados e muitas vezes isolados, possui grande
importância por concentrar toda a informação restante deste bioma, com alta biodiversidade,
elevadas taxas de endemismo e uma acentuada pressão antrópica, sendo considerado o quinto
dentre os 25 “hotspots” mais importantes para conservação do mundo (Myers et al. 2000).
Estes fragmentos de Floresta Atlântica que antes foram antropizados vêm ocupando
cada vez mais espaço na literatura científica e sua compreensão tem subsidiado estudos
relativos à recuperação de áreas alteradas (Solórzano et al. 2012). Brown & Lugo (1990)
destacaram que estas florestas secundárias continuam a fornecer informações para a
restauração da qualidade do solo e da água, conservando componentes abióticos
imprescindíveis à recuperação da paisagem. Essas florestas têm grande importância,
principalmente nos biomas ameaçados, onde trechos pouco perturbados se encontram ilhados
em meio à paisagem formada por um mosaico de florestas de diferentes idades, entrecortados
por centros urbanos, pastos, plantações e outros tipos de uso do solo (Solórzano et al. 2012).
Esta formação no estado do Rio de Janeiro encontra-se reduzida a pouco menos de
17% da formação original e destes, cerca de 30% são protegidas por unidades de conservação
(SOS Mata Atlântica 2002). Porém, mesmo a porção de floresta protegida por reservas passou
ou ainda passa por alguma atividade antrópica, formando um mosaico de florestas secundárias
com diferentes condições de conservação. Dentre as áreas de Mata Atlântica com prioridade
para conservação está a planície costeira fluminense, caracterizada por uma grande
heterogeneidade biológica, abrigando populações de diferentes espécies através de seu
componente vegetal, resulta em um mosaico com alta diversidade e heterogeneidade florística
(Guedes-Bruni 1998).
Dentro deste contexto a Reserva Biológica Poço das Antas, uma das principais áreas
para a conservação de florestas de baixada no estado do Rio de Janeiro, apresenta hoje um
aspecto fitofisionômico bastante empobrecido quanto à sua cobertura vegetal primitiva (Lima
et al. 2006). Esta Reserva está localizada na região da Bacia do Rio São João, uma das mais
importantes bacias em floresta baixa (Lima et al. 2006). A ação antrópica, principalmente
pela exploração seletiva de essências florestais e pelo fogo, além da drenagem artificial e
35
retificação dos rios, contribuiu para o desaparecimento de amplos trechos de formações
florestais, sobretudo, nas planícies de inundação (Carauta et al. 1978).
Embora muito pouco se conheça sobre a cobertura vegetal original da bacia do Rio
São João, pode-se admitir que a região possuísse ampla região de florestas (IBDF/FBCN
1981). Um antigo relato do início do século XIX menciona que as ribanceiras estavam
“bastante cobertas de arvoredo” (Luccock 1951). É provável que esta vegetação original tenha
permanecido pouco alterada até cerca da metade do século XX (Lamego 1946), quando tem
início a destruição de amplos trechos de floresta nos morros e nas planícies. Atualmente são
raros os trechos com vegetação natural que em contraste com grandes áreas alteradas, são
testemunhos da destruição causada pelas atividades antrópicas.
Em decorrência desta situação, torna-se necessária a atualização de dados sobre a
vegetação desta unidade de conservação, prioritariamente no que concerne à sua natureza e
extensão. Estas informações são imprescindíveis ao adequado manejo e implementação de
ações de restauração ecológica das áreas degradadas. São ainda urgentes para apoiar
estratégias para estabelecimento de medidas efetivas de proteção das áreas naturais
remanescentes (Lima et al. 2006).
Vale ressaltar que estudos desta natureza têm se mostrado ferramentas fundamentais
para integrar diferentes disciplinas relacionadas à análise ambiental, principalmente para
subsidiar a restauração e o manejo em unidades de conservação (Noffs & Baptista-Noffs
1982; Oliveira & Porto 1999; Cardoso-Leite et al. 2002).
Levando em consideração as diferentes formas vegetacionais da Reserva Biológica
Poço das Antas e de diferentes modelos usados para restaurá-las e da necessidade urgente de
se conhecer as consequências do manejo, este capítulo tem como objetivos: (1) Levantamento
florístico e fitossociológico da comunidade arbóreo-arbustiva que ocorrem em diferentes
ambientes da reserva; (2) Comparar áreas de floresta avançada com diferentes modelos de
restauração; (3) Definir se vem ocorrendo a restauração estrutural e da diversidade dos
modelos de restauração.
2 Material e Métodos
2.1 Caracterização da área de es tudo
O estudo foi conduzido na Reserva Biológica Poço das Antas (RBPA), situada no
estado do Rio de Janeiro, município de Silva Jardim, entre as coordenadas 22º 30` e 22º 33` S
e 42º 15´ e 42º 19` W, com uma área de 5.160 ha (Fig. 1). O clima da região é Aw, segundo a
36
classificação de Köppen, com precipitação média anual de 1.900mm, bem distribuída ao
longo do ano e uma pequena estação seca com 800 mm de chuva entre os meses de maio a
agosto (Lima et al. 2006). Os solos predominantes são Latossolos vermelho amarelos e solos
aluviais (Takizawa 1995). Originalmente a RBPA era coberta por Floresta Ombrófila Densa
de Terras Baixas (sensu Veloso et al. 1991) com formações permanentemente ou
periodicamente alagadas, além de florestas sem influência pluvial localizadas nos morros e
morrotes mamelonares. No entanto, com a ocupação da região, extensas áreas de floresta
foram desmatadas e substituídas por pastagens e outras culturas agrícolas. Resultante deste
processo, a vegetação atualmente é formada por um grande mosaico composto por pastagens
abandonadas, formações secundárias e florestas em estágio avançado de sucessão.
O estudo realizado por Lima et al. (2006), de caracterização e mapeamento da
cobertura vegetal da Rebio foram identificadas, delimitadas e descritas seis unidades
fisionômicas: floresta submontana, floresta aluvial, formação pioneira com influência fluvial,
capoeira submontana, capoeira aluvial e campo antrópico. Segundo os autores, apenas 52%
dos 5.160 ha da reserva estão cobertos por florestas, sendo todo restante formado por áreas
com maior ou menor grau de perturbação.
2.2 Amostragem da vegetação
Foram estudadas oito variações florestais, sendo estas, floresta avançada com mais de
60 anos sem ação antrópica e que nunca foi pastagem, seis modelos de plantios, pastagem
abandonada há 25 anos e área de regeneração natural. Cada uma das variações florestais
contaram com três repetições, exceto os plantios que são amostras únicas (Tab. 1).
37
Figura 1 – Mapa da Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Fonte: Sansevero (2008) adaptada.
Tabela 1: Relação das variações florestais estudadas na Reserva
Biológica Poço das Antas, RJ. As réplicas estão relacionadas com “quantidade”, sendo: N – Não são réplicas e S – são réplicas.
Locais Quantidade Réplicas
1 Plantios de baixada 4 N
2 Plantios de morrote 2 N
3 Regeneração de baixada 3 S
4 Regeneração de morrote 3 S
5 Pasto de baixada 3 S
6 Pasto de morrote 3 S
7 Floresta de baixada 3 S
8 Floresta de morrote 3 S
Total 24
Todas as áreas foram amostradas através de parcelas (Mueller-Dombois & Ellenberg
1974). As áreas de floresta, pasto e regeneração natural foram amostradas a partir de parcelas
em blocos de 30 x 60 metros, das quais foram subdivididas em 18 subparcelas de 100m² e
38
destas sorteadas seis para avaliar a vegetação (Fig. 2). Dentro de cada subparcela de 10 x 10
m foram amostrados indivíduos pertencentes a dois estratos, arbitrariamente classificados
como estrato arbóreo e subarbóreo, semelhante Sansevero et al. (2009). Foram considerados
pertencentes ao estrato arbóreo, todos aqueles indivíduos com diâmetro à altura do peito
(DAP) ≥ 5 cm encontrados dentro das subparcelas de 100 m² sorteadas. O estrato subarbóreo,
também chamado de arvoretas ou de regeneração, foi composto por indivíduos com Altura
(H) ≥ 1,5 m e < 5 cm de DAP, ou seja, indivíduos arbóreos jovens, esses foram amostrados
através de subparcelas de 5 x 5 m alocadas dentro de cada uma das seis subparcela de 10 x 10
m sorteadas.
Figura 2–Esquema de parcelas em blocos utilizado para amostrar a vegetação.(A); subparcelas usadas inventários de árvores e dentro da mesma as subparcelas de 5 x 5 m
para estudo da regeneração (B), na Reserva Biológica Poço das Antas, Rio de Janeiro. Figura modificada de Sansevero et al (2009).
Os plantios foram amostrados a partir de parcelas de 10 x 10 m. Para a vegetação
arbórea não foi utilizado amostragem e sim censo, onde todos os indivíduos com (DAP) ≥ 5
cm foram medidos. Para o levantamento da vegetação subarbórea foram sorteadas 12
parcelas, totalizando uma área de 1200 m² por plantio, amostrados de forma aleatória
estratificada, para que fosse amostrada a maior variação possível dentro dos mesmos,
distanciadas pelo menos 50 metros uma das outras, dentro de cada estratificação. Apesar do
levantamento censitário dos plantios, para as análises comparativas com entre os locais, foram
sorteadas 54 parcelas dos mesmos para igualar o tamanho das amostras entre os locais.
Todos os indivíduos registrados foram marcados com plaquetas de alumínio
numeradas, tiveram seu DAP medido, a altura estimada com ajuda do podão de cinco metros
39
e identificada até nível de espécie, quando possível. Não foram registrados lianas e indivíduos
mortos.
2.3 Áreas utilizadas para o es tudo
As diferentes variações vegetacionais utilizadas para o trabalho foram selecionadas a
partir de fotos aéreas, consulta a pesquisadores que trabalharam nos locais, principalmente
nos plantios, e consulta aos moradores da região que conhecem as áreas desde quando ainda
eram pastagens, até mesmo antes da criação da reserva e das florestas de onde eram retiradas
árvores em cortes seletivos. Nas florestas também foram utilizadas as espécies dos locais
como indicadoras, sendo que a presença de espécies muito visadas e com grande porte,
representam locais onde há muito tempo não havia um corte seletivo.
2.3.1 Plantios
Os plantios escolhidos foram “1, 2, 6, 7, 11 e 12”, os quatro primeiros em baixada e os
dois últimos em morrote. Os números dos plantios não são contínuos, pois foram feitos 12
plantios na área, no entanto os outros ou tiveram metodologia muito diferente ou pegaram
fogo. Estes números são as formas como os plantios são chamados no local e mudá-los para
uma sequencia iria causar confusão posteriormente.
A vegetação arbórea dos plantios foi amostrada através de censo, sendo toda parcelada
em 10x10 m, tendo, portanto, cada plantio um tamanho diferente para a amostragem arbórea.
O número de parcelas e a forma do plantio serão expostos nos itens dos dados
fitossociológicos dos mesmos. A amostragem da vegetação subarbórea foi feita através de 12
parcelas de 10x10 m, totalizando 1200 m² por plantio. O sorteio das parcelas foi feito de
forma aleatória estratificada, havendo parcelas na parte próxima a estrada, no interior do
plantio e na parte da borda interna da mesma, ou seja, a borda que fica na parte oposta à
estrada.
Foram demarcados todos os locais onde houve plantio de mudas nativas, cada um com
um modelo diferente, diferenciando inicialmente em declividade, podendo ser (morrote ou
baixada), umidade (secos ou úmidos), tipo de plantio (adubação, diversidade ou sucessão),
espaçamento (2,0 x 2,0, 2,0 x 2,5 ou 2,5 x 2,5), número de espécies (7, 8, 20 ou 25) e tamanho
da área de plantio (0,8 a 1,5 ha). Havendo também a variação pela distância do fragmento
florestal principal. Todos os plantios são únicos, não havendo réplicas, podendo ser
40
analisados por pseudo-réplicas ou por métodos de amostras únicas, assim como foi feito em
Sansevero et al. (2009).
Os plantios, representados no mapa da figura 3, foram selecionados a partir de
critérios de tamanho, tendo tamanho mínimo de 0,8 ha, com localidades e metodologias
semelhantes. Com posse de um mapa de plantio com a relação de todas as espécies que foram
plantadas, foi possível fazer uma relação dos indivíduos que foram plantados e quais surgiram
nos locais após 18 anos. Os plantios estão descritos por trabalhos feitos por Moraes & Pereira
(2003), Moraes et al. (2002) e Moraes et al. (2006).
Figura 3: Figura esquemática da localização das áreas dos seis plantios estudados, onde P1 é plantio 1, P2 plantio 2, P6 plantio 6, P7 plantio 7, P11 plantio 11 e P12 plantio 2, na Reserva
Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
Figura 4: Fotos dos plantios estudados na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
41
2.3.2 Regeneração natural
O termo “regeneração natural” pode ser um pouco confuso no decorrer do trabalho,
isto porque existem as áreas de regeneração natural e o processo com o mesmo nome que vem
ocorrendo em todos os locais. Apesar das áreas de regeneração natural ter sido formada a
partir deste processo é interessante que não sejam confundidos os termos.
A vegetação das áreas de regeneração natural foram amostradas através de 18 parcelas
de 30x60 m, sendo 9 em baixada e 9 em morrote, cada qual dividido em três locais distantes
pelo menos 400 m um do outro, com três parcelas cada. Fora, amostrado 10800 m² de estrato
arbóreo, sendo destes 5400 m² em áreas de morrote e 5400 m² em áreas de baixada. No estrato
subarbóreo foram amostrados 2700 m², sendo 1350 em cada relevo. As áreas estão
representadas pela figura 5.
As áreas de regeneração natural foram escolhidas de acordo com a presença de uma
floresta e de acordo com o tempo de 20 a 25 anos sem que houvesse interferência humana,
gado, cultura agrícola ou fogo. As mesmas não passaram por alguma forma de facilitação
como plantios, semeaduras diretas ou enriquecimento. Nenhuma das áreas são paludosas,
havendo boa drenagem.
Figura 5: Figura esquemática da localização das áreas de regeneração natural estudadas, onde Rb é regeneração baixada e Rm regeneração morrote, cada um com suas três áreas estudadas
e as áreas de regeneração delimitada, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
42
Figura 6: Fotos dos ambientes de regeneração natural estudados na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
2.3.3 Pastagens abandonadas
Estas áreas foram analisadas de forma a encontrarmos processos primários de
restabelecimento de vegetação e dificuldades em promover os processos, o que será mais
profundamente discutido em outro capítulo.
A vegetação dos pastos foi amostrada através de 18 parcelas de 30x60 m, sendo 9 em
baixada e 9 em morrote, cada qual dividido em três locais distantes pelo menos 400 m um do
outro, com três parcelas cada. Foram amostrados 10800 m² de estrato arbóreo, sendo destes
5400 m² em áreas de morrote e 5400 m² em áreas de baixada. No estrato subarbóreo foram
amostrados 2700 m², 1350 m2 em cada relevo. Os locais de pastagem estuados estão
representados na figura 7.
As áreas de pasto foram selecionadas a partir do critério de tempo sem interferência
humana, que é o mesmo tempo das áreas de regeneração natural, 25 anos e que estivesse há
pelo menos 15 anos sem pegar fogo e mesmo assim ainda coberta com pelo menos 95% de
43
vegetação herbácea, como capim gordura, capim colonião e samambaias. Nenhuma das áreas
são paludosas, com alagamento frequente ou maior que uma semana.
Figura 7: Figura esquemática da localização das áreas de pastagem estudadas, onde Pb é pastagem baixada e Pm pastagem morrote, cada um com suas três áreas estudadas e as áreas
de pastagens delimitada, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
Figura 8 - Fotos das áreas de pastagem estudadas na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
2.3.4 Florestas secundárias
A vegetação das florestas foi amostrada através de 18 parcelas de 30x60 m, sendo
nove em baixada e nove em morrote, cada qual dividido em três locais, distantes pelo menos
400 m um do outro, com três parcelas em cada. Foram amostrados 10800 m² de estrato
arbóreo, sendo destes 5400 m² em áreas de morrote e 5400 m² em áreas de baixada. No estrato
subarbóreo foram amostrados 2700 m², 1350m2 em cada relevo.
44
Foram selecionadas áreas com floresta em estágio avançado, sem registro de que tenha
sido transformadas em pasto ou cultura agrícola, podendo ter havido corte seletivo de algumas
espécies, porém que estivesse há pelo menos 60 anos sem esta atividade. As áreas de florestas
estudadas estão representadas na figura 9.
Figura 9: Figura esquemática da localização das áreas de floresta estudada, onde fb é floresta
baixada e fm floresta morrote, cada um com suas três áreas estudadas e as áreas de floresta delimitada, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
2.4 Levantamento es trutural
2.4.1 Análises dos dados fitossociológicos e índices ecológicos
Para cada área foram calculados para cada espécie os seguintes descritores: densidade
por área (DA), densidade relativa (DR), frequência absoluta (FA), frequência relativa (FR),
dominância por área calculada a partir da área basal do tronco (DoA), dominância relativa
(DoR) e índice de valor de importância (IVI) em porcentagem, de acordo com Mueller-
Dombois & Ellenberg (1974). A diversidade de espécies e a respectiva equabilidade serão
calculadas por meio dos índices de diversidade de espécies de Shannon-Wiener (H’) na base
logarítmica natural, e o índice de Concentração de Simpson (C). Os cálculos foram
processados com auxilio dos programas Excel da Microsoft e FITOPAC 2 (Shepherd 1995).
45
Figura 10 - fotos das áreas de floresta estudadas na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
Para a determinação da diversidade de espécies foram calculados os índices de Shannon
(H') e de equabilidade de Pielou (J) em base logarítmica natural (Brower & Zar, 1984).
Jaccard (J). Esse índice é utilizado para correlação de similaridade das espécies entre os locais
estudados.
Índice de Shannon (H’). Mede o grau de incerteza em prever a que espécie pertencerá um
indivíduo escolhido, ao acaso, de uma amostra com S espécies e N indivíduos. Quanto menor o
valor do índice de Shannon, menor o grau de incerteza e, portanto, a diversidade da amostra é
baixa. A diversidade tende a ser mais alta quanto maior o valor do índice.
46
Equabilidade de Pielou (J). Este índice é utilizado para calcular a equabilidade das espécies
de um fragmento os valores variam no intervalo de [0,1], e assim, "1" representa a máxima
diversidade, ou seja, todas as espécies são igualmente abundantes.
As expressões de cada índice estão ilustradas na tabela 2.
2.5 - Levantamento florís tico
Foram registradas todas as espécies encontradas nas parcelas utilizadas para o
levantamento fitossociológico. Para cada espécie foram feitas três coletas, que foram secas,
montadas, etiquetadas e incorporadas ao ramário do laboratório de pesquisas em ecologia
vegetal do Jardim Botânico. Como cerca de 95% das espécies coletadas estavam somente com
material vegetativo não foipossível a incorporação ao Herbário do Jardim Botânico. As
identificações foram realizadas através de consultas a monografias taxonômicas, obras
clássicas, comparação com exsicatas já identificadas depositadas no Herbário do Jardim
Botânico do Rio de Janeiro (RB), e/ou através de especialistas. Foram observadas as
sinonímias taxonômicas junto à Flora do Brasil do Jardim Botânico do Rio de Janeiro e junto
ao Tree Atlan (Oliveira Filho 2012) da Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG).
Quando possível, os indivíduos foram classificadas até nível de espécie, nas famílias
reconhecidas pelo Angiosperm Phylogeny Group III (APG III 2009).
2.6 – Análises e s tatís ticas
A normalidade para todas as análises de variâncias foi testada pelo teste de Shapiro-
Wilk, posteriormente foi testada a homocedasticidade pelo teste de Bartlett. Para a verificação
de diferenças entre as localidades quanto à densidade e à área basal utilizou-se análise de
variância (ANOVA), através do programa R 2.9.2, utilizando o pacote Vegan.
A similaridade florística entre as localidades foi analisada através da distância de
Bray-Curtis, com o método de similaridade de Jaccard e com aglomeração que possuísse a
maior correlação, podendo ser estas, simples, completa ou em grupo (UPGMA). Para tanto foi
utilizado o programa R 2.9.2, pacote Vegan.
Para a verificação de diferenças entre as localidades quanto à riqueza de espécies
independentemente da densidade (Gotelli & Colwell 20018), foi plotada uma curva de
rarefação do número observado de espécies em função do número de indivíduos amostrados.
47
Tabela 2:Fórmulas usadas para análises fitossociológicas das áreas de florestas e
modelos de restauração na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
Densidade absoluta DAi = Ni/A
Freqüência absoluta FAi = Pi/T
Dominância absoluta DoAi = Abi/A
Densidade relativa DRi = DAi/åDAi*100
Freqüência relativa FRi = FAi/åFAi*100
Dominância relativa DoRi = DoAi/åDoAi*100
Índice de valor de importância IVIi = (Dri + FRi + DoRi)/3
Índice de Shannon (1949) H´= ∑ pi x ln PI
Índice de Pielou (1966) J' = H' / ln S
Coeficiente de Jaccad (1908) Cj' = C / (a+b-c)
Onde:
Ni = Número de indivíduos da espécie i
A = Área amostral em ha.
Pi = Número de parcelas com presença da espécie i
T = Número de parcelas amostradas
Abi = Somatória da área basal da espécie i
DAi Somatório da densidade absoluta de todas as espécies
FAi Somatório da freqüência absoluta de todas as espécies
DoAi Somatório da dominância absoluta de todas as espécies
ni = N° de indivíduos da espécie i
pi = Frequência de cada espécie
S = Riqueza
a = Espécies do fragmento a
b = Espécies do fragmento b
c = Espécies comuns aos fragmentos a e b
3 Resultados
Nos 11,12 há estudados, distribuídos pelas oito fisionomias estudadas e nos dois
substratos (Tab. 3), foram identificadas 460 espécies, pertencentes a 71 famílias e 208
gêneros, de Angiospermas (tabela anexo 1). As dez famílias que apresentaram maior riqueza
foram Myrtaceae com 55 espécies, seguida de Fabaceae (51), Rubiaceae (40), Lauraceae (32),
Sapotaceae (22), Annonaceae e Chrysobalonaceae (17), Melastomataceae (14) Euphorbiaceae
(13) e Meliaceae (12) (Fig 11a). Vinte e três famílias apresentaram somente uma espécie. Os
gêneros mais ricos foram Eugenia com 20 espécies, seguida de Myrcia e Ocotea (13),
Miconia e Psychotria (10), Inga, Nectandra e Pouteria (8) e Coussarea e Mollinedia (7) (Fig.
48
11b). Do total de indivíduos (16.485), as famílias com maior abundância foram Meliaceae
com 2446 indivíduos representando 14,84 % do total, seguida de Fabaceae (1995,
grandiflorum (Cav.) A. Robyns (336) e Piptadenia gonoacantha (Mart.) J.F. Macbr (308).
No estrato arbóreo foram registrados 10565 indivíduos em 95900 m² amostrados,
equivalendo a 1102 indivíduos por ha, variando desde 35 indivíduos por hectare nos pastos
em morrote como até 1689 no plantio seis. A riqueza de espécies variou de cinco espécies no
pasto morrote até 201 na floresta morrote. No estrato subarboreo foram registrados 5920
indivíduos em 15300 m², equivalendo a 3869 indivíduos por ha, variando desde 837
indivíduos por hectare nos pastos em morrote e máximo de 9142 no plantio seis. A riqueza de
espécies variou de seis espécies no pasto morrote até 164 na floresta baixada.
49
a)
b)
c)
Figura 11: a) Distribuição do número de espécies nas dez famílias mais ricas; b) Distribuição do número de espécies nos dez gêneros mais ricos; c) As dez famílias com maiores porcentagens de indivíduos no bosque e sub-bosque da Reserva Biológica Poço das Antas,
RJ.
0
10
20
30
40
50
60
Nú
me
ro d
e e
spé
cie
s
Famílias
0
5
10
15
20
Nú
me
ro d
e e
spé
cie
s
Generos
0,02,04,06,08,0
10,012,014,016,0
% d
e in
div
ídu
os
Famílias
50
Tabela 3: Locais estudados na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Onde: Est – Esstrato, podendo ser arbórea ou subarbórea; Área total amostrada em m2; Riqueza de espécies; D – Densidade; H’-Diversidade de Shannon; J’- Equitabilidade de
Pielou; e AB – Área basal por hectare. As setas representam se a riqueza e a diversidade estão aumentando ou diminuindo em relação aos mesmos locais e estratos diferentes.
Local Est Área Espécies D H' J' AB/ha²
m²
Past
o Baixada
Árvore 5400 11 98 1.78 0.72 0.62
Arvoreta 1350 18 317 2.25 0.78 0.2
Morrote Árvore 5400 5 35 1.12 0.69 0.25
Arvoreta 1350 6 209 1.10 0.61 0.001
Flo
rest
a
Baixada Árvore 5400 170 1607 4.36 0.85 28.1
Arvoreta 1350 164 6674 4.3 0.84 1.79
Morrote Árvore 5400 201 1594 4.5 0.85 35.5
Arvoreta 1350 138 3237 4.48 0.9 1.37
Reg
ener
açã
o
Baixada Árvore 5400 56 741 2.18 0.54 23.8
Arvoreta 1350 57 5667 2.2 0.54 1.48
Morrote Árvore 5400 24 1267 0.64 0.2 10.8
Arvoreta 1350 32 2741 2.23 0.64 0.2
Pla
nti
os
1 Árvore 13900 47 930 2.6 0.67 17.5
Arvoreta 1200 39 2550 2.77 0.76 1.05
2 Árvore 13200 49 1387 2.71 0.69 21.9
Arvoreta 1200 48 4583 2.81 0.72 1.58
6 Árvore 10100 40 1689 2.67 0.72 24.1
Arvoreta 1200 40 9142 1.89 0.51 3.2
7 Árvore 12800 46 1223 2.67 0.68 28.2
Arvoreta 1200 33 4042 2.14 0.61 1.67
11 Árvore 5300 38 991 2.73 0.74 15.5
Arvoreta 1200 47 2700 3.1 0.81 0.78
12 Árvore 8200 34 927 2.06 0.58 14.4
Arvoreta 1200 48 3383 3.23 0.83 0.11
Média Árvore 1041 2.5 0.7 18.4
Arvoreta 3898 2.7 0.7 1.12
Total 111200 460
No anexo 1 estão todas as espécies encontradas no trabalho e suas respectivas
abundâncias. No anexo 2 se encontram todas as famílias identificadas no trabalho e suas
respectivas densidades absolutas e relativas de espécies.
51
Tabela 4:Médias seguidas por seu desvio padrão de densidade, riqueza e Ab dos locais estudados na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Médias seguidas de mesma letra não apresentam diferenças
significativas a partir do teste de Kruskal-Wallis para médias não normais seguidas do teste Dunn e Anova para testes normais, seguidas
de Tukey, com valores abaixo de p < 0.05.
Local
Arbóreo
Densidade (ha) Ab (ha)
Floresta baixada 1609,3 + 225,2ab 28,2 + 6,4ab
Floresta morrote 1594,4 + 216,7ab 35,5 + 9,5a
Regeneraçao baixada 740,7 + 252,5c 23,8 + 3,6ac
Regeneraçao morrote 1266,7 + 460,8ac 10,8 + 4,4c
Plantio 1 953,7 + 197,5cd 18,8 + 6,7ac
Plantio 2 1085,2 + 145,9ad 22,4 + 4,3ac
Plantio 6 2163 + 161,8b 27,5 + 6,6ab
Plantio 7 1400 + 275,3abd 30,4 + 14,1ab
Plantio 11 1166,7 + 79,1ac 15,2 + 6,3bc
Plantio 12 1059,3 + 175ac 15,4 + 8bc
Local Sub-arbóreo
Densidade (ha) Ab (ha)
Floresta baixada 6674,1 + 2749,6ab 1,8 + 0,7a
Floresta morrote 3237 + 564,8cd 1,4 + 0,3ab
Regeneraçao baixada 5666,7 + 2416,8ac 1,5 + 0,6ab
Regeneraçao morrote 2725,9 + 1154,4ce 0,2 + 0,1b
Plantio 1 2550 + 1450,7de 1 + 0,5bc
Plantio 2 4583,3 + 1701,2ce 1,6 + 0,5ac
Plantio 6 9141,7 + 4148,9b 3,2 + 1,5a
Plantio 7 4000 + 1915,5ae 1,7 + 0,6a
Plantio 11 2945,5 + 1768,8ce 0,8 + 0,7bc
Plantio 12 3383,3 + 1345,6ce 0,1 + 0,1bc
3.1 Florestas
No total foram encontrados 380 espécies, 35 delas foram encontradas em ambos os
estratos e em ambos os relevos, baixada e morrote. Quarenta espécies foram encontradas em
três destas formas de amostragem e 110 em somente dois. O restante das espécies, ou seja,
195 ocorreram em somente uma das formas de amostragem. Um dendrograma de
dissimilaridade (Fig. 12) mostrou que o método com maior correlação foi o UPGMA com
valor de 0.745. O dendrograma apresenta grande semelhança entre os locais estudados, porém
as maiores semelhanças estão na vegetação dentro do mesmo relevo, havendo uma grande
semelhança entre árvores e arvoretas de baixada e da mesma forma em morrote.
52
Figura 12: Dendrograma de dissimilaridade entre os dois relevos (morrote e baixada) e os dois estratos (Árvore e arvoreta) estudados em áreas de floresta na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Onde: Flo.baix – Floresta baixada árvores; Flo.baix.reg –
Um diagrama de Venn foi produzido através do programa R 2.9.2, com auxílio do
pacote estatístico “VennDiagram” 1.6.0 (Chen 2013). O mesmo foi reproduzido com dados de
presença e ausência de espécies nas áreas de florestas, baixada e morrote e em ambos os
estratos, arbóreo e subarbóreo (Fig. 13).
Figura 13 – Diagrama de Venn de áreas de floresta na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Onde: Flo.baix.árvores – Floresta baixada árvores; Flo.baix.arvoretas –
Tabela 5: Lista das dez principais espécies arbóreas com maiores IVI encontradas na floresta de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N –
Número de indivíduos encontrados da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Lacistemataceae (3,0%), Nyctaginaceae (2,8%) e Piperaceae (2,6%).
Tabela 6: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas na floresta de
baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Euphorbiaceae (oito), Meliaceae e Chrysobalonaceae (sete). Dezessete famílias apresentaram
somente uma espécie. Os gêneros com mais espécies foram Eugenia com 12 espécies, seguida
de Ocotea (sete), Nectandra (seis), Pouteria (cinco) e Trichilia, Coussarea, Cupania e Annona
(quatro).
Tabela 7: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas na floresta de morrote
na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
(Schott) Burret e Calophyllum brasiliense Cambess. (1,6%), Bathysa mendoncaei K. Schum.
(1,4%) e Bathysa stipulata (Vell.) C. Presl., Cabralea canjerana (Vell.) Mart. e
Chrysophyllum flexuosum Mart. (1,1%). A área basal total encontrada foi de 1,37m²/ha. O
57
índice de Shannon foi 4,48 e a equabilidade de Pielou 0,90. Este valor de equitabilidade foi o
maior representado. A tabela completa está apresentada no anexo 6.
Tabela 8: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas na floresta de morrote
na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância
(2,0%), Cecropia pachystachya Trec. (1,5%) e Tabernaemontana catharinensis A. DC.
(1,3%). A área basal total foi de 23,8 m²/ha. O índice de Shannon foi 2,18 e o de Pielou 0,54,
representando valor muito abaixo dos valores das florestas. A tabela completa está no anexo
7.
60
Tabela 9: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas na área de regeneração natural de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância
guidonea (L.) Sleum (3,4%) e Guapira opposita (Vell.) Reitz. e Siparuna guianensis Aubl
(1,6%). A área basal total foi de 1,48 m²/ha. O índice de Shannon foi 2,20 e o de Pielou 0,54,
representando valor muito abaixo dos valores das florestas avançadas, tidas como referência.
A tabela completa está representada em anexo 8.
61
Tabela 10: Lista das dez espécies subarbóreas com maiores valores de IVI encontradas na área de regeneração natural de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência
relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Foram identificadas 24 espécies, pertencentes a 17 famílias e 22 gêneros (Tab. 11). As
quatro famílias que apresentaram maior riqueza foram Myrtaceae com quatro, seguidas de
Fabaceae (três) e Anacardiaceae e Melastomataceae (duas). Quatorze famílias apresentou
somente uma espécie. Apenas três gêneros possuirammais de uma espécie, sendo estes Inga,
Miconia e Myrcia, com duas espécies. Todos os outros gêneros possuiram apenas uma
espécies.
Do total de indivíduos (684), as famílias com maior abundância foram Pipeeraceae
representando 65,1% do total, seguidas de Rubiaceae (9,2%), Lauraceae (5,2%),
Monimiaceae (3,8%), Meliaceae (3,7%) e Melastomataceae (2,0%).
Os individuos mortos representaram 2,0%. As espécies com mais indivíduos foram
Gochnatia polymorpha (Less.) Cabrera com 89,0%, seguida de Myrcia splendens (SW) DC.
(1,8%) e Miconia cinnamomifolia (DC.) (1,6%). A área basal total foi de 10,8 m²/ha. O índice
de Shannon foi de 0,64 e de Pielou 0,20, representando os menores valores do trabalho,
ficando até mesmo abaixo das pastagens. A lista completa está no anexo 9.
62
Tabela 11: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas na área de regeneração natural de morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri –
Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
guineense Sw (4,9%) e Myrsine coriacea (Sw.) R. Br. ex Roem. & Schult. (2,4%). A área
basal total foi de 0,2 m²/ha. O índice de Shannon foi 2,23 e de Pielou 0,64. A tabela completa
está no anexo 10.
63
3.3 Pastagens abandonadas
A densidade e riqueza dos pastos são baixíssimas, porém a relação de espécies pode
mostrar um caminho por onde começar um processo de restauração ambiental e espécies aptas
a estes ambientes. No total foram encontradas 24 espécies. Estes resultados estão
apresentados no dendrograma de dissimilaridade (Fig. 8). Neste, o método com maior
correlação foi o UPGMA com valor de correlação de 0,944 e distância euclidiana. Assim
como nas áreas de florestas o dendrograma mostra, novamente, uma semelhança mais
próxima entre os relevos, ou seja, as novas gerações são mais parecidas entre os locais do que
entre as gerações de outras áreas de pastagem.
Tabela 12: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas na área de regeneração natural de morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie, Dri – Densidade relativa; Fri –
Frequência relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Tabela 13: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas na área de pasto de baixada na
Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e
Foram identificadas 13 espécies, pertencentes a 18 famílias e 16 gêneros (Tab. 14). As
quatro famílias que apresentaram maior riqueza foram Melastomataceae com três, seguidas de
Myrtaceae, Fabaceae e Anacardiaceae com duas. Todas as outras famílias apresentaram
somente uma espécie. Os gêneros que possuíram maior riqueza de espécies foram Miconia e
Psidium com duas, todos os outros gêneros possuíram apenas uma espécie.
Tabela 14: Lista das espécies e famílias de indivíduos subarbóreos encontradas na área de pasto de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N –
Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Do total de indivíduos (171), as famílias com maior abundância foram Bignoniaceae
representando 21,1% do total, seguidas de Meliaceae (16,4%), Myrsinaceae (15,8%),
Melastomataceae (14,6%) e Myrtaceae (11,1%).
As espécies com mais indivíduos foram Handroanthus chrysothicus (Mart. Ex DC.)
Mattos com 21,1%, seguida de Guarea guidonea (L.) Sleumer(16,4%), Myrsine coriacea
(Sw.) R. Br. ex Roem. & Schult. (15,8%), Miconia latecrenata Trian (13,5%) e Cecropia
pachystachya Trec. e Psidium guineense Sw. (9,4%). A área basal total foi de 0,18 m²/ha. O
índice de Shannon foi de 2,25 e de Pielou 0,78.
3.3.3 Pastagem morrote árvores
Foram identificadas cinco espécies, pertencentes a cinco famílias e cinco gêneros
(Tab. 15). Todas as famílias apresentaram somente uma espécie, assim como todos os
gêneros. Do total de indivíduos (19), as famílias com maior abundância foram Asteraceae
com 13 indivíduos representando 68,4% do total, seguida de Urticaceae (2, 10,5%).
As espécies com mais indivíduos foram Gochnatia polymorpha (Less.) Cabreracom
68,4%, seguida de Cecropia pachystachya Trec. (10,5%). A área basal total foi de 0,25 m²/ha.
O índice de Shannon foi de 1,12 e de Pielou 0,69.
Tabela 15: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas na área de pasto de morrote na
Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Foram identificadas seis espécies, pertencentes a cinco famílias e cinco gêneros (Tab.
16). A família Myrtaceae apresentou duas espécies, todas as outras famílias apresentaram
somente uma espécie. O gênero com maior riqueza de espécies foi Psidium, com duas
espécies, todos os outros gêneros apresentaram somente uma espécie.
Do total de indivíduos (113), as famílias com maior abundância foram Myrtaceae
representando 55,6% do total, seguida de Asteraceae (30,1%) e Anacardiaceae (11,5%).
As espécies com mais indivíduos foram Psidium guineense Sw. com 54,9%, seguida
de Gochnatia polymorpha (Less.) Cabrera (30,1%) e Schinus terebinthifolius Raddi (11,5%).
A área basal total foi de 0,083 m²/ha. O índice de Shannon foi 1,09 e o de Pielou 0,61.
Tabela 16: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas na área de pasto de
morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência
relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
O No total foram encontrados 141 espécies, somente uma delas, Astronium graveolens
Jacq, foi encontrada em todos os plantios e em ambos os estratos. Cinco espécies foram
encontradas em 11 formas de amostragens, da mesma forma que em 10 formas de
amostragens, 56 espécies foram encontradas em somente uma forma de amostragem, ou seja,
em somente um plantio e um estrato. O dendrograma de dissimilaridade (Fig. 18) mostrou que
o método com maior correlação foi o de ligamento completo, com correlação de 0,915 e
distância euclidiana. O dendrograma vem novamente reforçar o fator relevo. O primeiro nó
desta chave separa as áreas de morrote e de baixada, logo após separa as árvores das
69
arvoretas, mostrando uma diferença temporal, ou seja, a primeira geração de regenerantes em
todos os ambientes é diferente das seguintes.
Figura 18: Dendrograma de dissimilaridade entre os dois relevos (morrote e baixada) e os doisestratos (Árvore e Arvoreta) estudados em áreas de plantios na Reserva Biológica Poço
das Antas, Silva Jardim, RJ.
70
a)
. b)
c)
d)
Figura 19 – Diagrama de venn de áreas de plantios na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Onde: 19a) Plantios baixada árvores; 19b) Plantios baixada arvoretas; 19c) Plantios morrote, árvores e arvoretas; 19d) Plantios morrote e baixada, árvores e arvoretas.
71
3.4.1 Plantio 1-árvores
Foram identificadas 47 espécies, pertencentes a 23 famílias e 38 gêneros (Tab. 17). As
dez famílias que apresentaram maior riqueza foram Fabaceae com oito espécies, seguida de
Melastomataceae (sete), Solanaceae (quatro), Myrtaceae e Euphorbiaceae (três) e Urticaceae,
Lauraceae, Lamiaceae e Bignoniaceae (duas). Quatorze famílias apresentou somente uma
espécie.
Os gêneros com mais espécies foram Miconia com seis espécies, seguida de
Alchornea, Andira Cecropia e Solanum (duas). Todos os outros gêneros possuíram apenas
uma espécie.
Do total de indivíduos (1293), as famílias com maior abundância foram Meliaceae
representando 28,0% do total, seguidas de Fabaceae (19,7%), Melastomataceae (19,2%),
grandiflorum (Cav.) A. Robyns, Citharexylum myrianthum Cham, Cestrum sp. e
Lonchocarpus cultratus (Vell.) Az.-Tozzi & H. C. Lima. O índice de Shannon foi de 2,60 e de
Pielou 0,67, representando valor acima dos valores de regeneração natural, porém muito
abaixo dos valores das florestas. A tabela completa está disposta no anexo 11.
72
Tabela 17: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas plantio 1 na
Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Nectandra oppositifolia Nees Lauraceae 29 2,24 3,11 0,59 1,98
3.4.2 Plantio 1- arvoreta
Foram identificadas 39 espécies, pertencentes a 26 famílias e 31 gêneros (Tab. 18). As
nove famílias que apresentaram maior riqueza foram Melastomataceae e piperaceae com
quatro espécies cada, seguida de Fabaceae (três) e Annonaceae, Lauraceae, Rubiaceae
Sapindaceae, Solanaceae e Urticaceae (duas). Dezessete famílias apresentaram somente uma
espécie. Os gêneros com mais espécies foram Piper com cinco espécies, seguida de Miconia
(três) e Andira, Cecropia e Cupania (duas). Todos os outros gêneros possuiram apenas uma
espécies.
Do total de indivíduos (306), as famílias com maior abundância foram Piperaceae com
120 indivíduos representando 39,2% do total, seguidas de Meliaceae (52, 17,0%),
Melastomataceae (41, 13,4%), Lauraceae (18, 5,9%) e Euphorbiaceae e Urticaceae (9, 2,0%).
As espécies com mais indivíduos foram Piper arboreum Aubl. com 25,8% dos
indivíduos totais, seguida de Guarea guidonea (L.) Sleumer (17,0%), Piper caldense C. DC.
(8,5%), Miconia prasina (Sw.) Dc. (6,2%) e Piper mollicomum Kunth (3,9%). A área basal
total foi de 1,05 m²/ha.O índice de Shannon foi de 2,77 e de Pielou 0,76, representando valor
muito abaixo dos valores das florestas. A tabela completa está disposta no anexo 12.
73
Tabela 18: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas no plantio
1 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Tozzi & H. C. Lima e Sparattosperma leucanthum (Vell.) K. Schum. A tabela completa está
disposta no anexo 13.
3.4.4 Plantio 2 – arvoreta
Foram identificadas 48 espécies, pertencentes a 25 famílias e 36 gêneros (Tab. 20). As
cinco famílias que apresentaram maior riqueza foram Melastomataceae e Myrtaceae com seis
espécies cada, seguida de Piperaceae (quatro) e Fabaceae e Rubiaceae (três). Quinze famílias
apresentaram somente uma espécie. Os gêneros com mais espécies foram Miconia com cinco
espécies, seguida de Piper (quatro), Myrcia (três) e Alchornea, Cecropia e Siparuna (duas).
Todos os outros gêneros possuiram apenas uma espécies.
Tabela 19: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas no plantio 2 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da
encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
D. C. Zappi (8,7%). Miconia prasina (Sw.) Dc. (6,2%). A área basal total foi de 1,58 m²/ha. O
índice de Shannon foi de 2,81 e de Pielou 0,72. A tabela completa está disposta no anexo 14.
Tabela 20: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas no plantio 2 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade
da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Inga laurina e Trema micrantha. A tabela completa está disposta no anexo 15.
Tabela 21: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas no plantio 6 na
Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Dalbergia nigra (Vell.) Allemão ex Benth. (2,4%) e Palicourea macrobotrys (Ruiz. & Pav.)
Roem. & Schultz (2,1%). A área basal total foi de 3,2 m²/ha. O índice de Shannon foi de 1,89
e de Pielou 0,51. A tabela completa está disposta em anexo 16.
3.4.7 Plantio 7-árvores
Foram identificadas 46 espécies, pertencentes a 26 famílias e 40 gêneros (Tab. 23). As
quatro famílias que apresentaram maior riqueza foram Fabaceae com nove espécies, seguida
de Melastomataceae (quatro) e Solanaceae e Euphorbiaceae (três). Dezessete famílias
apresentaram somente uma espécie. Os gêneros com mais espécies foram Miconia com três
Tabela 22: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas no plantio 6na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância
sp., Citharexylum myrianthum e Trema micrantha. A tabela completa está disposta no Anexo
17.
Tabela 23: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas no plantio 7 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância
Foram identificadas 33 espécies, pertencentes a 18 famílias e 26 gêneros (Tab. 24). As
três famílias que apresentaram maior riqueza foram Piperaceae com cincoespécies, seguida de
Fabaceae (quatro) e Rubiaceae (três). Nove famílias apresentaram somente uma espécie. Os
gêneros com mais espécies foram Piper com cinco espécies, seguida de Annona, miconia e
Inga (duas). Todos os outros gêneros possuiram apenas uma espécies.
Do total de indivíduos (485), as famílias com maior abundância foram Piperaceae com
66,0% do total, seguidas de Meliaceae (12,8%), Melastomataceae (4,9%), Rubiaceae (3,3%) e
Lauraceae (2,3%).
As espécies com mais indivíduos foram Piper caldense C. DC. com 32,6% dos
indivíduos totais, seguida de Piper arboreum Aubl. (25,6%) e Guarea guidonea (L.) Sleumer
(12,2%). A área basal total foi de 0,2 m². O índice de Shannon foi de 2,14 e de Pielou 0,61. A
tabela completa está representada no anexo 18.
3.4.9 Plantio 11-árvores
Foram identificadas 38 espécies, pertencentes a 20 famílias e 35 gêneros (Tab. 25). As
três famílias que apresentaram maior riqueza foram Fabaceae com oito espécies, seguida de
Melastomataceae e Myrtaceae (três). Dez famílias apresentaram somente uma espécie. Os
Tabela 24: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas no plantio 7 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da
encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
gêneros com mais espécies foram Miconia com três espécies, seguida de Cupanea (duas).
Todos os outros gêneros possuiram apenas uma espécies.
Do total de indivíduos (525), as famílias com maior abundância foram Fabaceae com
27,8% do total, seguida deAsteraceae (20,4%), Lauraceae (13,7%), Myrtaceae (5,7%)
eRutaceae (5,1%).
As árvores mortas representaram 4,2 %. As espécies com mais indivíduos foram
Piptadenia gonoacantha (Mart.) J.F. Macbcom 22,3%, seguida de Gochnatia polymorpha
(Less.) Cabrera (20,4%), Nectandra oppositifolia Nees (7,6%), Cinnamomum triplinerve
(Ruiz & Pav.) Kosterm (6,1%) e Zanthoxylum rhoifolium Lam.(5,0%). A área basal total foi
de 15,5 m²/ha. O índice de Shannon foi de 2,73 e de Pielou 0,74.
As espécies plantadas foram: Aegiphila integrifólia, Gochnatia polymorpha,
Piptadenia gonoacantha, Sparattosperma leucanthum, Handroanthus chrysotrichus e
Pipetadenia paniculata. A tabela completa está disposta em anexo 19.
Tabela 25: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas plantio11, em
morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Foram identificadas 47 espécies, pertencentes a 24 famílias e 39 gêneros (Tab. 26). As
quatro famílias que apresentaram maior riqueza foram Melastomataceae com oito espécies,
seguida de Fabaceae (sete), Myrtaceae (três) e Euphorbiaceae (duas). Dezesseis famílias
apresentaram somente uma espécie. Os gêneros com mais espécies foram Miconia com seis
81
espécies, seguida de Piper, Myrcia e Cupania (duas). Todos os outros gêneros possuiram
apenas uma espécies.
Do total de indivíduos (319), as famílias com maior abundância foram Annonaceae
com 24,8% do total de indivíduos, seguido de Melastomataceae (21,6%), Siparunaceae
(7,8%), Myrtaceae (6,6%) e Fabaceae e Bignoniaceae (5,6%).
As espécies com mais indivíduos foram Xylopia sericea A. St. -Hill. com 24,4% dos
indivíduos totais, seguida de Siparuna guianensis Aubl (7,8%), Miconia cinnamomifolia
(DC.) Naudin e Miconia lepidota Schrank & Mart. ex Dc. (6,3%) e Handroanthus
chrysothicus (Mart. Ex DC.) Mattos (4,7%). A área basal total foi de 0,78 m²/ha. O índice de
Shannon foi de 3,10 e de Pielou 0,81. A tabela completa está disposta no anexo 20.
Tabela 26: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas plantio11,em
morrote, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Espécie Família N Dri Fri Dori IVI
Xylopia sericea A. St.-Hil. Annonaceae 78 24,45 7,35 17,98 16,59 Handroanthus chrysotrichus (Mart. ex
Ex DC.) Mattos (3,7%) e Cupania racemosa (Vell.) Radlk. (3,2%). A área basal total foi de
14,4m²/ha. O índice de Shannon foi de 2,06 e de Pielou 0,58.
Tabela 27: Lista das dez espécies arbóreas com maior IVI encontradas no plantio 12, em
morrote, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
As espécies plantadas foram Piptadenia gonoachantha, Aegiphilla integrifolia, Andira
anthelmia, Cupania racemosa, Handroanthus chrysotricus e Sparattosperma leucanthum. A
tabela completa está disposta no anexo 21.
83
3.4.12 Plantio 12 – arvoretas
Foram identificadas 48 espécies, pertencentes a 24 famílias e 34 gêneros (Tab. 28). As
cinco famílias que apresentaram maior riqueza foram Myrtaceae com seis espécies cada,
seguida de Melastoimataceae e Fabaceae (cinco) e Piperaceae e Sapindaceae (três). Treze
famílias apresentaram somente uma espécie. Os gêneros com mais espécies foram Miconia
com cinco espécies, seguida de Piper, Eugenia e Cupania (três) e Myrcia, Siparuna e
Cecropia (duas). Todos os outros gêneros possuiram apenas uma espécies.
Do total de indivíduos (406), as famílias com maior abundância foram Meliaceae com
12,3% do total, seguida de Asteraceae (11,3%), Piperaceae (10,6%), Melastomataceae (9,4%),
Anacardiaceae (9,1%) e Siparunaceae (7,6%).
As espécies com mais indivíduos foram Guarea guidonea (L.) Sleumer com 12,3%
dos indivíduos totais, seguida de Gochnatia polymorpha (Less.) Cabrera (11,3%), Siparuna
guianensis Aubl (7,4%), Tapirira guianensis Aubl. (6,7%) e Piper arboreum Aubl. (5,7%). A
área basal total foi de 0,11 m²/ha. O índice de Shannon foi de 3,23 e de Pielou 0,83. A tabela
completa está disposta no anexo 22.
Tabela 28: Lista das dez espécies subarbóreas com maior IVI encontradas plantio 12, em morrote, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da
encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequência relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
De todas as espécies encontradas nos plantios 115 não foram plantadas e estão
dispostas no anexo 23 com suas respectivas ocorrências.
84
3.5 - Comparação entre todas as áreas
Na figura 20 é apresentado um dendrograma de dissimilaridadeque mostrou que o
método com maior correlação foi o completo com valor de correlação de 0.874.
Primeiramente há uma divisão entre áreas de floresta e arvoretas de modelos de
restauração de baixada. A próxima divisão separa as demais áreas de baixada e áreas de
morrote.
Figura 20: Dendrograma de dissimilaridade entre os dois relevos (morrote e baixada) e os
doisestratos (Árvore e Regeneração/Arvoreta) estudados em áreas de plantios, regeneração natural e Florestas, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
A partir dos dados de diversidade, estrutura, equitabilidade e densidade apresentados
podem fazer uma comparação com áreas tomadas como controle (Fig. 3). Desta forma, pôde-
se ver mais claramente o que se refere à estrutura, a maioria dos plantios estão restaurados
(Tab. 29), mas quando comparados com os outros dados, podemos ver que os mesmos se
encontram em patamares inferiores.
85
A riqueza dos indivíduos arbóreos e subarbóreos estão representadas pelas figuras 21 a
e b, respecivamente.
a) b)
Figura 21: a) Riqueza de indivíduos no estrato arboreo; b) Riqueza de indivíduos no estratos
subarboreo (regenerantes); em diferentes áreas de floresta e restauração ambiental na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Onde: FB – Floresta baixada; FM – Floresta
A densidade de indivíduos foi discrepante nos diferentes locais de estudo, havendo
principalmente uma grande diferença principalmente nas arvoretas (Fig. 22b). Entre os
indivíduos de por te arbóreos, muitas se aproximam das áreas de referência, sendo estas as
florestas maduras (Fig. 22a), neste podemos ver que muitos locais estão próximos das áreas
de referêcia quanto à densidade.
Uma das principais espécies no estrato inferior, regenerantes, são as piperaceaes.
Neste trabalho elas foram contabilizadas, pois competem com os outros indivíduos, por
recursos como espaço, sol e nutrientes. Desta forma, na figura três podemos ver que há uma
grande quantidade de piperaceaes nas áreas de restauração (Fig. 23) e os locais com as
maiores densidades são também as áreas com a maior quantidade de indivíduos desta família,
no estrato inferior.
0
50
100
150
200
250
FB FM RB RM P1 P2 P6 P7 P11 P12
170
201
56
24
47 49 40 46 38 34
0
50
100
150
200
250
FB FM RB RM P1 P2 P6 P7 P11 P12
164
138
57
32 39 48 40 33
47 48
86
a)
b)
Figura 22: a) Densidade de indivíduos no estrato arboreo; b) Densidade de indivíduos no estratossubarboreo (regenerantes); em diferentes áreas de floresta e restauração ambiental na Reserva Biológica Poço das Antas, silva Jardim, RJ. Onde: FB – Floresta baixada; FM –
Figura 23: Densidade de piperaceaes nos estratos subarboreo (regenerantes) em diferentes
áreas de floresta e restauração ambiental na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Onde: FB – Floresta baixada; FM – Floresta morrote; RB – Regeneração baixada; RM –
Em grande parte dos plantios a quantidade de indivíduos regenerantes ultrapassa a
quantidade de indivíduos que foram plantados (Fig. 24). Esta relação é importante para
compreender se está havendo uma renovação de indivíduos no local ou se somente as espécies
plantadas que existem até o momento.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
FB FM RB RM P1 P2 P6 P7 P11 P12
1607 1594
741
1267
930
1387
1689
1223
991 927
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
10000
FB FM RB RM P1 P2 P6 P7 P11 P12
6674
3237
5667
2741 2550
4583
9142
4042
2658
3383
39,22
28,18
77,21
65,98
3,45 10,59
0
65,1
2,55 2,52
60,78
71,82
22,79
34,02
96,55 89,41
100,00
34,90
97,45 97,48
0
20
40
60
80
100
120
P1 P2 P6 P7 P11 P12 RM RB FB FM
% piper % reg
87
Figura 24: Porcentagem de indivíduos arbóreos plantados e regenerados naturalmente em plantios na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Onde: P1 – Plantio 1; P2 – Plantio 2; P6 – Plantio 6; P7 – Plantio 7; P11 – Plantio 11; P12 – Plantio 12.
A soma dos dez maiores valores de IVI em cada área estudada (Fig. 25a) mostra que
há uma grande dominância de poucas espécies nas áreas, diferente do que pode ser visto em
áreas de floresta avançadas, tomadas como referência, onde a soma dos maiores IVIs não
ultrapassa 25%, ao contrário das áreas em restauração aonde chega a 90%. A diversidade das
áreas de estudo mostra-se bem diferente entre área de referência e área de restauração (Fig.
25b).
a) b)
Figura 25: a) Soma do IVI das dez principais espécies de cada local para levantamento arbóreo em preto e arbustivo em cinza; b) Valor de diversidade para os diferentes ambientes
estudados; Em diferentes áreas de floresta e restauração ambiental na Reserva Biológica Poço das Antas, silva Jardim, RJ. Onde: FB – Floresta baixada; FM – Floresta morrote; RB – Regeneração baixada; RM – Regeneração morrote; P1 – Plantio 1; P2 – Plantio 2; P6 –
Altura méda da floresta não variou muito entre a maioria dos locais tendo uma
variação de 6 a 10 metros. Somente na regeneraçõo natural em morrote que a altitude médio
foi de 4,8 metros, mostrando novamente um típico ambiente de savanização (Fig. 26b).
0,50 0,51 0,46
0,63
0,35 0,32
0,50 0,49 0,54
0,37
0,65 0,68
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
P1 P2 P6 P7 P11 P12
% Plant % Reg
0
20
40
60
80
100
P1 P2 P6 P7 P11P12 RB RM FB FM
0
1
2
3
4
5
P1 P2 P6 P7 P11 P12 RB RM FB FM
88
Figura 26: a) Indivíduos arboreos mortos nos diferentes ambiente; b) Altura média das árvores nos ambientes estudados com seus desvios padrões; Em diferentes áreas de floresta e restauração ambiental na Reserva Biológica Poço das Antas, silva Jardim, RJ. Onde: FB –
Assim como já era esperado, as áreas de floresta possuem um índice de área basal
maior que dos outros ambientes (Fig. 27).
a) b)
Figura 27: a) área basal por hectare dos indivíduos arbóreos; b) Área basal por hectare dos indivíduos subarbóreos; Em diferentes áreas de floresta e restauração ambiental na Reserva Biológica Poço das Antas, silva Jardim, RJ. Onde: FB – Floresta baixada; FM – Floresta
O estudo das comunidades florestais é ferramenta indispensável para conservação e
restabelecimento das mesmas, não somente para que seja estipulado um padrão como uma
meta para os processos de restauração. Saão relevantes também para o conhecimento das
espécies a serem plantadas e a forma como as agem no ecossistema (Silva et al. 2010).
Segundo Guedes-Bruni et al. (2006), a análise do estado de conservação das florestas no
domínio atlântico, especialmente no Rio de Janeiro, é indissociável da análise dos processos
de desmatamento que foram estabelecidos pelos ciclos econômicos que propiciaram, em larga
escala, as alterações das suas paisagens e que resultaram em elevado grau de fragmentação
florestal.
Estudos em áreas de Floresta Atlântica no Estado do Rio de Janeiro são ainda
escassos, e somente quatro décadas depois dos primeiros levantamentos florísticos e
fitossociológicos realizados pelo Instituto Oswaldo Cruz, o Jardim Botânico do Rio de
Janeiro, com o apoio inicial do CNPq (Programa Linhas de Ação em Botânica), implementou
um plano sistematizado de amostragem e documentação científica de seus remanescentes
(Guedes-Bruni, 1998).
Assim, podemos dizer que não há grandes diferenças entre os modelos analisados e
todos enfrentam os mesmos problemas. No caso da regeneração natural, a diversidade se
encontra um pouco mais alta (Fig. 3), no entanto, a equitabilidade está menor por conta das
Tabela 29: Comparação entre valores de diversidade, riqueza, densidade, área basal e equitabilidade em diferentes modelos de restauração ambiental na Reserva
adaptada a um sistema universal. IBGE, Rio de Janeiro, 1991.123p.
Zaú, A. S. 2010. Composição, estrutura e efeitos debordas lineares na comunidade arbustiva-
arbórea de um remanescente urbano de MataAtlântica no sudeste do Brasil. Tese de
Doutorado. Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro/Escola Nacional de
Botânica Tropical, Rio de Janeiro. 229p.
100
Capítulo II – Anexos
Composição, estrutura e similaridade a flora de bosque e sub-
bosque em floresta e modelos de restauração.
101
Anexo 1: Todas as espécies encontradas em levantamento fitossociológico em áreas de pasto, regeneração natural, plantios e florestas na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
Micropholis crassipedicellata (Mart. & Eichler ex Miq.) Pierre 5
Cryptocarya micrantha Meisn. 1
Micropholis gardneriana (A. DC.) Pierre 1
Cryptocarya saligna Mez 1
Micropholis guyanensis (DC.) Pierre 1
Lauraceae sp 1 1
Pouteria aff. reticulata (Engl.) 1
107
Eyma
Nectandra cissiflora Nees 2
Pouteria bangii (Rusby) T.D. Penn. 4
Nectandra leucantha Nees 4
Pouteria bullata (S.Moore) Baehni 2
Nectandra membranacea (Sw.)
Griseb. 35
Pouteria caimito (Ruiz & Pav.)
Radlk. 2
Nectandra nitidula Nees & Mart. 1
Pouteria filipes Eyma 6
Nectandra oppositifolia Nees 279
Pouteria sp 1 4
Nectandra puberula (Schott) Nees 4
Pouteria sp2 1
Nectandra reticulata (Ruiz & Pav.)
Mez 3
Pouteria torta (Mart.) Radd. 2
Nectandra sp 1 1
Pradosia kuhlmannii Toledo 6
Ocotea aff. daphnifolia (Meisn.)
Mez 1
Pradosia lactescens (Vell.) Radlk. 3
Ocotea aff. indecora (Schott) Mez 2
Sapotaceae sp 1 4
Ocotea brachybothia (Meisn.) Mez 2
Sapotaceae sp 2 3
Ocotea diospyrifolia (Meisn). Mez 6
Sapotaceae sp 3 2
Ocotea divaricata (Nees) Mez 5
Sapotaceae sp 4 1
Ocotea graziovii Mez 2
Sarcaulus brasiliensis (A. DC.) Eyma 2
Ocotea indecora (Schott) Mez 1 Simaroubaceae
Ocotea laxa (Nees) Mez 7
Simarouba amara Aubl. 5
Ocotea mandioccana Kosterm 1 Siparunaceae
Ocotea odorifera (Vell.) Rohwer 2
Siparuna guianensis Aubl 236
Ocotea scottii (Meissn.) Mez. 1
Siparuna reginae (Tul.) A. DC. 50
Ocotea sp 1 1 Solanaceae
Ocotea sp2 1
Aureliana fasciculata (Vell.) Sendtn 24
Rhodostemonodaphne macrocalyx (Meisn.) Rohwer ex Madriñán 3
Cestrum axillare Vell. 9
Urbanodendron Bahiense (Meisn.)
Rohwer 14
Cestrum sp. 1
Urbanodendron verrucosum (Nees)
Mez 5
Solanaceae sp 1 1
Lecythidaceae
Solanum aff. pseudoquina A.St.-Hill. 58
Cariniana aff. estrellensis(Raddi) Kuntze 3
Solanum sp 1 1
Cariniana legalis (Mart.) Kuntze j 1
Solanum swartzianum Roem & Schultz 36
Couratari macrosperma A.C.Smith 1 Styracaceae 130
Lecythidaceae sp. 1 1
Styrax sp. 1
Lecythis lanceolata Poir. 3 Symplocaceae
Lecythis pisonis Cambess. 3
Symplocos estrellensis Casar. 3 Loganiaceae
Trigoniaceae
Strychnos trinervis (Vell.) Mart. 1
Trigonia nivea Cambess. 1
Magnoliaceae
Urticaceae
Magnolia ovata St. Hil. 1
Cecropia glaziovi Snethlage 195
Malpighiaceae
Cecropia hololeuca Miq. 3
Bunchosia sp. 1
Cecropia pachystachya Trec. 224
108
Heteropterys nitida (Lam.) DC. 2
Coussapoa microcarpa (Schott ) Rizzini 2
Heteropterys leschenaultiana A.Juss. 2
Pourouma guianensis Aubl. 7
Tetrapteryus sp 1 1 Verbenaceae
Malvaceae
Citharexylum myrianthum Cham 602
Bombacopsis stenopetala Schum 1 Violaceae
Eriotheca macrophylla (K.Shum) A.Robson 1
Amphirrhox longifolia (A. St.-Hil.) Spreng. 14
Eriotheca pentaphylla (Vell.) A. Robyns 10
Rinorea guianensis Aubl. 15
Hydrogaster trinervis Kuhlm 3 Indeterminada
Pseudobombax grandiflorum (Cav.) A. Robyns 336
Indeterminada 1 2
Quararibea turbinata (Sw.) Poir. 2
Indeterminada 10 1 Melastomataceae
indeterminada 2 1
Clidemia biserrata DC 1
indeterminada 3 1
Henriettea saldanhei Cogn. 19
Indeterminada 4 2
Melastomataceae sp 1 1
indeterminada 5 2
Miconia albicans (Sw.) Triana 106
indeterminada 6 1
Miconia calvescens DC. 29
indeterminada 7 1
Miconia cinnamomifolia (DC.) Naudin 114
indeterminada 8 2
Miconia holosericea (L.) DC. 7
indeterminada 9 1
Miconia latecrenata Trian 102 Morta 510
109
Anexo 2: Famílias botânicas encontradas em levantamento fitossociológica em áreas de pasto, regeneração natural, plantios e florestas na Reserva
Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Organizadas por ordem alfabética de família, onde: Q
ind – Densidade encontrada de indivíduos nesta família com sua respectiva porcentagem no total e Q spp – Riqueza de espécies da família com sua respectiva
porcentagem no total.
Famílias Q ind % Q spp %
Anacardiaceae 517 3.14 3 0.65
Annonaceae 275 1.67 17 3.7
Apocynaceae 78 0.47 10 2.17
Araliaceae 35 0.21 2 0.43
Arecaceae 151 0.92 5 1.09
Asteraceae 1331 8.07 3 0.65
Bignoniaceae 409 2.48 10 2.17
Boraginaceae 4 0.02 2 0.43
Burseraceae 13 0.08 3 0.65
Calophyllaceae 148 0.9 1 0.22
Cannabaceae 12 0.07 1 0.22
Cardiopteridaceae 1 0.01 1 0.22
Caricaceae 22 0.13 1 0.22
Caryocaraceae 1 0.01 1 0.22
Celastraceae 25 0.15 6 1.3
Chrysobalonaceae 52 0.32 17 3.7
Clethraceae 4 0.02 1 0.22
Clusiaceae 68 0.41 3 0.65
Combretaceae 5 0.03 2 0.43
Dichapetalaceae 1 0.01 1 0.22
Dicksoniaceae 3 0.02 1 0.22
Ebenaceae 3 0.02 1 0.22
Elaeocarpaceae 12 0.07 3 0.65
Erythroxylaceae 116 0.7 5 1.09
Euphorbiaceae 323 1.96 13 2.83
Fabaceae – Cae 156 0.95 7 1.52
Fabaceae – Fab 441 2.68 23 5
Fabaceae – Mim 1398 8.48 21 4.57
Hypericaceae 12 0.07 1 0.22
Lacistemataceae 106 0.64 1 0.22
Lamiaceae 71 0.43 3 0.65
Lauraceae 502 3.05 32 6.96
Lecythidaceae 12 0.07 6 1.3
110
Loganiaceae 1 0.01 1 0.22
Magnoliaceae 1 0.01 1 0.22
Malpighiaceae 6 0.04 4 0.87
Malvaceae 353 2.14 6 1.3
Melastomataceae 1163 7.05 14 3.04
Meliaceae 2446 14.84 12 2.61
Monimiaceae 67 0.41 8 1.74
Moraceae 109 0.66 11 2.39
Myristicaceae 21 0.13 3 0.65
Myrsinaceae 187 1.13 1 0.22
Myrtaceae 544 3.3 55 11.96
Nyctaginaceae 87 0.53 6 1.3
Ochnaceae 3 0.02 2 0.43
Olacaceae 21 0.13 2 0.43
Peraceae 75 0.45 2 0.43
Phyllantaceae 93 0.56 2 0.43
Phytolaccaceae 4 0.02 2 0.43
Picramniaceae 4 0.02 2 0.43
Piperaceae 1934 11.73 5 1.09
Polygonaceae 1 0.01 1 0.22
Primulaceae 2 0.01 1 0.22
Proteaceae 3 0.02 2 0.43
Quiinaceae 1 0.01 1 0.22
Rhamnaceae 2 0.01 1 0.22
Rubiaceae 616 3.74 40 8.7
Rutaceae 59 0.36 2 0.43
Salicaceae 59 0.36 6 1.3
Sapindaceae 200 1.21 6 1.3
Sapotaceae 104 0.63 22 4.78
Simaroubaceae 5 0.03 1 0.22
Siparunaceae 286 1.73 2 0.43
Solanaceae 130 0.79 7 1.52
Styracaceae 1 0.01 1 0.22
Symplocaceae 3 0.02 1 0.22
Trigoniaceae 1 0.01 1 0.22
Urticaceae 431 2.61 5 1.09
Verbenaceae 602 3.65 1 0.22
Violaceae 29 0.18 2 0.43
Indeterminado 14 0.08 10 2.17
Morta 510 3.09 1 0.22
Total geral 16485 100 219 100
111
Anexo 3: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas na floresta de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de
N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de
Anexo 4: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas na floresta de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia
relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Espécies Famílias N Dri Fri Dori Ivi
Anacardiaceae
Tapirira guianensis Aubl. 7 0.78 0.88 0.74 0.80
Annonaceae
Annona dolabripetala Raddi 1 0.11 0.29 0.08 0.16
Duguetia sessillis (Vell.) Mass 1 0.11 0.29 0.13 0.18
Anexo 5: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas na floresta de morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 6: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas na floresta de morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 7: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas na área de regeneração natural de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N –
Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 8: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas na área de regeneração natural de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa;
Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 9: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas na área de regeneração natural de morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa;
Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 10: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas na área de regeneração natural de morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa;
Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 11: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas plantio 1 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de
valor de importância.
Famílias Espécies Ni Dri Fri DoRi IVI
Annonaceae
Xylopia sericea A. St.-Hil. 10 0.77 1.17 0.22 0.72
Anexo 12: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas plantio 1 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI
Anexo 13: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas plantio 2 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de
Anexo 14: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas plantio 2 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa;
Anexo 15: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas no plantio 6 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 16: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas no plantio 6 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI –
Anexo 17: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas no plantio 7 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 18: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas no plantio 7 na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 19: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas plantio11, em morrote na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 20: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas plantio11, em morrote, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa; Dori –
Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 21: Lista das famílias e espécies arbóreas encontradas no plantio 12, em morrote, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia
relativa; Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 22: Lista das famílias e espécies subarbóreas encontradas no plantio 12, em morrote, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, seguidas de N – Densidade da encontrada da espécie; Dri – Densidade relativa; Fri – Frequencia relativa;
Dori – Dominância relativa; e IVI – Índice de valor de importância.
Anexo 23 : Lista de espécies regenerantes que foram encontradas nos plantios de morrote e de baixada em duas gerações diferentes, na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
A Mata Atlântica, importante ecorregião brasileira, formada por um complexo
conjunto de ecossistemas de exuberante diversidade biológica distribuída ao longo da encosta
brasileira, é também um dos mais ameaçados do planeta, restando entre 11,4 a 16% da sua
cobertura original (Ribeiro et al. 2009).
Na tentativa de restabelecer áreas deste bioma que foram degradadas, uma série de
projetos de recuperação vem sendo executados (Moraes et al. 2002; Moraes e Pereira 2003;
Moraes et al. 2006; Viani e Rodrigues 2008; Rodrigues et al. 2008; Sansevero et al. 2011;).
Os trabalhos de restauração de áreas no Brasil vêm ocorrendo desde meados do século XIX,
porém, as pesquisas nesta área tiveram início somente na década de 80 e somente
recentemente adquiriu o caráter de uma área de conhecimento (Engel & Perrota 2003;
Rodrigues & Gandolfi 2004).
Segundo a Society for Ecological Restoration International (SER, 2010), restauração
ecológica é o processo que visa promover a recuperação de um ecossistema que foi
degradado, destruído ou danificado. É uma atividade intencional que acelera as vias
ecológicas para um estado de referência, sendo este um ecossistema usado como modelo.
Contudo, a restauração ecológica tem como objetivo primordial chegar a um ecossistema
recuperado no que diz respeito à estrutura, composição e função.
Os plantios de espécies arbóreas nativas na restauração de áreas degradadas foram
adotados para aumentar a probabilidade de ocorrer a sustentabilidade destes fragmentos,
facilitando ou acelerando a sucessão secundária, atuando como catalisadores do processo
(Parrotta et al. 1997), melhorando as condições do solo, restabelecendo interações ecológicas,
controlando a vegetação invasora e facilitando o recrutamento de arbustos e árvores (Lugo
1992; Parrota et al. 1997; Ruiz-Jaen & Aide 2005). Os plantios constituem ferramenta
eficiente de regeneração artificial para a recuperação da estrutura do ecossistema (Kageyama
et al. 1992).
Os modelos de plantios contam com variações no número de espécies, no espaçamento
entre as mudas, nas condições do sítio degradado e nos tamanhos. Estes modelos necessitam
ser estudados para verificar a eficiência dos mesmos (Rodrigues et al. 2009). A dinâmica da
sucessão em plantios está também relacionada com a paisagem em que a mesma foi inserida.
Dentre os fatores do ambiente no entorno que podem interferir nos plantios está à área, a
forma, o tempo de isolamento, o tipo de matriz onde está inserido e o histórico de perturbação
174
que podem responder pelo desenvolvimento e regeneração do mesmo (Turner e Corlett 1996;
Laurance et al. 1998).
Na Reserva Biológica Poço das Antas, município de Silva Jardim, Rio de Janeiro, os plantios
consorciados de espécies arbóreas nativas foram testados para a restauração de áreas
degradadas, que foram efetivados entre 1994 e 1996 (Moraes & Pereira, 2006). Os plantios
foram instalados com o objetivo de favorecer a sucessão secundária nas áreas cobertas por
vegetação herbácea e prevenir a ocorrência de incêndios, em área coberta predominantemente
por capim-colonião (Megathyrsus maximus (Jacq.) B.K.Simon & S. W. L. Jacobs) (Moraes &
Pereira 2003; Moraes et al. 2006).
Este trabalho teve como objetivo principal avaliar os efeitos dos plantios
implementados na Reserva Biológica Poço das Antas na restauração da estrutura e função do
ecossistema: (1) Verificando como o tipo de plantio afetou a sucessão ecológica; (2)
Caracterizando se há uma diferença de regeneração natural dentro dos plantios, causando uma
setorização entre as partes mais próximas da borda e internas; e (3) Verificando como os
modelos utilizados e as características da paisagem do entorno (matriz circundante)
influenciaram a regeneração natural.
2 - Metodologia
2.1 - Caracterização da área de estudo
O estudo foi conduzido na Reserva Biológica Poço das Antas (RBPDA), situada no
estado do Rio de Janeiro, município de Silva Jardim, entre as coordenadas 22º 30` e 22º 33` S
e 42º 15´ e 42º 19` W, com uma área de 5.160 ha (Fig. 1). O clima da região é Aw, segundo a
classificação de Köppen, com precipitação média anual de 1.900mm, bem distribuída ao
longo do ano e uma pequena estação seca entre os meses de maio a agosto (Lima et al. 2006).
A reserva foi criada em 1974 para proteger o Mico Leão dourado (Leontopithecus rosalia L.),
primata ameaçado de extinção (Sansevero et al. 2011).
Originalmente a RBPDA era coberta pela Floresta Ombrófila Densa de terras baixas
(Veloso et al. 1991) com formações permanentemente ou periodicamente alagadas, além de
florestas com pouca influência pluvial localizadas nos morros e morrotes mamelonares. No
entanto, com a ocupação da região, extensas áreas de floresta foram desmatadas e substituídas
por pastagens e outras culturas agrícolas. Resultante deste processo, a vegetação atualmente é
formada por um grande mosaico composto por pastagens abandonadas, formações
secundárias em vários estágios e florestas em estágio avançado de sucessão. O estudo
175
realizado por Lima et al. (2006), na caracterização e mapeamento da cobertura vegetal da
Rebio identificou, delimitou e descreveu seis unidades fisionômicas: floresta submontana,
floresta aluvial, formação pioneira com influência fluvial, capoeira submontana, capoeira
aluvial e campo antrópico. Segundo os autores, apenas 52% da área da reserva estão cobertos
por florestas, sendo todo restante formado por áreas com maior ou menor grau de perturbação.
Figura 1: Área de estudo, representando na parte superior à direita o estado do Rio de Janeiro com destaque para o município de Silva Jardim, no centro a área da REBIO delimitada com destaque para os locais onde foram estudados os plantios de baixada (a) e de morrote (b), na
Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
2.2 - Plantios de espécies nativas
Para o presente estudo foram amostrados seis plantios de mudas nativas implantadas
entre os anos de 1994 e 1996 através do programa Mata Atlântica, coordenado pelo Jardim
Botânico do Rio de Janeiro, com intensão de desenvolver áreas de florestas (Sansevero et al.
2011), diminuindo áreas de pastagens, criando corredores ambientais para a fauna e evitando
a entrada de fogo. Os plantios são decorrentes de diferentes modelos e não possuem réplicas.
Estes estão designados como plantio 1 (P1) com 1,3 ha, plantio 2 (P2) com 1,2 ha, plantio 6
(P6) com 1,1 ha, plantio 7 (P7) com 1,3 ha, todos estes em áreas de baixada e plantio 11 (P11)
176
com 0,8 ha e plantio 12 (P12) com 0,54 ha, ambos em áreas de morrote. Diferem entre si pela
matriz que os circunda, espaçamento utilizado, topografia, podendo ser baixada ou morrote e
quantidade riqueza de espécies plantadas.
Nos plantios foram usadas espécies baseadas no crescimento, síndromes principais de
dispersão (Sensu van der pjlj 1967) e grupos ecológicos (sensu Budolsky 1965) e foram
controladas durante os dois primeiros anos e houve o replantio das espécies quando as
mesmas ultrapassavam 10% de mortalidade (Moraes & Pereira 2003).
Os plantios P1 e P2 estão nos limites da reserva com a BR 101, são próximos entre si,
distantes mais de dois quilômetros de outros plantios e cerca de 400 metros de outros
fragmentos florestais, estando totalmente imersos no pasto formando ilhas de vegetação. O
plantio P6 está também nos limites da reserva, porém próximo de outros plantios que não
foram estudados, com uma borda de isolamento de cerca de 20 metros. O P7 está no limite da
reserva também, distante ao menos 400m de outros plantios estudados, porém imerso em uma
matriz de outros plantios e áreas de regeneração natural, os quatro plantios estão em áreas de
baixada, sem declividade, em locais úmidos, porém não alagados. Os plantios P11 e P12 estão
distantes entre si 1200 m e em média de 7 km dos plantios de baixada, imersos em matriz de
regeneração natural e de florestas secundárias, com limite para a estrada, vicinal, que dá
acesso ao interior da reserva, sendo pouco usada.
Os plantios de baixada têm como principais espécies o Inga edulis Mart. (Fabaceae),
Pseudobombax grandiflorum (Cav.) A. Robyns (Malvaceae) e Citharexylum myrianthum
Cham. (Verbenaceae) (Guedes-Brunni et al. 2006; Sansevero et al. 2011). As espécies mais
principais aos plantios de morrote, associadas com terrenos mais bem drenados, são
Zanthoxylum rhoifolium Lam, Schinus terebinthifolius Raddi, Psidium guajava L. e
Handroanthus chrysothicus (Mart. Ex DC.) Mattos (Neves 1999).
2.3 - Amostragem da vegetação
Os seis plantios estudados foram totalmente subdivididos por meio de parcelas de 10 x
10 metros formando um grid. Foram amostrados indivíduos pertencentes a dois estratos,
arbitrariamente classificados como estrato arbóreo e subarbóreo, assim como em Sansevero et
al. (2011). Indivíduos pertencentes ao estrato arbóreo foram considerados aqueles com
diâmetro a altura do peito (DAP) ≥ 5 cm, estes foram medidos de forma censitária, ou seja,
em todas as parcelas. O estrato arbóreo está representado por dois grupos de plantas,
indivíduos plantados em 1994 e os indivíduos regenerantes mais antigos ou com crescimento
mais rápido. No estrato subarbóreo foram considerados indivíduos com altura ≥ 1,5m e DAP
177
<5 cm, estes foram amostrados através de doze parcelas de 10 x 10 m em cada plantio,
sorteadas de forma aleatória estratificada, de forma que em todas as linhas dos plantios
houvessem parcelas e assim representadas.
Dentro de todos os plantios a regeneração com espécies não arbóreas do gênero Piper
é abundante. Para uma melhor análise dos dados a vegetação de arvoretas será analisada
considerando a presença do gênero e sem os mesmos.
Todos os indivíduos registrados foram marcados com plaquetas de alumínio
numeradas, medidos em DAP, identificação e a altura estimada com ajuda do podão de cinco
metros. Das plantas de sub-bosque não foram registrados lianas e indivíduos mortos.
2.4 - Dados coletados
Todos os indivíduos arbóreos dos plantios e todos os indivíduos subarbóreos das doze
parcelas sorteadas foram marcados com placas de alumínio com numeração específica, foram
coletados, tiveram o diâmetro medido (à 1,3 m do solo) e identificados até o nível de espécie,
quando possível. A partir destes dados foi possível calcular a densidade, indivíduos por
hectare, área basal e a riqueza de espécies de cada espécie em cada local.
A partir de dados dos plantios foi possível quantificar a expansão do plantio para as
áreas de pasto, nos modelos isolados. Também foi analisada a relação do espaçamento
utilizado para as árvores de cada plantio com a densidade média e área basal média das
árvores e arvoretas encontradas.
2.5 - Similaridade
A similaridade florística entre as localidades foi analisada através da abundância das
espécies em cada plantio, através da distância euclidiana, utilizando da similaridade de
Jaccard e com aglomeração a qual obtivesse a maior correlação, podendo ser estas, simples,
composta ou em grupo (UPGMA). Para tanto, foi utilizado o programa R 2.9.2 (R
Development Core Team, 2012), pacote Vegas 1.17 (Oksanen et al. 2007) e auxílio do
programa Rstudio. Para ilustrar a similaridade foi utilizado de um dendrograma de
díssimilaridade separando as 12 comunidades de plantas estudadas.
178
2.6 - Matriz circundante e expansão
Através de imagens do Google Earth (2013), as áreas com até 400 m da borda dos
plantios foram quantificadas quanto à matriz circundante. Estes plantios são rodeados por
uma matriz heterogênea, formada principalmente por pastagem e áreas em processo de
regeneração natural, porém em proporções menores existem áreas de agricultura, floresta
secundária, construções civis e outros plantios de mudas nativas. Desta forma, a matriz foi
classificada em três distâncias da borda de cada plantio, sendo: 100, 200 e 400 metros (Fig.
2). Para a quantificação as imagens foram subdivididas em quadrados de 50x50 metros (2500
m²) onde cada pixel foi classificado em uma das seis classes: floresta avançada, pasto,
agricultura, construções, outros plantios e áreas em regeneração. Quando um pixel era misto,
era então considerada a classe com a maior porcentagem.
Figura 2: Ilustração da classificação da matriz circundante nos plantios de baixada na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
2.7 - Setorização de plantios
A setorização é uma forma de avaliar se há diferenças entre as áreas mais internas e
as mais externas do plantio, avaliando a partir da densidade, riqueza e área basal. As parcelas
dos plantios foram alocadas como linhas e colunas, variando entre 12 a 22 colunas e entre
cinco e seis linhas, assim foi possível fazer a estratificação da área plantada em proximidade
da borda interna com limites ao interior da reserva (linha 5 ou 6) e borda externa, com limite
para a rodovia BR-101 (linha 1). Nos plantios de morrote as linhas estão direcionadas da
179
estrada vicinal da reserva, em sentido à parte mais alta do plantio. Os parâmetros avaliados
por linhas foram: área basal, altura das árvores, riqueza de espécies e densidade de indivíduos.
Por razão da falta de réplicas, todos os plantios foram divididos em cinco seções
iguais (Fig. 3). Estas divisões consistiram: lado direito, lado esquerdo e três áreas centrais. Em
cada linha foram analisadas no mínimo 15 parcelas, as quais foram sorteadas, sendo destas no
mínimo três de cada seção. Desta forma, cada linha foi composta por um grupo de parcelas do
lado direito, um grupo do lado esquerdo e faixa central, sendo possível calcular as médias e
compará-las estatisticamente. Como cada plantio possui um tamanho diferente, o número de
parcelas em cada um não foi o mesmo.
A amostragem aleatória estratificada das arvoretas permitiu que fossem analisadas
em três grupos, que foram: parcelas próximas à BR-101, parcelas centrais e parcelas de
interior (borda interna).
De cada uma destas linhas foi analisada a densidade, riqueza de espécies e área basal
e comparadas “linha a linha” para verificar a setorização de cada plantio. Por fim, foi feita
uma média entre linhas de mesmo número dos plantios de baixada e dos plantios de morrote,
para verificar a setorização total.
Figura 3: Exemplos de plantios de baixada analisados de forma setorizada na Reserva
Biológica Poço das Antas, RJ.
2.7 - Análises estatísticas
A setorização foi analisada avaliando as diferentes linhas das parcelas e comparando
a densidade e riqueza dos regenerantes e o DAP e altura das árvores. As análises de variância
foram realizadas utilizando o programa R 3.0.2 com auxílio do programa Rstudio e utilizando
o pacote Vegas (Oksanen et al. 2007). O teste de normalidade foi realizado através do teste
180
D’Agostino para os estudos do estrato arbóreo nos plantios e Shapiro-Wilk para todas as
outras amostras e Kruskal-Wallis com α =0,05.
Os diferentes espaçamentos utilizados foram correlacionados com a densidade de
regenerantes e com o crescimento horizontal e vertical das árvores, foi utilizada ANOVA,
seguida de um teste de Tukey com α = 0,05.
Os dados de densidade arbórea foram correlacionados com riqueza dos dois estratos,
área basal dos dois estratos e densidade de regenerantes, através do coeficiente de Pearson,
com auxílio do programa Systat 12.
3 - Resultados
No total foram encontradas 142 espécies, 101 estão presentes no estrato arbóreo, 108
no estrato regenerante e 67 em ambos os estratos. Dos indivíduos arbóreos, sete espécies
ocorreram em todos os plantios, nove em cinco plantios, 16 em quatro, dez em três, 15 em
dois e 43 ocorreram em somente em um plantio. Dos indivíduos regenerantes, oito espécies
ocorreram em todos os plantios, cinco em cinco plantios, 15 em quatro, doze em três, dezoito
em dois e 50 ocorreram em somente um plantio. Do total, 40% das espécies ocorrem em
somente uma das formas estudadas e em uma das formas de inclusão e 16,2 % em duas (Fig.
4). Somente a espécie Nectandra oppositifolia ocorreu em todos os grupos estudados.
O dendrograma de dissimilaridade obteve a maior correlação pelo método de
ligamento completo e utilizando método de Jaccard, com correlação de 0,915 (Fig. 5). Este
dendrograma vem novamente reforçar o relevo. O primeiro nó separa as áreas de morrote e de
baixada, logo após separa árvores de arvoretas, mostrando uma diferença temporal, ou seja, a
primeira geração de regenerantes em todos os ambientes é diferente das seguintes. Uma
terceira separação é feita relacionando a distância que um plantio tem de outro, sendo mais
similares os plantios mais próximos, assim como plantios um e dois que estão separados 50
metros um do outro.
181
Figura 4: Ocorrência de espécies em seis plantios e dois estratos na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
Figura 5: Análise de Cluster analisando 12 comunidades vegetais estudadas, sendo estes seis plantios e dois estratos, na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ.
Os resultados mostraram que todos os plantios isolados expandiram sobre as áreas de
pastagem, havendo um aumento das áreas (Tab. 1). Não houve relação significativa entre
densidade de espécies plantadas e densidade de regenerantes, com a expansão dos plantios,
que obteve regressão com p = 0,199 para regenerantes arbóreos e 0,503 para arvoretas. Os
dados gerais para os seis plantios estão apresentados na tabela 1.
0 5 10 15 20 25 30 35 40
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Espécies %
Nº
de
co
mu
nid
ade
s e
stu
dad
as
182
Tabela 1: Dados dos seis plantios estudados na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim,
Densidade arvoretas*** 2550 4583 9142 4042 2700 3383
Densidade arvoretas sem
piper*** 1550 3292 2083 1375 2566 3025
Espaçamento de plantio (m) 2,5 x 2,5 2 x 2,5 2 x 2 2 x 2 2,5 x 2 2,5 x 2,5
*Indivíduos arbóreos não plantados; **Todos os indivíduos arbóreos registrados; ***Indivíduo/hectare
As maiores densidades arbóreas registradas foram para o plantio 6, que possui 16,9
árvores a cada 100 m² (1690 plantas/ha). Os plantios de baixada representaram as maiores
densidades, com exceção do plantio 1, que foram semelhantes aos plantios de morrote, tanto
para árvore como para arvoreta. As maiores riquezas arbóreas estão no plantio 2. Os plantios
de morrote possuem as menores riquezas arbóreas, no entanto obtiveram as maiores riquezas
subarbóreas (Tab. 2).
A densidade arbórea (Da) obteve alta correlação positiva com densidade de arvoretas
(Dr) (0,93) e negativa com riqueza de espécies arbóreas (Ra), no entanto esta foi negativa,
com valor de (-0,84). A correlação com área basal de regenerantes (Abr) também apresentou
correlação próximo de -0,7 e valor baixo em relação à área basal de árvores (Aba) (0,05) e
riqueza de arvoretas (0,40). A densidade de arvoretas (Dr) obteve interação alta com riqueza
de árvores (-0,75) e com área basal de regenerantes (-0,71) e valor intermediária com riqueza
de arvoretas (0,60) (Tab. 3).
183
Tabela 2: Médias seguidas por seu desvio padrão de densidade, riqueza e Ab dos locais
estudados na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Médias seguidas de
mesma letra não apresentam diferenças significativas a partir do teste de Kruskal-
Wallis para médias anormais seguidas do teste Dunn e Anova para testes normais,
seguidas de Tukey, com valores abaixo de p < 0.05.
Arbóreo Subarbóreo
Densidade Riqueza Ab Densidade Riqueza Ab (x10²)
Plantio 1 10,3 ± 3,1a 5,6 ± 1,9
a 0,2 ± 0,1
ab 25,5 ± 13,9
a 9,6 ± 4,3
a 1,05 ± 0,51
cef
Plantio 2 13,9 ± 4,9bc
7,4± 2,3b 0,2 ± 0,1
ac 45,8 ± 16,3
a 14,6 ± 4,2
a 1,58 ± 0,48
bc
Plantio 6 16,9 ± 6,9b 6,8 ± 2,2
b 0,2 ± 0,1
c 91,4 ± 39,7
b 11,6 ± 2,5
a 3,21 ± 1,4
a
Plantio 7 12,3 ± 5,1cd
5,9 ± 2,1a 0,3 ± 0,3
c 40 ± 18,3
a 9,5 ± 2,2
a 1,66 ± 0,6
be
Plantio 11 9,9 ± 3,5ad
5,4 ± 2,0ac
0,2 ± 0,1b 29,5 ± 16,9
a 12,4 ± 4,6
a 0,86 ± 0,62
bde
Plantio 12 9,4 ± 3,1a 4,3 ± 1,7
c 0,2 ± 0,1
b 35,1 ± 12,9
a 14,8 ± 4,6
a 0,11 ± 0,05
df
Tabela 3: correlação da densidade de árvores (Da) e densidade de arvoretas (Dr),
riqueza de árvores (Ra), riqueza de regenerantes (Rr), área basal de árvores (Aba) e área
basal de arvoretas (Abr) em seis plantios para restauração ambiental na Reserva
Biológica Poço das Antas, RJ.
Da Dr Ra Rr Aba Abr
Da - 0,927 -0,837 0,402 0,054 -0,674
Dr 0,927 - -0,753 0,603 -0,077 -0,714
Quando há a retirada de indivíduos de piperaceaes para análise, é mostrada que os plantios
de baixada e de morrote possuem densidades próximas, com excessão do plantio sete, que
possui uma densidade de arbóreas regenerantes relativamente baixa (Tab. 6).
Tabela 4: Densidade de piper e outras espécies, dos
plantios estudados na Reserva Biológica Poço das
Antas, RJ. Médias seguidas de mesma letra não
apresentam diferenças significativas a partir do teste
de Kruskal-Wallis com p < 0.05.
Subarbóreo
Piper Sem piper
Plantio 1 10.0 ± 9.1ab 15.5 ± 9.3a
Plantio 2 15.8 ± 7.7ab 30.0 ± 11.3a
Plantio 6 58.7 ± 25.8c 32.8 ± 22.4a
Plantio 7 26.5 ± 15.0b 13.5 ± 6.9b
Plantio 11 1.0 ± 2.1c 26.1 ± 17.9a
Plantio 12 3.6 ± 6.5c 30.3 ± 14.1a
184
Setorização
A análise de setorização dos plantios mostrou que existe um gradiente dentro dos
mesmos. Os resultados mostraram que a setorização está relacionada com a densidade e a
riqueza, a área basal não possuiu diferença significativa entre as áreas. Nos plantios de
baixada os indivíduos arbóreos se concentram principalmente no centro dos plantios, podendo
ser observado com grande evidência na regeneração de arvoretas. No entanto, a riqueza é
maior na borda mais próxima do interior, maior que a riqueza do centro e da borda externa.
Nos plantios de morrote, tanto o estrato arbóreo como de arvoretas a densidade e riqueza
estão concentradas nas áreas mais próximas às bordas com limite para a estrada, diminuindo
gradativamente com a altitude (Fig 6).
Figura 6: Setorização entre plantios na Reserva Biológica Poço das Antas. 6a) Árvores
baixada; 6b) Arvoretas baixada; 6c) Árvores morrote; 6d) Arvoretas de morrote. Onde: Den – Densidade; AB – Área basal; Riq – Riqueza de espécies.
185
Matriz circundante
A classificação da matriz circundante mostrou que, na distância de 100 metros, 61%
da matriz é formada por pastagem, seguida de áreas em regeneração natural (28%) Conforme
há o distanciamento dos plantios a pastagem diminui gradativamente e as áreas de
regeneração natural e florestas aumentam (Tab. 5; Fig. 7).
Tabela 5: Porcentagem de cobertura de seis classes de cobertura do solo em três distâncias
diferentes a partir de áreas com plantios de mudas nativas na Reserva Biológica Poço das
Antas, RJ.
Dist Pastagem Agricultura Regeneração Construção Plantios Floresta Total
(%)
100 m 60.49 1.19 27.78 5.02 4.40 1.11 100
200 m 57.89 2.81 31.90 3.58 2.77 1.06 100
400 m 48.42 3.48 37.52 2.25 3.15 5.18 100
Distância
0 1 2 3 4
Porc
en
tage
m
0
10
20
30
40
50
60
70
Pastagem
Regeneração
Floresta
Figura 7: Porcentagem de cobertura de pastagem, fragmentos em regeneração natural e fragmentos de floresta secundária, em três distanciamentos a partir de áreas com plantios de
mudas nativas na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ.
A tabela 6 mostra que a correlação entre a matriz circundante com a densidade e a
riqueza de espécies nos plantios foi alta, acima de (+/-) 0,7 em quase todas as análises ou
média (entre (+/-) 0,3 e 0,7), nas restantes. No geral as análises mostram que as áreas mais
próximas estão mais correlacionadas à riqueza e densidade de árvores e arvoretas. No entanto,
186
a correlação é inversa entre porcentagem de áreas florestais (plantios, regeneração natural e
florestas secundárias) e áreas de pastagens.
Tabela 6: Correlação de Pearson relacionando a
porcentagem de áreas em regeneração natural e a
densidade de árvores (Dens.arv), densidade de arvoretas
(Dens.reg), riqueza de árvores (Riq.arv) e riqueza de
arvoretas (Riq.reg).
local Dist Dens.arv Dens.reg Riq.arv Riq.reg
Reg 100m 0,735 0,916 -0,969 0,781
400m 0,690 0,889 -0,951 0,739
Past 100m -0,747 -0,923 0,973 -0,792
400m -0,590 -0,822 0,903 -0,646
4 - Discussão
O estudo demonstrou uma riqueza relativamente alta, considerando que foram plantadas
33 espécies (Sansevero 2008) e atualmente as áreas apresentam 142, no entanto, este valor foi
à somatória de todos os seis plantios estudados e entre ambos os estratos. Contudo, 40%
destas espécies, ocorre de forma exclusiva, em apenas uma das doze amostragens. As espécies
que ocorrem em mais de cinco amostragens equivalem a menos de 30 % do total de espécies.
Isto demonstra que os modelos utilizados influenciam muito na distinção da regeneração
natural. Segundo Viani et al, (2010), plantios funcionarão como facilitadores para
estabelecimento de novas espécies, sendo assim, dependendo do tipo da floresta implantada,
diferentemente será o estabelecimento das espécies (Lugo 1992, Parrota 1999).
Compreender como estão se organizando as comunidades e populações vegetais em
ambientes florestais, inclusive em áreas em restauração, desde sua estrutura espacial até
funcional, é fundamental para definir estratégias de manejo e conservação dos recursos
florestais (Law et al. 2009). No entanto, o estudo e a avaliação da restauração não são
simples, com amplos debates em torno do que caracteriza a restauração bem-sucedida e a
melhor forma de medi-la (Wortley et al. 2013). Higgs (1997) argumentou que há a
necessidade de olhar para além de ecologia, vendo os fatores históricos, social, cultural,
político, estéticos e aspectos morais na definição das metas para restauração. Além destes
fatores, a influência da mudança climática (Seabrook et al. 2011), e as circunstâncias
187
socioeconômicas (Burke e Mitchell 2007; Hobbs 2009; Le et al. 2012), afetam o modo como
o sucesso de restauração deve ser definido e medido, e sintetizar esses debates podem levar
para o desenvolvimento de indicadores úteis.
Outros fatores que podem promover a variação da regeneração natural são: a
disponibilidade de propágulos no solo e em fragmentos próximos (Holl et al. 2000; Cubinã e
Aide 2001), a capacidade de cobertura das espécies pioneiras, o nível de impacto no solo
(Guariguata e Ostertag 2001), o período do ano em que a pastagem foi abandonada e a
capacidade de crescimento e permanência da espécie de forrageira utilizada (Vieira e Pessoa
2001). Os fragmentos pequenos são geralmente desconsiderados em programas de
conservação porque, segundo a ideia corrente, estes remanescentes apresentariam menor
riqueza de espécies, tanto pelo efeito da redução de área, quanto por sua maior exposição a
fatores de perturbação (Turner e Corlett 1996).
Neste trabalho foram apresentadas diferenças nos padrões de regeneração natural entre as
comunidades. Estes resultados nos mostram três fatores que se apresentaram importantes e
que devem ser levados em consideração nas áreas de estudo. Primeiramente o relevo, onde
ambientes de morrote e de baixada devem ser tratados de forma diferentes e deve ser
considerada esta diferença para a escolha do modelo de restauração a ser aplicado. O segundo
fator é a geração, havendo mais proximidade entre as arvoretas de diferentes plantios do que
entre comunidades de árvores de um mesmo plantio. O terceiro fator é o distanciamento,
plantios mais próximos obtiveram similaridades mais próximas. Os plantios “um” e “dois”,
que são próximos em distância, também foram mais próximos em similaridade florística, o
mesmo ocorreu entre os outros plantios, quando comparada diferentes gerações. A diferença
entre árvores e arvoretas foi mostrada por Cheung et al. (2009), que apresentou grande
diferença entre a regeneração natural na florística e estrutura que são mais evidentes entre os
primeiros anos.
Em um estudo na Rebio Poço das Antas Sansevero et al. (2011) mostrou que havia uma
baixa similaridade entre as árvores e as arvoretas e estes sugerem que as árvores afetaram o
recrutamento dos locais, atraindo dispersores e assim mudando a florística do ambiente.
Segundo Zamora e Montagnini (2007), a estrutura arbórea pode auxiliar na chuva de sementes
e consequentemente afetar a composição natural da regeneração natural (Mesquita et al.
2001).
Segundo Murcia (1995) e Rodrigues e Nascimento (2006), quanto menor o tamanho do
fragmento, maior a área de impacto das ações externas dentro da comunidade. Este efeito
pode ser evidenciado, principalmente, pelo aumento da penetração de luz e vento na formação
188
florestal (Bierregaard et al. 1992), o que resulta na elevação da temperatura do ar, diminuindo
a umidade no interior do fragmento (Kapos et al. 1997). Fragmentos pequenos mostram
grande variação em muitos trabalhos (Turner e Corlett 1996). No entanto, os ambientes de
borda não são completamente danosos para a vegetação, apenas criam um ambiente de
seleção, onde fica favorável para algumas espécies e desfavorável para outras (Rodrigues e
Nascimento 2006). De qualquer forma, assim como fragmentos menores, plantios em
menores proporções estão sujeitos a efeitos estocásticos mais abruptos, tanto de ordem
genética, quanto demográfica (Meffe e Carrol 1994; Wilson 1997).
Os resultados de setorização dos plantios deste trabalho mostraram que, fragmentos
pequenos não são influenciados de forma uniforme pelo efeito de borda. Apesar de estes
plantios possuírem pequenas escalas, formando fragmentos florestais com baixa extensão,
estes se mostraram setorizados, com diferenças na riqueza e na densidade entre a região
interna, espaçamento mínimo de 30 metros de qualquer borda, e as áreas externas. Nos
plantios de baixada, a densidade dos plantios é maior nas áreas interiores dos mesmos. A
borda externa destes, com limites para a estrada possui um efeito mais evidente, possuindo
riqueza e densidade mais baixa. A borda interna, com limites para o interior da Rebio, apesar
de possuir densidade menor, semelhante à borda externa, possui riqueza maior, inclusive
maior que a parte interna. Isto mostra que esta área mais protegida tem uma vantagem na
regeneração natural.
Nos plantios de morrote claramente pode se ver que a densidade está na parte mais baixa.
Isto deve estar relacionado com o fato de que há um maior acúmulo de sementes nestas áreas
e estas são menos íngremes. Havendo uma maior densidade arbórea, com isto, também deve
haver maior umidade, facilitando para o estabelecimento das sementes. A densidade mais alta
pode ser o fator que está proporcionando riqueza mais alta na área.
Quanto à densidade das áreas de baixada ser maiores que das áreas de morrote, deve ser
levado em consideração à densidade de indivíduos de Piper sp., abundante nas áreas de
baixada. No entanto, a relação entre as piperáceas e o restante da regeneração teria que ser
analisada mais a fundo com estudos de alelopatia e ensaios de retirada dos mesmos das áreas
para analisar a reação da vegetação. Sansevero et al (2011), também encontrou densidade
maior nas áreas de baixada.
Uma das funções dos plantios é se expandir pela matriz ao redor e colonizar áreas de pasto
que o rodeiam (Sant´Anna et al. 2011). Em muitos ambientes o pasto, por algumas razões,
não permite que a matriz florestal se expanda (Sant´Anna et al. 2011). No caso destes plantios
houve uma expansão dos ambientes em contato com o pasto, em pequenas proporções, no
189
entanto, importante para o estabelecimento da vegetação florestal. Os plantios com maior
espaçamento foram aqueles que mais expandiram, no entanto a falta de réplica quanto ao
distanciamento impede que haja uma avaliação mais efetiva sobre este fator.
A matriz de pastagem influencia negativamente as áreas de plantios, pois facilitam a
entrada e estabelecimento de espécies exóticas, principalmente de gramíneas (Souza & Batista
2004) e com isso, vem a limita o recrutamento de árvores e arvoretas (Guariguata et al. 1995).
A influência também está no fator da chegada de propágulos, sendo que muitos dispersores
não atravessam a matriz herbácea com grandes extensões, desta forma, a proximidade com
algum remanescente florestal mostra-se um fator de grande relevância (Tabareli et al. 2005).
Os fragmentos florestais encontrados na matriz estudada, independente da idade dos mesmos,
foram importantes para a regeneração natural dos locais em recuperação. Não apenas por
servir de fonte de plantas e animais, mas a manutenção de alguma cobertura arbórea, até
mesmo de sistemas agroflorestais ou cercas-vivas, e podem prover sementes de algumas
espécies que facilitam a movimentação de animais (Harvey et al. 2008).
O fator matriz circundante demostra que fragmentos de regeneração próximos estão muito
relacionados com a densidade de indivíduos que chegam aos plantios, tanto da vegetação
arbórea como arbustiva, tendo uma relação maior quando estão próximos aos mesmos. A
matriz de pastagem também teve alta correlação, mas em todos os casos a correlação foi
contrária à matriz florestal, formada por outros plantios, fragmentos de florestas secundárias e
fragmentos de florestas em regeneração natural.
Algumas variáveis analisadas parecem semelhantes aos modelos utilizados no estudo.
Obviamente devem ser levadas em consideração as características particulares de cada local,
assim como a formação de solo, intemperismo e espécies predominantes. No entanto, sabe-se
que diferenças nutricionais de solo podem ser mais evidentes em ambientes mais degradados.
Estas comparações demonstram que em muitos fatores os plantios estão se reestruturando
bem entanto os ambientes de morrote são os mais difíceis de recuperação. Sendo desta forma
os ambientes com maior prioridade para a conservação e restabelecimento das espécies
vegetais.
190
5 - Conclusões
Muitas espécies ocorrem de forma exclusiva, poucas espécies ocorrem em muitos
plantios, não havendo um padrão geral para o estabelecimento;
As áreas de baixada de morrote devem ser tratadas de forma diferente, em todos os
modelos utilizados deve-se usar espécies que se adaptam melhor a cada ambiente;
Os plantios, possuem áreas distintas em seu interior. Em áreas de baixada a densidade
está concentrada principalmente no centro dos mesmos, tanto para árvores quanto para
arvoretas;
A riqueza é maior nas áreas mais próximas da borda interna, com limites para dentro da
reserva, isto para ambos os estratos. Em áreas de morrote a densidade é maior na área mais
baixa e menos íngreme, tanto para árvores quanto para arvoretas; O mesmo ocorre para
riqueza.
As áreas mais próximas dos plantios são aquelas que possuem maior relação com a
regeneração natural dos plantios.
6 - Referências bibliográficas
Bierregard, R. O.; Lovejoy, T. E.; Kapos, U.; Santos, A. A.; Hutchings, R.W. 1992. The
biological dynamic of tropical rainforest fragments. Bioscience 42(11):859-866.
Burke, S. M., and N. Mitchell. 2007. People as ecological participants in ecological
restoration. Restoration Ecology 15:348–350.
Carvalho, F. A.; Nascimento, M.T. & Braga, J. M. A. 2006. Composição e riqueza florística
do componente arbóreo da Floresta Atlântica submontana na região de Imbaú,
município de Silva Jardim, RJ. Acta Botânica Brasilica. 20(3):741-754.
Cheung, K. C.; Marques, M. C. M. LiebscD.; 2009. Relação entre a presença de vegetação
herbácea e a regeneração natural de espécies lenhosas em pastagens abandonadas na
Floresta Ombrófi la Densa do Sul do Brasil.Acta Botânica Brasilica. 23(4): 1048-1056.
Cubinã, A. & Aide, T. M. 2001. The effects of distance from forest edge on seed rain and soil
seed bank in a tropical pasture. Biotropica 33: 260-267.
Engel, V. L.; Parrotta, J. A. Definindo a restauração ecológica: tendências e perspectivas
mundiais. In:KAGEYAMA, P. Y.; OLIVEIRA, R. E.; MORAES, L. F. D.; ENGEL,
V. L.; GANDARA, F. B. Restauração ecológica de ecossistemas naturais. Botucatu:
FEPAF, 2003. p.3-26.
191
Guariguata, M. R., R. Rheingans, and F. Montagnini. 1995. Early woody invasion under tree
plantations in Costa Rica: implications for the forest restoration. Restoration Ecology
3:252–260.
Guariguata, M.R. & Ostertag, R. 2001. Neotropical secondary forest succession: changes in
structural and functional characteristics. Forest Ecology and Management 148: 185-
in Plantations of Native Trees in Lowland Brazilian Atlantic Forest: Community
Structure, Diversity, and Dispersal Syndromes. Restor. Ecol. 19: 379-389.
194
Sansevero, J.B.B.; 2008. Processos de regeneração em Mata Atlântica: uma comparação entre
áreas naturais e plantios de restauração ecológica na Reserva Biológica Poço das
Antas, Rio de Janeiro. Dissertação Escola Nacional de Botânica Tropical, do Instituto
de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro.
Sant’Anna CS, Tres DR, Reis A. 2011. Restauração ecológica: sistemas de nucleação.
Secretaria do Meio Ambiente, São Paulo. 63 pp.
Seabrook, L., C. A. McAlpine, and M. E. Bowen. 2011. Restore, repair or reinvent: options
for sustainable landscapes in a changing climate. Landscape and Urban Planning
100:407–410.
SER – Society for Ecologycal Restoration International. www.ser.org, 2010
Souza, F. M.;Batista, J. L. F. 2004. Restoration of seasonal semideciduous forest in Brazil:
influence of age and restoration design on forest structure. Forest Ecology and
Management191:185–200.
Tabarelli, M.; L. P. Pinto; J. M. C. Silva; M. M. Hirota & L. C. Bedê. 2005. Desafios e
oportunidades para a conservação da biodiversidade na Mata Atlântica brasileira.
Megadiversidade, 1(1): 132-138.
Turner, I.M.; Chua, K.S.; Ong, J.S.Y.; Soon, B. C.; Tan, T.W. 1996. A century of plant
species loss from an isolated fragment lowland tropical rain forest. Conservation
Billogy, 10 (4), 1229-1244.
Veloso, H. P.; Rangel Filho, A. L. R.; Lima, J. C.A. Classificação da vegetação brasileira,
adaptada a um sistema universal, Rio de Janeiro: IBGE, 1991. 123 p.
Viani RAG, Durigan G & Melo ACG (2010) A regeneração natural sob plantações florestais:
desertos verdes ou redutos de biodiversidade?. Ciência Florestal, 20:533-552.
Viani, R. A. G.; Rodrigues, R. R. 2008. Impacto da remoção de plântulas sobre a estrutura da
comunidade regenerante de Floresta Estacional Semidecidual Acta botânica brasilica.
22(4): 1015-1026.
Vieira, C. M. & Pessoa, S. V. A. 2001. Estrutura fl orística do estrato herbáceo-subarbustivo
de um pasto abandonado na Reserva Biológica Poço das Antas, município de Silva
Jardim, RJ. Rodriguésia 52: 17-30.
Wilson, E. O. 1997. (Ed.). Biodiversidade. Rio de Janeiro: Nova Fronteira, 657p. Holl, K. D.
"Tropical moist forest," in Handbook of Ecological Restoration, eds. M. R. Perrow &
A. J. Davy (Cambridge, UK: Cambridge University Press, 2002) 539–558.
Wortley, L.; Hero, J. M. Howes, M. 2013. Evaluating Ecological Restoration Success: A
Review of the Literature. Restoration Ecology. Vol. 21, No. 5, pp. 537–543
195
Zamora, C. O.; Montagnini, F.; 2007. Seed rain and seed dispersal agents in pure and mixed
plantations of native trees and abandoned pastures at La Selva biological station, Costa
Rica. Restoration Ecology15:453–461.
196
Capítulo III
Variações ambientais e florísticas em diferentes modelos de
restauração ambiental, pastagem e florestas na Reserva
Biológica Poço das Antas, RJ¹2
Richieri Antonio Sartori², Pablo José Francisco Pena Rodrigues³, Luiz Fernando Duarte de Moraes4
1 Artigo sendo estruturado para enviar à Restoration Ecology;
2 Escola Nacional de Botânica Tropical/Jardim Botânico do Rio de Janeiro – Rua Pacheco Leão n
o. 2040 - Solar
da Imperatriz CEP 22460-036, Horto – Rio de Janeiro, RJ - Brazil [email protected]. 3Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro, Diretoria de Pesquisa Científica, Rio de Janeiro,
1994; Felfili 1995; Appolinário et al. 2005, Machado & Oliveira-Filho 2010). Esta
heterogeneidade ambiental é resultado de combinações ou interações de muitos fatores, entre
os quais variação dos fatores abióticos (Martinez-Ramos 1985; Denslow 1987). Desta forma,
a degradação ambiental não implica somente no desmatamento, mas também, na perda da
integridade ambiental, que promove perda a capacidade do ecossistema de sustentar e manter
uma comunidade em equilíbrio, e inclui questões como saúde do ecossistema, biodiversidade
e estabilidade (Andreasen et al. 2001). A degradação da qualidade do solo pode resultar da
crescente quebra de macro agregados, de reduções na comunidade microbiana e na perda de
matéria orgânica, causadas por queimadas, desmatamento, preparo do solo e erosão intensa,
intensificado por sua declividade (Islam & Weill 2000). Outro fator importante é a penetração
da luz ao longo do perfil do dossel que desempenha um papel extremamente importante na
regeneração natural e na produtividade primária das plantas que se desenvolvem na sombra de
matas fechadas (Chazdon 1988; Leakey et al, 2005, Lüttge 2008).
A heterogeneidade ambiental influencia muito nas variáveis da estrutura biótica.
Locais mais íngremes, como as encostas onde há maior irradiação, tendem a ter maiores
temperaturas e taxas de evapotranspiração com a consequente redução do teor de umidade do
200
solo e do ar (Spurr & Barnes 1973), além de mudanças nas características químicas do solo e
na vegetação composição. Alguns outros estudos têm mostrado os efeitos das variáveis
edáficas, função do relevo, em relação direta com a vegetação (Oliveira Filho et al. 1994,
1998; Carvalho et al. 2006; Lyon & Sagers 2003),
Nesse sentido, o presente estudo objetivou avaliar as variáveis ambientais de
diferentes modelos de restauração ambiental, quantificando as variáveis edáficas e entrada de
luz para determinar quais fatores possui maior correlação na efetividade de restauração em
diferentes modelos de restauração ambiental na Reserva Biológica Poço das Antas.
2 – Material e métodos
2.1 - Caracterização da área de estudos
O estudo foi conduzido na Reserva Biológica Poço das Antas (RBPDA), situada no
estado do Rio de Janeiro, município de Silva Jardim, entre as coordenadas 22º 30` e 22º 33` S
e 42º 15´ e 42º 19` W, com uma área de 5,160 ha (Fig. 1). O clima da região é Aw, segundo a
classificação de Köppen, com precipitação média anual de 1.900 mm, bem distribuída ao
longo do ano e uma pequena estação seca entre os meses de maio a agosto (Fig. 2) (Lima et
al, 2006). Os solos predominantes são Latossolos vermelho amarelos e solos aluviais
(Takizawa 1995). Originalmente a RBPDA era coberta pela Floresta Ombrófila Densa de
Terras Baixas (Veloso et al., 1991) com formações permanentemente ou periodicamente
alagadas, além de florestas sem influência pluvial localizadas nos morros e morrotes
mamelonares. No entanto, com a ocupação da região, extensas áreas de floresta foram
desmatadas e substituídas por pastagens e outras culturas agrícolas. Resultante deste processo,
a vegetação atualmente é formada por um grande mosaico composto por pastagens
abandonadas, formações secundárias e florestas em estágio avançado de sucessão. No estudo
realizado por Lima et al. (2006), na caracterização e mapeamento da cobertura vegetal da
Rebio, foram identificados, delimitadas e descritos seis unidades fisionômicas: floresta
submontana, floresta aluvial, formação pioneira com influência fluvial, capoeira submontana,
capoeira aluvial e campo antrópico. Segundo os autores, apenas 52% dos 5,160 ha da reserva
estão cobertos por florestas, sendo todo restante formado por áreas com maior ou menor grau
de perturbação.
201
Figura 1 – Mapa da Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, Fonte: Sansevero (2008) adaptada.
2.2 - Amostragem da vegetação
O estudo foi realizado em áreas de floresta madura, áreas de regeneração natural,
pastagens e plantios de mudas nativas. Todos contando com áreas de relevo plano, úmido e
não inundado, chamados de baixada e áreas inclinadas, com elevação entre 30 e 200 metros,
inclinação variando entre 30 e 55 graus e mais secas, chamadas de morrotes. Cada área possui
três repetições, exceto nos plantios, que são amostras únicas.
Todas as áreas foram amostradas através de parcelas (Mueller-Dombois & Ellenberg
1974). As áreas de floresta e regeneração natural foram amostradas a partir de nove parcelas
em blocos de 30 x 60 metros, por relevo, três em cada repetição. Cada uma das parcelas foi
subdividida em 18 subparcelas de 100 m² e destas foram sorteadas seis para avaliar a
vegetação (Fig. 2). Dentro de cada subparcela de 10 x 10 m foram amostrados indivíduos
pertencentes a dois estratos, arbitrariamente classificados como estrato arbóreo e subarbóreos,
semelhante Sansevero et al., (2009). Foram considerados pertencentes ao estrato arbóreo,
todos aqueles indivíduos com diâmetro a altura do peito (DAP) ≥ 5 cm encontrados dentro das
subparcelas de 100 m² sorteadas. O estrato subarbóreo, também chamado de arvoretas ou de
regeneração, foi composto por indivíduos com H ≥ 1,5 m e DAP < 5 cm, ou seja, indivíduos
arbóreos jovens. Estes foram amostrados através de subparcelas de 5 x 5 m alocadas dentro de
cada uma das seis subparcela de 10 x 10 m sorteadas.
202
Figura 2 – Figura modificada de Sansevero et al (2009). Esquema de parcelas em blocos utilizado para amostrar a vegetação (A); subparcelas usadas inventários de
árvores e dentro da mesma as subparcelas de 5 x 5 m para estudo da regeneração (B), na Reserva Biológica Poço das Antas, Rio de Janeiro.
Os plantios foram amostrados a partir de parcelas de 10 x 10 m. Para a vegetação
arbórea não foi utilizado amostragem e sim censo, onde todos os indivíduos com (DAP) ≥ 5
cm foram inventariados. Para o levantamento da vegetação subarbórea foram sorteadas 12
parcelas, totalizando uma área de 1200 m² por plantio, amostrados de forma aleatória
estratificada, para que fosse capturada a maior variação possível dentro dos mesmos,
distanciadas pelo menos 50 metros uma das outras, dentro de cada estratificação.
Todos os indivíduos registrados foram marcados com plaquetas de alumínio
numeradas, tiveram seu DAP medido, a altura estimada com ajuda do podão de cinco metros
e identificada até nível de espécie, quando possível. Não foram registrados lianas e indivíduos
mortos.
2.3 - Variáveis edáficas
Com ajuda de um trado, foram coletadas amostras compostas de solo de dois estratos: a)
solo superficial de 0 a 5 cm de profundidade, havendo a discriminação da serrapilheira do
local e b) solo de 5,1 a 20 cm de profundidade, sendo retirado imediatamente abaixo de “a”.
Em cada local de estudo foram coletados 10 amostras compostas, formadas por cinco de cada
estrato, totalizando assim 120 coletas compostas. Para determinar os locais de coletas de cada
amostra houve um sorteio de cinco das nove parcelas de 30 x 60m. Cada amostra composta
foi formada por cinco coletas simples, coletadas nos quatro vértices de cada parcela e uma
central. As análises químicas e granulométricas foram realizadas no laboratório de fertilidade
e de física dos solos da Universidade Federal de Lavras, de acordo com os métodos
203
recomendados por Santos et al. (2000). As variáveis de solo obtidas foram: Potencial
hidrogeniônico (pH); potencial de fósforo remanescente (P Rem), teores de fósforo (P),
potássio (K), cálcio (Ca), Magnésio (Mg), enxofre (S), ferro (Fe) e Alumínio (Al); soma de
bases trocáveis (SB); saturação por bases (V), capacidade de troca catiônica efetiva (t),
capacidade de troca catiônica a ph = 7,0 (T), acidez potencial (H + Al) e saturação por
alumínio (m); proporções de matéria orgânica (MO), e de areia, silte e argila.
Para a realização das análises estatísticas, dos dados edáficos, primeiramente foram
verificados os cumprimentos das condicionantes da análise de variância (variâncias
homogêneas; erros aleatórios, independentes e normalmente distribuídos; médias e variâncias
não correlacionadas). Inicialmente foi testado se haveria diferenças significativas entre os
estratos. Posteriormente, foram feitos testes de significância para todas as variáveis, par a par,
para saber o que realmente era significativamente diferente, feito a partir do teste t, isto se os
dados preliminares tiverem distribuição normal.
As análises de correspondência canônica (CCA) foram realizadas através do programa
R (R Core 2012), utilizando do pacote Vegan (Oksanen et al. 2008). Para o mesmo foram
utilizadas as matrizes de variáveis edáficas relacionadas com a abundância de espécies,
separadamente, arbóreas e arvoretas. Os dados foram padronizados por logaritmos + 1 para
corrigir a assimetria dos dados. As variáveis foram selecionadas por stepwise, utilizando teste
de permutação. O fator de inflação (VIF) foi verificado para excluir as variáveis
multicolineares, utilizando o critério de Oksanen (2011) em que valores de VIF menores que
1 não apresentam multicolinearidade, de 1 até 10, possuem multicolinearidade aceitável e
acima de 10, multicolinearidade problemática. Para verificar a significância da CCA foi
utilizado teste de permutação para o modelo, para as variáveis e para os eixos. Os gráficos
foram feitos também a partir do pacote citado.
2.4 - Serrapilheira
Nas áreas de floresta e regeneração natural, foram feitas quatro coletas compostas em
cada uma das parcelas de 30 x 60 m, totalizando 36 coletas simples em cada ambiente. Nos
plantios foram sorteados de forma aleatória estratificada 36 parcelas para as coletas, tendo
assim em cada ambiente 36 coletas compostas, totalizando 432 coletas. Cada amostra
composta foi produzida a partir de cinco amostras simples coletadas com ajuda de um
gabarito de PVC com 20 cm de diâmetro. As coletas simples foram feitas em quatro das seis
subparcelas, sendo feitas em cada vértice e no centro juntas em uma mesma amostra
formando a coleta composta, no total foram coletadas 2160 coletas simples.
204
Para a realização das análises estatísticas, primeiramente foram verificados os
cumprimentos das condicionantes da análise de variância (variâncias homogêneas; erros
aleatórios, independentes e normalmente distribuídos; médias e variâncias não
correlacionadas). Quando os dados não cumpriram tais condicionantes mesmo após
transformação, utilizou-se a análise não paramétrica (Teste de Mann-Whitney). Na análise
paramétrica, será realizada a ANOVA, seguido de teste de comparação de médias (Teste de
Fisher LSD 95%). Todos os cálculos estatísticos foram realizados com o software livre R
versão 3.0.2. (R core 2013).
Quanto às análises, foi feita análise de normalidade utilizado o teste de Shapiro –
Wilk, que mostrou que nem todas as amostras possuem distribuição normal. Desta forma
empregou-se o uso da análise de variância não paramétrica de Kruskal – Wallis, com p <
0,05.
2.5 - Abertura de dossel
A abertura do dossel foi medida através de fotografias hemisféricas obtidas com uma
câmera Nikon Coolpix 4300 e uma lente fisheye FC-E8. Nas áreas de floresta e regeneração
natural foi efetuada uma foto no centro de cada uma das subparcelas alocadas para o estudo
da vegetação. Em todos os locais as fotos foram feitas a um metro de altura do solo com o
auxílio de um tripé. Sendo assim, em cada um destes ambientes foram retiradas 54 fotos. Nos
plantios foram sorteadas 54 parcelas onde foram retiradas as fotos com a mesma metodologia
utilizada nos outros ambientes. No total foram retiradas 540 fotos de dossel. As fotos
desfocadas ou com algum problema na imagem foram refeitas. Foi utilizado um nível de
bolha e uma bússola para nivelar a câmera e orientá-la para o norte magnético. Todas as
fotografias foram obtidas durante o amanhecer, o entardecer ou com o tempo uniformemente
nublado. As fotografias foram preparadas com o programa SideLook (no modo de threshold
automático) e posteriormente analisadas através do programa Gap Light Analyzer.
Todos os locais foram comparados estatisticamente a partir de análise de variância,
feito no programa R.
3 Resultados
3.1 – Variáveis edáficas
Os resultados mostraram que entre as diferentes profundidades dos solos não há
diferenças significativas. As comparações entre as áreas e as variáveis edáficas mostraram que
205
entre as áreas de floresta e as áreas de restauração em baixada são poucas as diferenças, no
entanto, existem diferenças claras entre estas e as áreas de restauração em morrote. As áreas
de morrote são mais básicas, com pH superior à 5.0 na maioria dos casos. Todos os dados
edáficos estão apresentados em anexo I.
Para a matriz arbórea, somente nove variáveis foram selecionadas para a
correspondência canônica. Os resultados foram significativos para todas as variáveis, para o
modelo e para oito dos nove eixos. Os eixos mais importantes responderam por 24,4% e
19,5%, dividindo a matriz vegetacional arbórea em três grupos: primeiramente as áreas de
floresta, tanto de baixada como de morrote, distantes do restante dos grupos, influenciadas
principalmente por “Ca”, “T”, “M” e “P_Rem”, influenciado por espécies como Astrocaryum
aculeatissimum (Schott) Burret (Arecaceae) e Bathysa stipulata (Vell.) C. Presl. (Rubiaceae).
Os grupos de restauração em baixada tiveram pequena separação entre os mesmos, com uma
pequena distinção para as áreas de pastagens de baixada, influenciadas por M.O. Silte, K e
Mg com características principais da espécie Guarea guidonia (L.) Sleumer (Meliaceae). As
áreas em restauração de morrote permaneceram em um agrupamento, formando desta forma
as áreas de plantios, regeneração natural e pastagens em um conjunto não distinguível,
influenciados principalmente por K e P_Rem, com características fortes de Gochnatia
(Rubiaceae). As áreas em restauração de morrote permaneceram segregadas do restante das
outras áreas, influenciados principalmente por “K” e “V”, com características fortes de
Gochnatia polymorpha (Less.) Cabrera (Asteraceae), Albizia pedicellaris (DC.) L. Rico
(Fabaceae) e Myrcia splendens (Sw.) DC. (Myrtaceae).
206
Figura 3 Análise canônica entre as variáveis ambientais e florísticas arbóreas em diferentes modelos de restauração, pasto e floresta na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ. Onde: FB
Figura 4 Análise canônica entre as variáveis ambientais e florísticas subarbóreas em
diferentes modelos de restauração, pastagens e floresta na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ. Onde: FB = floresta baixada; FM = floresta morrote; RB = regeneração baixada; RM =
A abertura do dossel diferiu entre as áreas de baixada e morrote (Tab. 1). Todos os
modelos de restauração de baixada possuem cobertura vegetal semelhante à área de floresta.
A área controle, floresta, apresentou, no entanto média menor do que nas áreas em
restauração. As áreas de morrote diferiram muito entre si, não havendo semelhança estatística
entre nenhuma área estudada. O plantio 12 foi semelhante, estatisticamente, com os plantios
dois e seis, no entanto, é diferente da sua área controle, que é a área de floresta morrote. A
área de regeneração natural de morrote possui a maior abertura de dossel com média de pouco
mais de 25% de abertura (fig. 5).
Figura 5 Porcentagem da abertura de dossel em diferentes modelos de restauração e floresta na Reserva Biológica Poço das Antas, RJ, Flo_bai = floresta baixada; Flo_mor = floresta
A influência de espécies dominantes nas áreas de restauração de Poço das Antas já
comprovada por Sansevero et al. (2011), mostrando que a espécies Guarea guidonea tem
grande domínio das áreas de restauração de baixada. Em áreas de morrote o mesmo já foi
comprovado por Sansevero (2008) e Tapia (2012), tendo Gochnatia polymorpha como a mais
dominante. Estas duas espécies são as mais representativas das áreas e não se sabe ao certo o
motivo da dominância ou mesmo se são invasoras, já que se acredita que o camará seja
natural de áreas de cerrado (Tapia 2012) e que esteja invadindo as áreas degradadas por um
processo de savanização. Desta mesma forma, não se sabe o efeito das mesmas a logo prazo,
se são facilitadoras ou se possuem grande competição com as outras espécies.
0
10
20
30
40
FB FM RB RM P1 P2 P6 P7 P11P12
Folh
as
(g)
0
10
20
30
40
FB FM RB RM P1 P2 P6 P7 P11 P12
Ga
lho
s (g
)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
FB FM RB
RM P1
P2
P6
P7
P1
1
P1
2
Mis
celâ
nia
(g)
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
FB FM RB RM P1 P2 P6 P7 P11P12
Rep
rod
uti
vo (
g)
210
Tabela 4: Fração do estoque total em porcentagem de serrapilheira medido em diferentes modelos de restauração ambiental na Reserva biológica de Poço das Antas, Silva Jardim, RJ, Letras iguais representam amostras iguais, letras diferentes, amostras
significativamente diferentes, de acordo com o teste de Kruskal-wallis com p <0,05,Onde: FB – Floresta baixada; FM – Floresta Morrote; P1 – Plantio 1; P2 – Plantio
A dominância destas espécies talvez seja a causa da segregação das áreas. Claramente
podem ser separados três tipos de vegetação, quando relacionados com as características
edáficas. Podemos classificar a vegetação em área florestal, independente do relevo, mesmo
em outros trabalhos podemos ver que áreas de florestas estão agrupadas em clados diferentes
em chaves de similaridade.
Os outros dois grupos vegetacionais, árvores e arvoretas, estão representados pela
segregação das áreas de baixada e de morrote. Assim como já representado no capítulo I, vem
reforçar a segregação e formação de grupos da CCA. A CCA de ambas as matrizes
representou esta segregação, no entanto com inclusão de variáveis edáficas e espécies.
O estudo de cobertura de dossel é de extrema importância para a compreensão da
regeneração e sucessão dentro de uma floresta. Um grande número de espécies florestais
depende da abertura de clareiras e entrada de luz para sua regeneração (Hartshorn, 1980).
Aberturas no dossel promovem a entrada de luz na floresta, que gera alterações ambientais e a
colonização por espécies de diferentes categorias sucessionais, presentes no banco de
plântulas ou de sementes do solo e/ou de indivíduos remanescentes (Martins et al. 2008).
Segundo Oliveira-Filho et al. (1998), as florestas maduras possuem um denso dossel e árvores
de grande porte, apresentando os menores índices de abertura. Em seu trabalho, atestou que
211
plantios de mais de 15 anos obtiveram valores parecidos com as áreas de florestas mais
antigas, criando um ambiente mais propício ao estabelecimento de espécies arbóreas e
inibição de herbáceas invasoras altamente dependentes de luz (Celentano et al. 2010), assim
como as áreas dos plantios de baixada que apresentaram valores próximos estatisticamente
das áreas controle. Porém, a área de regeneração natural de baixada apresentou um valor
ainda mais próximo aos das áreas controle. Mas nenhum dos locais de baixada diferiu
significativamente entre eles, não sendo possível caracterizar avanço sucessional desses locais
relacionado à abertura de dossel. Outro fator importante que representado pelas áreas de
baixada são as árvores mais altas, havendo um estrato mais espesso, formado por árvores em
diversas alturas. Quanto mais baixo o dossel da floresta mais o estrato superior é delgado.
Nas áreas de morrote, se vê que a abertura é maior em todos os modelos de
restauração. Na área de floresta a abertura e a altura do dossel são semelhantes às áreas de
baixada e a inclinação do terreno não favoreceu a entrada maior de luz. Apesar de todas as
áreas diferirem estatisticamente das áreas controle, é possível atestar um maior fechamento de
dossel em relação aos plantios quando comparados com a regeneração natural tanto
numericamente, quanto estatisticamente.
Pietro (2008) obteve valores que indicavam que dosséis pouco fechados acarretavam
em uma temperatura elevada e baixo teor de umidade. Isso pode prejudicar a dinâmica das
plântulas que são frágeis e a germinação das sementes, pois estas, segundo Vieira (2001),
variam em tempo de armazenagem e umidade interna, o que acarreta diferenças na
germinação. Temperatura, luminosidade e umidade são características que definem a
categoria sucessional de plantas, assim, é possível que a abertura de dossel tenha influenciado
diretamente nessa categorização.
Junior (2004) encontrou aberturas de dossel que variavam de 3,15% a 19,43% no
trecho floresta inicial e de 1,28 a 6,81% na floresta madura. Essa variação apresentou valores
médios correspondentes a 8,09% e 3,20% respectivamente, confirmando que os valores das
parcelas iniciais foram parecidos com os comumente encontrados em clareiras naturais e os
valores encontrados para floresta madura foram semelhantes aos encontrados em áreas bem
preservadas com dossel fechado. Utilizando essas médias, os dosséis analisados obtiveram
valores altos de abertura, onde as áreas controle, que são chamadas assim por estarem bem
preservadas, apresentaram valores correspondentes a florestas iniciais.
Abreu (2010) achou em sua área de estudo uma abertura de 6,16%, analisando
fragmentos de floresta atlântica com muitos anos sem distúrbio, reforçando a ideia das áreas
em estudo apresentarem uma grande abertura de dossel.
212
As coletas de serrapilheira ocorreram no mês de agosto, sendo este um mês
intermediário entre o mês de maior queda de serrapilheira (setembro) e o de menor queda
(julho) de acordo com Bray e Ghoran (1964) e Domingos (1997). Araujo (2002), Domingos
(1997), Martins e Rodrigues (1999) utilizaram coletores com fundos de náilon ou helanca
instalados acima do solo por suportes ou presos a árvores, onde a serrapilheira era retirada
periodicamente. Este modo de captura pode ter sido responsável pelo pouco acúmulo de
material de tamanhos menores. Pelo fato de a coleta neste trabalho ter sido feita manual e
diretamente no solo, aumentou-se a quantidade de miscelânea coletada bem como a de pedra
e areia presentes nestas coletas.
O maior volume de folhas coletado por Araujo (2002) no ambiente de floresta
secundária foi no mês de junho foi de 330,75 g, sendo este o mês com a menor quantidade, e
o mês de setembro o de maior com 1040.51g de acordo com seus dados. No plantio obteve-
se em fevereiro 969.32 g e em junho 372.07 g. No presente trabalho as coletas feitas em FM
apresentaram 919,72 g de folhas aproximando-se do valor de floresta secundária, porém FB
apresentou 578, 23 g o que o coloca próximo dos padrões encontrados no plantio tradicional.
O volume de folhas encontradas nos plantios P1, P2, P6, P7 e RM superaram aqueles dos
plantios Araujo (2002).
O valor encontrado para galhos por Araujo (2002) na mata secundária em setembro
foi de 693,54 g e em junho 162,87 g. Seu plantio tradicional apresentou 331,41 g em janeiro
e 26,08 g em junho. Encontrou-se valores superiores ao plantio em FM, FB, RB, P11, P12 e
P6. O único ambiente que alcançou os valores da fração reprodutor em floresta secundária de
Araujo (2002) foi RM. Todos os outros ambientes ficaram abaixo da máxima atingida pelo
plantio clássico.
5 - Conclusões:
As matrizes arbóreas e subarbóreas apresentam grande distinção entre áreas de floresta
e áreas de restauração.
O dossel das áreas de baixada se mostram muito semelhantes entre os modelos de
restauração ambiental e as áreas modelo. O mesmo não ocorre nas áreas de morrote. Nestas,
apesar das áreas controle serem semelhantes às áreas de baixada, os modelos de restauração se
mostram muito diferentes, com grande abertura de dossel.
O acúmulo de matéria orgânica foi muito diferente em todas as áreas, não havendo
uma caracterização evidente de restauração através da mesma.
213
6 Referêncial bibliográfico
Abreu, R. C. R. E Rodrigues, P. J. F. P. 2010. Exotic tree Artocarpus heterophyllus
(Moraceae) invades the Brazilian Atlantic Rainforest. Rodriguésia 61(4): 677-688.
Andreasen, J. K.; O’neill, R.V.; Noss, R.; & Slosser, N.C. 2001. Considerations for the
development of a terrestrial index of ecological integrity. Ecological Indicators, 1: 21-35.
Appolinário, V.; Oliveira Filho A.T. & Guilherme, A. G. F., 2005. Tree population and
community dynamics in a Brasilian tropical semideciduous Forest. Revista Brasil, Bot. v,28, n,2, p,347-360.
Araújo, R.S. 2002. Chuva de sementes e deposição de serapilheira em três sistemas de revegetação de áreas degradadas na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Dissertação (Mestrado em ciências Ambientais e Florestais) – Universidade
Federal Rural do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro.
Botrel, R. T.; Oliveira Filho, A. T.; Rodrigues, L.; & Curi, N. 2002. Influência do solo e
topografia sobre as variações da composição florística e estrutural da comunidade arbóreo-arbustiva de uma floresta estacional semidecidual em Ingaí, MG. Revista Brasileira de Botânica, São Paulo, v, 25, n, 2, p, 195-213.
Bray, J. R.; Ghoran, E. 1964. Litter production in forest of the world. Advances Ecology of Research, v.2.
Carvalho, F. A.; Nascimento, M. T.; & Braga, J. M. A. 2006. Composição e riqueza florística do componente arbóreo da Floresta Atlântica submontana na região de Imbaú, Município de Silva Jardim, RJ. Acta botanica brasilica. 20(3): 727-740.
Carvalho, F. A.; Nascimento, M. T.; Braga J. M. A & Rodrigues, P. J. F. P. 2006. Estrutura da comunidade arbórea da floresta atlântica de baixada periodicamente innundada na Reserva Biológica Poço das Antas, Rio de Janeiro, Brasil. Rodriguésia 57 (3): 503-
518.
Celentano, D.; Zahawi, R. A.; Finegan, B.; Ostertag, R.; Cole, R. J. And Holl, K. D. 2010.
Litterfall Dynamics Under Different Tropical Forest Restoration Strategies in Costa Rica. Biotropica, 43(3): 279–287
Chazdon, R, 1988. Sunflecks and their importance to forest understorey plants, Advances in
Ecological Research 18: 1-63.
Denslow, J,S. 2000 Gap partitioning among tropical rain forest trees. Biotropica (Suppl,). 12;
47–55, 1980. FAO.
Domingos, M.; Moraes, R. M. De; Vuono, Y. S. De, & Anselmo, C. E. 1997. Produção de serapilheira e retorno de nutrientes em um trecho de Mata Atlântica secundária, na
Reserva Biológica de Paranapiacaba, SP. Revista brasileira de Botanica, vol.20, n.1 pp. 91-96.
214
Felfili, J.M. 1995. Growth, recruitment and mortality in the Gama gallery forest in central Brazil over six-year period (1985-1991). Journal of tropical ecology. v,11, p,67-83.
GEOSCAPE 2001. Environmental Planners And Cloverpoint Cartographics. North coast
Islam, K. R. & Weil, R. R. 2000. Land use effects on soil quality in a tropical forest
ecosystem of Bangladesh, Agriculture, Ecosystems and Environments, 79: 9-16.
Júnior, W. M. S.; Martins, S. V.; Silva, A. F. E Júnior, P. M. 2004. Regeneração natural de espécies arbustivo-arbóreas em dois trechos de uma floresta estacional semidecidual,
Viçosa, MG. Scientia Forestalis, n.66, p. 169-179.
of sunflecks for dipterocarp seedlings. Journal of Experimental Botany 56: 469-482.
Lieberman, D.; Hartshorn, G.S.; Lieberman, M.; & Peralta, R. 1990. Forest dynamics at La Selva Biological Station, 1969-1985, In: GENTRY, A,H,, ed, Four neotropical
rainforests, New Haven: Yale University Press, 1990, p,509-521
Lieberman, M. ;Lieberman, D.; & Peralta, R. 1989. Forest area not just swiss cheese: canopy
stereogeometry of non-gaps in tropical forest. Ecology, v,70, n,3, p, 550-552.
Lima, H,C.; Pessoa, S.V.A.; Guedes-Bruni, R.R.; Moraes, L.F.D.; Granzotto, S.V.; Iwamoto, S.; & Di Ciero, J. 2006. Caracterização fisionômica-florística e mapeamento da
vegetação da Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, Rio de Janeiro, Brasil. Rodriguésia, v,57, n, 3, p, 369-389.
Lüttge, U, 2008, Physiological ecology of tropical plants, Springer, Berlin, 458p.
Machado, E.L.M. & Oliveira-Filho, A.T. 2010, Spatial patterns of tree community dynamics are detectable in a small (4 ha) and disturbed fragment of the Brazilian Atlantic forest.
Acta Botanica Brasilica 24 (1): 250-261.,
Martínez-Ramos, M. C. 1985. Ciclos vitales de los árboles tropicales y regeneración natural de las selvas altas perenifolias. In: Gómez-Pompa, A.; Del Amo, S. Investigaciones
sobre la regeneración de selvas altas en Veracruz, México. vol,2, pp, 191-239.
Martins, S. V. Gleriani, J. M.; Amaral, C. H. do.; Ribeiro, T. M. 2008. Caracterização do
dossel e do estrato de regeneração natural no sub-bosque e em clareiras de uma floresta estacional semidecidual no município de Viçosa-Mg. Revista Árvore. v, 32, n, 4, p, 759-767.
215
Martins, S. V.; Rodrigues, R. R. 1999. Produção de serapilheira em clareiras de uma floresta estacional semidecídua no Município de Campinas, SP. Revista Brasileira de Botânica, v. 22.
Mueller-Dombois, D.; Ellenberg. H. 1974. Aims and methods of vegetation ecology. New York: Wiley.
Myers, N, 1988, Threatened biotas: hotspots in tropical Forest, Enviromentalist, 8:1-20.
Myers, N.; Mittermeier, R.A.; Mittermeier, C.G.; Da Fonseca, G.A.B.; & Kent, J. 2000. Biodiversity hotspots for conservation priorities. Nature, 403: 853-858.
Oksanen J. 2011. Constrained Ordination: Tutorial with R and vegan.The R Journal. Jari Oksanen.
Oksanen, J.; Kindt, R.; Legendre, P.; O'hara, B.; Simpson, G.L. & Henry, M.H. Stevens & Helene Wagner 2008. Vegan: Community Ecology Package. R package version 1.13-1.http://vegan.r-forge.r-project.org.
Oliveira Filho, A.T.; Curi, N.; Vilela, E.A. & Carvalho, D.A. 1998. Effects of canopy gaps, topography, and soils on the distribution of woody species in a Central Brazilian
Deciduous Dry Forest.Biotropica 30: 362-375.
Oliveira Filho, A. T.; & Ratter, J. A. 1994. Database: woody flora of 106 forest areas of eastern tropical South America. Edinburgh: Royal Botanic Garden, 60 p.
Prieto, P. V.; 2008. Efeitos de borda sobre o sub-bosque da Mata Atlântica de terras baixas na Reserva Biológica União, RJ, ENBT/JBRJ. Rio de Janeiro, 123p. (Dissertação de
mestrado em Botânica).
R Core Team 2013. R: A language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria. ISBN 3-900051-07-0, URL http://www.R-
project.org/.
Sansevero, J. B. B. 2008. Processos de regeneração em Mata Atlântica: uma comparação entre áreas naturais e plantios de restauração ecológica na reserva Biológica Poço das
Antas, Rio de Janeiro. Dissertação de mestrado, Programa de Pós-graduação em Botânica, Escola Nacional de Botânica Tropical.
Sansevero, J.B.B., P.V. Prieto, L.F.D. Moraes & P.J. Rodrigues. 2011. Natural Regeneration in Plantations of Native Trees in Lowland Brazilian Atlantic Forest: Community Structure, Diversity, and Dispersal Syndromes. Restoration Ecology. 19: 379-389.
Santos, H. G. Dos; Jacomine, P. K. T.; Anjos, L. H. C. Dos; Oliveira, V. A. De; Oliveira, J. B. De; Coelho, M. R.; Lumbrelas, J. F.; & Cunha, T. J. F. 2000. Sistema Brasileiro de
classificação de solos. 2. ed. Rio de Janeiro: Livraria Virtual da Embrapa. 306 p.
Silva, A. L.; & Scariot, A. 2003. Composição florística e estrutura da comunidade arbórea em Floresta Estacional Decidual em afloreamento de calcário (Fazenda S. José, São
Domingos, GO, Bacia do Rio Paraná). Acta Botânica Brasileira, v,17, n,2, p,305-313.
Spurr, s.h. & Barnes, b.v. 1973.Forest Ecology. New York, The Donald.
216
Takizawa, F.H. 1995. Levantamento pedológico e zoneamento ambiental da Reserva Biológica Poço das Antas. Monografia de Graduação - ESALQ/ USP, Piracicaba.
Tapia, A. S. 2011. Regeneração natural e restauração ecológica em campos antropizados e
capoeiras de Mata Atlântica submetida a queimadas. Dissertação de mestrado. Universidade Federal do Rio de Janeiro. Programa de Pós-Graduação em Ecologia
PPGE 65pp.
Veloso, H. P.; Rangel-Filho, A.L.R. & Lima, J.C.A. 1991 Classificação da vegetação brasileira adaptada a um sistema universal, Rio de Janeiro. IBGE. 123 p.
Vieira, A. H.; Martins, E. P.; Pequeno, P. L. L.; Locatelli, M. E; & Souza, M. G. 2001.Técnicas de produção de sementes florestais. EMBRAPA-CPAF Rondônia, Nº
205, p.2-4.
Vieira, D. L. M. And Scariot, A. 2006. Principles of Natural Regeneration of Tropical Dry Forests for Restoration. Restoration Ecology Vol. 14, No. 1, pp. 11–20.
Zobisch, M.A.; Richter, C.; Heiligtag, B. & Schlott,R.1995. Nutrient losses from cropland in the Central Highlands of Kenya due to surface runoff and soil erosion. Soil Till Res.,
33:109-116.
Whitmore, T.C. 1989. Canopy gaps and the two major groups of forest trees. Ecology 70, 536–538.
Wu, J. & Hobbs, R.J. (editors) (2007). Key Topics in Landscape Ecology. Cambridge University Press, Cambridge. 297pp.
217
Anexo I: Variações edáficas com coletas a 20 cm de profundidade, de cada local estudado na Reserva Biológica Poço das Antas, Silva Jardim, RJ. Médias
seguidas de mesma letra não possuem diferenças significativas.