Upload
aline110bio
View
31
Download
0
Embed Size (px)
Citation preview
Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro Escola Nacional de Botânica Tropical
Programa de Pós-Graduação Stricto Sensu em Botânica Diversidade Vegetal: Conhecer e Conservar
Dissertação de mestrado
Efeitos de borda de estradas sobre a comunidade arbóreo-arbustiva de um trecho urbano de Floresta
Atlântica, Rio de Janeiro – RJ.
Aline Silva Machado
Rio de Janeiro 2012
II
Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro Escola Nacional de Botânica Tropical
Programa de Pós-Graduação Stricto Sensu em Botânica Diversidade Vegetal: Conhecer e Conservar
Efeitos de borda de estradas sobre a comunidade arbóreo-arbustiva de um trecho urbano de Floresta
Atlântica, Rio de Janeiro – RJ.
Aline Silva Machado
Rio de Janeiro 2012
Dissertação 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 Mestre em Botânica.
Orientador: Pablo José Francisco Pena Rodrigues
III
Efeitos de borda de estradas sobre a comunidade arbóreo-arbustiva de um trecho urbano de Floresta Atlântica, Rio de
Janeiro – RJ.
Aline Silva Machado
Dissertação 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 Mestre.
Aprovada por:
Prof. Doutor Pablo José Francisco Pena Rodrigues (Orientador – JBRJ)
_______________________________________
Prof. Doutor Marcelo Trindade Nascimento (UENF)
_______________________________________
Prof. Doutor Haroldo Cavalcante de Lima (JBRJ)
_______________________________________
em 29/03/2012.
Rio de Janeiro 2012
IV
Machado, Aline Silva.
M149e Efeitos de borda de estradas sobre a comunidade arbóreo-arbustiva de um trecho urbano de Floresta Atlântica, Rio de Janeiro – RJ / Aline Silva Machado. – Rio de Janeiro, 2012.
vii, 82 f. : il. ; 28 cm. Dissertação (mestrado) – Instituto de Pesquisas Jardim Botânico
do Rio de Janeiro / Escola Nacional de Botânica Tropical, 2012.
Orientador: Pablo José Francisco Pena Rodrigues. Bibliografia. 1. Fragmentação florestal. 2. Efeito de borda. 2.Comunidade
arbustiva. 3. Comunidade arbórea. 4. Mata atlântica. 5. Floresta urbana. 6. Parque Nacional da Tijuca (RJ). I. Título. II. Escola Nacional de Botânica Tropical.
CDD 577.35
V
Dedico à minha família e aos meus sonhos.
VI
AGRADECIMENTOS
Há muito e muitos a quem agradecer, seguem breves menções.
Agradeço à ENBT, ao JBRJ e ao CNPq pelo apoio e estrutura fundamentais ao
encaminhamento do trabalho.
Ao meu orientador Dr. Pablo J. F. Pena Rodrigues por ter me aceitado para esta
jornada e por todo apoio logístico.
Ao Dr. Marcelo Trindade Nascimento e ao Dr. Haroldo Cavalcante de Lima por
terem aceitado compor a banca examinadora.
Ao professor e amigo Dr. André Scarambone Zaú por ter aceitado compor a banca
examinadora como suplente, por todas as conversas e trocas de idéias científicas e por
todos os anos de orientação e convivência.
Ao Dr. Bruno Rosado por ter aceitado compor a banca examinadora como suplente e
pelas valiosas contribuições na disciplina de Seminários II.
À Dra. Rafaela Forzza e à Dra. Dorothy Araújo pelas importantes contribuições na
disciplina de Seminários II.
Ao ICMBio e ao Parque Nacional da Tijuca pelo apoio à execução dos trabalhos de
campo.
Aos funcionários da ENBT e do JBRJ, especialmente à Hevelise Fregonese
Peregrino e ao Marcus Vinicius Silva por toda colaboração, profissionalismo e simpatia.
Aos taxonomistas que são essenciais para o encaminhamento do trabalho: Dr. João
Marcelo Alvarenga Braga, Dr. Marcelo Souza, Dr. Alexandre Quinet, Dr. Mário Gomes,
Dr. Haroldo Costa, Dra. Adriana Lobão, Dra. Maria de Fátima Feitas, Dr. Cyl F. Catarino
de Sá e Dr. Ronaldo Marquete.
Aos companheiros de pós-graduação por toda parceria e amadurecimento coletivo:
Alexandre Christo, Richieri Sartori, Nathália Braga e Milena Carvalho Teixeira.
VII
Especialmente às companheiras de jornadas mais longas de aflições e alegrias: Gláucia
Oliveira e Maysa Lima.
A todos os amigos do Laboratório de Ecologia Florestal da UNIRIO, essenciais em
discussões científicas e derivadas, amadurecimento profissional e também na ajuda em
trabalhos de campo, especialmente Gabriela Akemi Oda, Vinícius Gomes da Costa,
Daniele Andrade de Carvalho, Wallace Beiroz, Vanessa Leal, Gustavo Inácio, Mariana
Lima e Marco Aurélio Ferreira.
Ao pessoal do laboratório do Pablo, em especial Mariela Figueiredo, Michele Lima e
Natália Ribeiro pela solicitude e apoio.
A todos que me ajudaram em campo, sem vocês essa jornada teria conclusão difícil
de determinar.
A todos os meus amigos que participaram, não diretamente do trabalho, mas sim de
todo o tempo de dedicação a ele, sempre me apoiando e revigorando.
Ao Hélio Beiroz pela parceria, apoio e comprrensão em todos os momentos do
trabalho, bons ou nem tanto, também pelas contribuições diretas e por todo incentivo e
carinho.
À minha incrível família, por todo apoio, incentivo, garra, amor e estrutura neste e
em todos os momentos da minha vida, especialmente aos meus pais Maria Jaciene Silva
Machado e Jorge Luiz Nascimento Machado e à minha irmã Caroline Silva Machado.
Amo vocês, são a minha grande base.
Agradeço aos que deixei de mencionar por nome, mas que me são também valiosos.
Muito obrigada, sou uma pessoa privilegiada por tê-los encontrado.
VIII
RESUMO
Os efeitos de borda, reproduzidos e intensificados pela fragmentação de habitats, expõem as comunidades vegetais a diferentes condições. Em bordas de estradas são muito variados, podendo estar relacionados ao aumento de espécies exóticas. Em estradas de encostas florestadas, as alterações geomorfológicas podem ser diferenciadas em terrenos à montante e à jusante a partir da estrada. Este estudo analisou os efeitos de bordas de estradas sobre a vegetação de sub-bosque de uma floresta submontana considerando as posições acima e abaixo da estrada em relação à encosta. Foram alocadas 30 parcelas de 10x30m, subamostradas por 4 subparcelas de 5x5m, 10 em encostas acima das estradas, 10 abaixo e 10 a mais de 400m de bordas de estradas ou externas. Foram amostradas as árvores e arbustos com DAP de 1 a 5cm. Também se mediu a declividade do terreno e a altitude, além da orientação geográfica das estradas adjacentes às parcelas de bordas, foram levantados síndrome de dispersão, origem e estado de conservação das espécies. Foram encontradas 219 espécies, famílias e gêneros mais ricos se assemelharam aos encontrados em áreas bem conservadas de Mata Atlântica. Bordas em encostas abaixo apresentaram mais espécies exóticas, destacando-se Dracaena fragrans e Artrocarpus heterophyllus, ambas com potencial à dominância local, e menores densidades de indivíduos nativos. Alterações ambientais relacionadas aos distúrbios pela interceptação das estradas nos fluxos hídricos e de sedimentos podem estar gerando este padrão. A rarefação de espécies apresentou semelhança estatística entre as duas bordas. O interior florestal teve maior riqueza e diversidade e a acumulação de espécies similar à do levantamento como um todo. As composições florísticas nas três localidades estudadas foram diferentes pelo MRPP, apontando “filtros ecológicos” sobre a vegetação de sub-bosque. As diferenças encontradas sugerem dois níveis de impacto: maior em bordas abaixo e menor em bordas acima das estradas. Assim, as alterações vistas merecem mais estudos que permitam seu monitoramento e manejo, auxiliando a preservação da biodiversidade do Parque. Palavras chave: Fragmentação florestal, bordas de estradas de encosta, Parque Nacional da Tijuca.
IX
ABSTRACT
Edge effects, reproduced and reinforced by habitat fragmentation, expose plant communities to different abiotic conditions, leading to changes in species composition and physical structure. On the edges of roads, the effects are varied and may be related to the increase of exotic species. In forested slopes with roads, geomorphological changes can be different on the land upstream and downstream from the road. This study examined the edge effects of roads on the understory vegetation of a submontane forest considering the slope related positions above and below the road. Were placed 30 plots of 10x30m subsampled by 4 5x5m plots, 10 plots on slopes above the roads, 10 below the roads and 10 plots above 400m of distance from externals edges and of roads. In these plots were sampled trees and shrubs with a DBH of 5cm. The slope degree of the terrain and its altitude were also measured, plus the geographical orientation of roads where they were adjacent to the edges plots. The species had their dispersal syndrome, origin and conservation status surveyed. Were found 219 species, wealthiest families and genera were similar to those commonly found in Atlantic Forest areas, including well preserved areas. Edges on slopes below the roads had more exotic species, especially Dracaena
fragrans and Artrocarpus heterophyllus, both with potential for local dominance, and lower densities of native individuals. Changes related to environmental disturbances by intercepting the roads in water flows and sediment may be generating this pattern. The rarefaction of species showed statistical similarity between the two edges. The interior forest had higher diversity and richness and species accumulation similar to the survey as a whole. The floristic composition in three localities were different by MRPP, pointing to “ecological filters” in roadside on the understory vegetation. The differences suggested two levels of impact: higher on edges below the roads and lower on edges above. Thus, the changes seen deserve further study in order to know its scope and allow their better monitoring and management, helping to preserve the biodiversity of the Park. Keywords: Forest fragmentation, edges of slope roads, Tijuca National Park.
X
SUMÁRIO
INTRODUÇÃO...............................................................................................................1
MATERIAL E MÉTODOS............................................................................................7
Área de Estudo.......................................................................................................7
Metodologia.........................................................................................................11
Análise dos Dados...............................................................................................14
RESULTADOS..............................................................................................................19
Composição florística e fitossociologia...............................................................19
Riqueza, diversidade e rarefação de espécies......................................................26
Estrutura física.....................................................................................................28
Similaridade florística..........................................................................................32
DISCUSSÃO..................................................................................................................36
CONCLUSÕES..............................................................................................................50
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS........................................................................52
ANEXOS.........................................................................................................................64
1
INTRODUÇÃO
A fragmentação de habitats é uma das maiores ameaças à biodiversidade,
especialmente nas florestas tropicais, em consequência da pressão antrópica sobre as
paisagens naturais e se configura como um grande desafio para a conservação (Mittermeier
et al. 1998, Brooks et al. 2002). Fragmentos, muitas vezes de tamanho reduzido e isolados
entre si, podem não ser capazes de sustentar de maneira eficiente a estrutura natural e a
biodiversidade de habitats (Laurance et al. 2002), por prejudicarem a conectividade entre
as populações, diminuírem seus tamanhos e muitas vezes as interações ecológicas nas
comunidades.
Desta maneira, por si só, a alteração do tamanho da floresta original e de sua
comunicação com outras unidades florestais pode levar à degradação do habitat
fragmentado pela modificação de seus processos ecológicos com alterações bióticas e
abióticas. Porém estas alterações podem ser mais intensas nas proximidades da matriz
circundante, caracterizando os efeitos de borda (Murcia 1995, Laurance et al. 2002,
Olifiers & Cerqueira 2006). Além disso, é importante destacar que fragmentos estão muitas
vezes sujeitos a outras perturbações de origem antrópica, tanto em áreas rurais como em
áreas urbanas (Laurance et al. 2001). Assim, a fragmentação florestal é uma ameaça
intensa e de consequências pouco previsíveis principalmente para a biodiversidade de
ecossistemas tropicais, já que estes possuem complexas e intrincadas relações ecológicas
entre diversas espécies (Laurance et al. 2006, 2001).
Os efeitos de borda podem diminuir a diversidade e riqueza da comunidade vegetal
e também influenciar na proporção de espécies de diferentes grupos funcionais (Oliveira et
al. 2004). Em fragmentos e bordas recém-criadas há primeiro alterações ambientais
importantes, tais como aumento da incidência luminosa e de ventos, aumento da
2
temperatura e da dessecação (Murcia 1995, Harper et al. 2005), o que gera aumento da
mortalidade de árvores (Laurance et al. 2006). O estabelecimento de espécies em áreas de
borda, assim como a resposta à criação dessas áreas, é diferenciado podendo haver seleção
de espécies e influência direta na dinâmica da comunidade com facilitação ou inibição da
presença de diferentes espécies (Harper et al. 2005). São favorecidas espécies pioneiras, as
quais têm crescimento rápido, adaptação à maior incidência luminosa e sementes
pequenas, enquanto espécies características de estágios sucessionais mais avançados, com
crescimento lento, tolerância à sombra e sementes maiores têm seu estabelecimento
prejudicado (Laurance et al. 1998, 2006; Nascimento et al. 2006). A dinâmica de
comunidades afetadas por efeitos de borda tende a acelerar, com aumento nas taxas de
mortalidade, recrutamento e crescimento dos indivíduos (Harper et al. 2005; Laurance et
al. 1998).
Sabe-se que há também diferentes propriedades do ambiente capazes de influenciar
na intensidade dos efeitos de borda e em sua penetração em direção ao interior, assim as
respostas ecológicas à presença de bordas são particulares de cada local e fragmento
estudado (Harper et al. 2005; Laurance et al. 2002). O tipo de matriz circundante é uma
dessas propriedades, sendo os efeitos de borda em fragmentos inseridos em matrizes
compostas por áreas abertas, mais intensos (Tabarelli et al. 2008, Nascimento et al. 2006).
A diversidade de respostas da biota a esses efeitos reforça a necessidade de mais estudos
comparativos sobre o funcionamento das comunidades nos interiores florestais em bom
estado de preservação e nas bordas dos fragmentos, em estudos locais (Rodrigues &
Nascimento 2006).
No caso de aberturas lineares no dossel, estas têm efeitos menos intensos e
deletérios do que matrizes mais largas, devido ao menor contraste de ambientes físicos
nestes limites, e podem ser interpretadas como grandes clareiras (Benitez-Malvavido 2001,
3
Goosem 2007), representando matrizes menos abruptas, que podem minimizar os efeitos
de borda (Tabarelli & Gascon 2005). Nestas aberturas, fatores essenciais para a magnitude
do impacto são: a largura da abertura linear, a orientação da abertura em relação aos
ângulos do sol e as atividades realizadas na abertura, como uso de herbicidas, fogo ou corte
(Laurance et al. 2009, Forman & Alexander 1998).
No caso de as aberturas lineares serem estradas, há ainda maior variedade de
impactos, como a poluição proveniente dos veículos, a morte de animais por
atropelamento, o corte mais brusco da vazão superficial de água no solo, além da
possibilidade de maior fluxo de pessoas circulando e explorando o ecossistema (Forman &
Alexander 1998, Forman et al. 2003). Estradas que cortam áreas preservadas e fiscalizadas
são menos usadas para atividades extrativistas, porém em Unidades de Conservação com
pouca infraestrutura, essas atividades ocorrem mais frequentemente, com maiores impactos
à biodiversidade local. Apesar disto, estradas podem ter um importante papel de reserva de
biodiversidade em paisagens usadas para atividades agrícolas (Lamont et al. 1994), porém
em reservas naturais seus efeitos podem ser negativos, principalmente como um corredor
para a invasão por espécies exóticas (Trombulak & Frissell 2000).
É observado que o aparecimento de espécies exóticas é maior em regiões adjacentes
a estradas e com maior influência antrópica, principalmente pela intensa pressão de
propágulos gerada pelas atividades nestes locais e pela alteração de habitat causada pelas
atividades humanas, a qual é aumentada em estradas mais antigas (Zeng et al. 2010).
Assim, efeitos de estradas na composição da vegetação podem se estender até cerca de
200m a partir da borda da estrada, como já foi detectado em vegetação herbáceo-arbustiva
(Angold 1997).
Neste contexto, impactos diversos podem ser esperados nas bordas de estradas de
encosta que cortam áreas florestadas (Gucinski et al. 2001). Como os ligados a influências
4
das estradas na geomorfologia e hidrologia local. Em estradas de encostas estes efeitos
podem ser mais deletérios levando ao aumento da velocidade do fluxo hídrico superficial e
sub-superficial proveniente de precipitações e ao aumento da vazão de sedimentos e
detritos a jusante (Gucinski et al. 2001, Wemple et al. 2001). Assim, as encostas que se
localizam abaixo da estrada sofrem o aporte extra da água pluvial que não infiltra no solo
sob a estrada, seja pela compactação do solo ou pela cobertura de asfalto, e os sedimentos
carreados com ela, configurando maior aporte de sedimentos para jusante, especialmente
em eventos extremos de precipitação (Jones et al. 2000, Wemple et al. 2001).
No contexto global de intensa fragmentação e perda de habitas, as florestas urbanas
emergem como alternativa à conservação de habitats, podendo ser biologicamente ricas
dependendo de seu histórico de preservação e gestão, implicando em benefícios ecológicos
e sociais a serem valorizados (Alvey 2006). Já foi encontrado em florestas temperadas que
espécies chaves para a conservação destes habitats, apesar de apresentarem respostas
diferenciadas à fragmentação, podem estar presentes em fragmentos urbanos maiores que
1.000 ha (Godefroid & Koedam 2003). Estudos ecológicos capazes de elucidar e desdobrar
questões como esta, relativas ao potencial de preservação de habitats dos fragmentos
precisam ser implementados.
Apesar de ser evidente o valor para a conservação de remanescentes grandes e fora
de áreas urbanas, estes podem não configurar áreas protegidas suficientes para a
conservação de ecossistemas já muito impactados (Tabarelli 2010), tendo em vista que a
importância de áreas protegidas aumenta com a pressão sofrida por seus biomas (Sánchez-
Azofeifa et al. 1999, Lugo 2010). Assim deve se investir estudos científicos consistentes a
respeito dos remanescentes que ainda persistem em áreas metropolitanas, destacando a
avaliação da sua capacidade de conservação da biodiversidade (Miller & Hobbs 2002).
5
A Mata Atlântica enquadra-se neste quadro de bioma ameaçado, concentrando
expressiva biodiversidade com alta ocorrência de endemismo e encontra-se em situação
crítica de conservação pela elevada redução e degradação de seus habitats (Myers et al.
2000). Como consequência de seu intenso histórico de exploração (Dean 1997), este bioma
teve sua distribuição territorial bastante reduzida, restando hoje cerca de 11,7% de sua
cobertura original distribuída em fragmentos, com ocorrência muito grande de pequenos
fragmentos de área menor que 100 hectares (Ribeiro et al. 2009). Sendo hoje um dos
ecossistemas mais devastados e mais seriamente ameaçados, são necessárias medidas de
conservação mais urgentes (Ribeiro et al. 2009).
Com alta diversidade vegetal e ocorrência de espécies endêmicas, muitas das
espécies da Mata Atlântica já foram extintas ou estão em processo de extinção, algumas
delas antes mesmo de serem conhecidas pela ciência (Morellato & Haddad 2000). Assim, o
acesso científico ao conhecimento da diversidade vegetal, base fundamental para inúmeros
estudos ecológicos e de conservação (Rejmánek & Brewer, 2001), deve ser intensificado
no Bioma.
Sendo a busca de mais conhecimento acerca dos processos biológicos e de
procedimentos administrativos eficazes uma base essencial para a conservação da Mata
Atlântica (Pinto et al. 2006), o entendimento e previsibilidade dos efeitos de borda são
importantes aspectos a se pesquisar para subsidiar projetos de conservação (Murcia 1995),
com a elucidação das respostas dos componentes bióticos aos limites artificiais. Desta
maneira, tem-se feito ultimamente muitos estudos a fim de encontrar padrões relativos aos
efeitos de borda em Mata Atlântica, como os de Rodrigues (2004), Iguatemy (2008), Pietro
(2008), Reis (2008), Gabriel (2009), Jesus (2009), Hottz (2010) e Zaú (2010).
Neste cenário, o presente estudo se propõe a avaliar se ocorre diferença na estrutura
e composição da vegetação arbóreo-arbustiva de sub-bosque entre bordas de estradas e o
6
interior florestal e também entre as duas situações de bordas criadas com a construção de
estradas em encosta: a borda na encosta acima da estrada e a borda na encosta abaixo da
estrada, em um remanescente urbano de Mata Atlântica. Para isto pretende-se: 1- avaliar e
comparar as composições florísticas da vegetação arbóreo-arbustiva nas bordas de estrada
e no interior; 2- avaliar e comparar as estruturas físicas da vegetação arbóreo-arbustiva
nestas localidades; 3- avaliar a variação destes aspectos biológicos com a declividade do
terreno nestas localidades; 4- avaliar a variação dos mesmos aspectos biológicos com a
altitude nas localidades 5- avaliar a variação destes aspectos nas bordas de acordo com a
orientação geográfica das estradas adjacentes.
7
MATERIAL E MÉTODOS
Área de estudo
O Parque Nacional da Tijuca, Unidade de Conservação de proteção integral
segundo o Sistema Nacional de Unidades de Conservação (BRASIL 2000), encontra-se
inserido no centro urbano da cidade do Rio de Janeiro, entre os paralelos 22°25’ e 23°01’
de latitude sul e os meridianos 43°12’ e 43°19’ de longitude oeste. Sua área total de cerca
de 4.000 ha é formada por quatro setores descontínuos: Floresta da Tijuca (Setor A), Serra
da Carioca (B), Pedra Bonita / Pedra da Gávea (C) e Pretos-Forros / Covanca (D)
(ICMBIO 2008) (Figura 1).
O relevo é montanhoso, com altitudes desde 80 m até 1021 m (Pico da Tijuca) e
separa a Zona Norte da Zona Sul da cidade. O PNT possui vertentes voltadas para
diferentes orientações geográficas e sua vegetação apresenta trechos em diferentes estágios
sucessionais (Oliveira et al. 1995), incluindo matas secundárias e trechos bem conservados
de aparência primária (ICMBIO 2008). O presente estudo foi realizado no setor “A” do
PNT.
O clima no Parque é do tipo tropical úmido (“Af”); para altitudes até 500 m e para
altitudes maiores que 500 m, o clima é do tipo temperado mesotérmico super-úmido
(“Cfa”) (senso Köpen apud. Mattos 2006). Esse autor aponta a ocorrência de chuvas
durante todo o ano, sendo a precipitação anual média de 2.277mm e a média anual da
temperatura de 21,5ºC, com máximas e mínimas médias de 26,2 ºC e 17,9 ºC,
respectivamente.
8
Figura 1: Região de localização do Parque Nacional da Tijuca com destaque para sua divisão em setores: A- Floresta da Tijuca, B- Serra da Carioca, C- Pedra Bonita / Pedra da Gávea e D- Pretos Forros / Covanca. (Fonte: parquedatijuca.com.br)
A vegetação local é típica de Mata Atlântica, classificada como Floresta Ombrófila
Densa, predominantemente Submontana (IBGE 1992) (Figura 2). De modo geral, a Mata
Atlântica apresenta alto endemismo de espécies arbóreas e ausência de uma fauna
exuberante pela histórica e ativa degradação dos seus ecossistemas (IBAMA 2009, Dean
1996). Localmente, a formação original sofreu intensa e significativa alteração antrópica
no decorrer do desenvolvimento da cidade do Rio de Janeiro (Abreu 1992).
Em meados do século XIX, grande parte da vegetação original da área do Parque
havia sido removida dando lugar ao cultivo de café e ocupações, isso gerou problemas
como enchentes e deslizamentos e agravou uma crise de falta de água na cidade antes da
metade do século. Esses problemas motivaram desapropriações e ações de reflorestamento
a partir de 1844 (Abreu 1992). Assim, apesar do histórico de pressão antrópica, áreas
9
englobadas pelo PARNA da Tijuca são historicamente objeto de ações e decretos
governamentais com o objetivo de conservação (Castro Maya 1967).
Figura 2: Aspecto do interior da floresta no setor A – Floresta da Tijuca, do Parque Nacional da Tijuca, RJ.
Inicialmente, a principal motivação foi preservar os mananciais de água da cidade,
sendo a área do parque resultado de preservação, sucessão secundária natural e antigas
ações de reflorestamento. O primeiro reflorestamento de áreas hoje integrantes do PNT foi
uma iniciativa pioneira realizada entre os anos de 1862 e 1875 pelo major Manoel Gomes
Archer, nomeado para tal tarefa pelo governo imperial, a partir deste, outros trabalhos de
reflorestamento, desapropriações e reintroduções de elementos de fauna foram realizados
(Abreu 1992, ICMBIO 2008).
Em 1961 foi criado o Parque Nacional do Rio de Janeiro, tendo seu nome
modificado em 1967 para Parque Nacional da Tijuca, ainda com área menor que a atual,
10
que foi decretada em 2004 com a redefinição dos limites do Parque e constituição dos seus
quatro setores. O PARNA Tijuca é uma das maiores florestas urbanas do mundo e tem
destacada importância ambiental e cultural para a cidade do Rio de Janeiro, tendo sido
elevado a “Reserva da Biosfera” em 1991, o que corrobora seu papel de destaque não
restrito às fronteiras da cidade ou do país (IBAMA 2009).
Assim, a vegetação do PNT encontra-se em estágio sucessional secundário
avançado ou “clímax” local em cerca de 35% da área do maciço da Tijuca (112 km²)
(Coelho-Neto et al. 2007). Apesar disto, existem áreas degradadas, como as sujeitas a
incêndios e também ocorrem espécies exóticas, tanto animais quanto vegetais, frutos de
ações de paisagismo, introdução pela população e pelos próprios projetos de
reflorestamento, por incipiência (ICMBIO 2008).
Dentre as espécies vegetais exóticas, algumas se destacam na paisagem do Parque.
Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl. (Asparagaceae), a dracena ou pau d’água, é uma
espécie arbustiva de origem africana que se destaca por formar adensamentos nas bordas
das estradas pavimentadas que cortam internamente o setor A do PNT (Ribeiro & Zaú
2007). A jaqueira, Artocarpus heterophyllus Lam. (Moraceae), espécie arbórea de origem
asiática, destaca-se por ser espécie dominante em trechos próximos às bordas externas do
Parque (Abreu & Rodrigues 2010). Destacam-se também espécies de eucalipto
(Eucalyptus spp., Myrtaceae), de origem australiana, dispersas nas bordas de estradas
internas (ICMBIO 2008).
As referidas estradas pavimentadas internas do Parque, das quais as do setor A –
Floresta da Tijuca são objeto de estudo do presente trabalho, têm sua época de construção
estimada por volta do ano de 1862, tendo recebido grande reforma entre 1943 e 1946, além
de intervenções de paisagismo no final do século XIX e têm largura média de cerca de 10
11
metros (Castro Maya 1967, ICMBIO 2008). As estradas têm influência relatada em
movimentos de massa no PNT (Coelho-Neto et al. 2007).
Metodologia
Foram alocadas no total 30 parcelas base de 10 x 30m para a amostragem da
vegetação arbóreo-arbustiva. Destas, 10 foram marcadas paralelamente às bordas em
encostas acima das estradas pavimentadas que cortam o setor A – Floresta da Tijuca do
PNT, 10 paralelamente às bordas em encostas abaixo das estradas e 10 parcelas no interior
do fragmento a pelo menos 400 m de distância de qualquer borda de estrada ou borda
externa dos limites do fragmento florestal (Figuras 3 e 4).
Figura 3: Esquema da amostragem das bordas.
12
Figura 4: Aspecto de borda de estrada pavimentada no setor A – Floresta da Tijuca, do Parque Nacional da Tijuca, RJ.
Na alocação das parcelas buscou-se contemplar amplamente a extensão de estradas
que cortam o setor, assim como as porções de mata a mais de 400 metros de estradas e
bordas externas (Figura 5). Mas foram evitadas as seguintes situações: clareiras, topos de
morro, fundos de vale, muros de contenção de encostas (presentes nas bordas), locais com
muitas rochas expostas e com declividade do terreno maior que cerca de 40o, isso para
diminuir a heterogeneidade e a inclusão de situações extremas na amostragem. Além disso,
buscou-se um espaçamento mínimo entre as parcelas de cerca de 100m e não foram
amostradas áreas de bordas de estradas cujos aspectos de declividade de terreno eram
planos, não permitindo a definição de acima ou abaixo em relação à estrada adjacente. Os
critérios de alocação de parcelas no interior resultou na alocação destas próximas
espacialmente, mas com a distância mínima já citada entre si.
13
Figura 5: Mapa com a localização das unidades amostrais no setor A - Floresta da Tijuca, do Parque Nacional da Tijuca.
Cada parcela base de 10 x 30 m foi dividida em doze subparcelas de 5 x 5 m, sendo
sorteadas quatro destas para o estudo da vegetação (Figura 6), o que permitiu uma maior
aleatorização da amostragem. Dessa forma, foi amostrado um total de 0,3 ha de área
distribuído entre as 30 unidades amostrais. Foram medidas para cada parcela a declividade
do terreno, através de clinômetro e a altitude em relação ao nível do mar com uso do GPS.
Também foram marcados com GPS os pontos geográficos de cada parcela para o
mapeamento e foi verificada, para as parcelas de borda, a direção predominante da
extensão da estrada adjacente: se era mais próxima da direção Norte - Sul ou Oeste - Leste.
Figura 6: Método de amostragem das parcelas de 10 x 30 m por quatro quadrantes internos de 5 x 5 m determinados por sorteio para cada parcela.
14
O critério de inclusão dos indivíduos vegetais foi o DAP (diâmetro à altura do peito,
a 1,30 m do solo), tendo os indivíduos amostrados DAP ≥ 1 cm e ≤ que 5 cm. Os DAP e
alturas dos indivíduos foram medidos e anotados e cada indivíduo foi numerado e coletado.
Os indivíduos mortos em pé que contemplaram o critério de inclusão também tiveram
DAP medidos e anotados. Características morfológicas dos indivíduos vivos que pudessem
auxiliar a identificação taxonômica, tal como aspecto do tronco e presença de látex, foram
observadas e registradas em campo.
Posteriormente, as amostras foram catalogadas em morfo-espécies1. Com a
organização do material coletado, foi realizada a identificação botânica com ajuda de
taxonomistas. Finalmente foi feita a verificação comparativa das amostras com material
identificado de herbários.
A classificação das famílias e gêneros usada foi de acordo com o “Angiosperm
Phylogeny Group III” (APG 2009) e a padronização dos binômios e autores foi feita
através da Lista de espécies da Flora do Brasil (Lista de espécies da Flora do Brasil 2012)
para espécies brasileiras e pelo indexador taxonômico do Missouri Botanical Garden
(MBG TROPICOS 2011), para espécies estrangeiras. Pela Lista de espécies da Flora do
Brasil também foi identificada a origem nativa ou exótica de cada espécie para a área de
estudo.
As espécies foram ainda classificadas de acordo com suas respectivas síndromes de
dispersão, por revisão bibliográfica e visita a herbário para observação de características
dos frutos ou sementes, senso van der Pijl (1982), em zoocóricas, anemocóricas e
autocóricas. Também foi levantado o estado de conservação de cada espécie pela Lista
1 Constitui(em) uma morfo-espécie a(s) amostra(s) que apresenta(m) características morfológicas com uma
amplitude de variações que não deixa de fazê-la(s) ser(em) considerada(s) pertencente(s) a um único táxon
específico/infra-específico (GUEDES-BRUNI et al. 2002).
15
Oficial das Espécies da Flora Brasileira Ameaçadas de Extinção (BRASIL 2008) e pela
Lista Vermelha de Espécies Ameaçadas da IUCN (IUCN 2011).
Análise dos dados
Composição florística e fitossociologia
A composição florística da amostragem total foi analisada, sendo contabilizados
totais de indivíduos vivos e mortos em pé, de espécies (riqueza total), de gêneros e famílias
amostradas. Foi calculada a diversidade total e de cada localidade (borda acima, borda
abaixo e interior) através do índice de Shannon-Wiener e a equabilidade pelo índice de
equabilidade de Pielou (Tabela 1).
Foram também listadas as famílias mais abundantes, ricas e com maior valor de
importância (VI) no levantamento total e por localidade. O VI foi calculado somando-se a
densidade relativa, a frequência relativa e a área basal relativa (Tabela 1) para cada família
no levantamento total e por localidades e dividindo o valor por 300, para obter valores
entre 0 e 1, os quais somados, para todas as famílias em cada levantamento, resultem 1.
Tabela 1: Fórmulas usadas para os índices medidos. Índice de Shannon-Wiener (H’) - ∑k i=1 FRi (ln FRi)
ln= logaritmo neperiano FRi= frequência relativa da espécie i
Equabilidade de Pielou (J) H’/ln k k= número total de espécies
Densidade relativa (DR) (Ni/N) 100 Ni= número de indivíduos da espécie (ou família) i N= número total de indivíduos
Frequência relativa (FR) ((Pi/P)/ ∑k i=1(Pi/P)) 100 Pi= número de parcelas em que ocorreu a espécie i P= número total de parcelas
Área basal relativa (ABR) (Abi/∑k i=1 Abi) 100 Abi= área basal da espécie i
Valor de importância (VI) Para espécies= (DR+FR+ABR)/300 Para famílias= (DR+ABR+Kf)/300
Kf= número de espécies da família sobre o total de espécies
16
Foram verificados os gêneros mais abundantes e ricos. Para espécies, também
foram calculados os VI como para as famílias. Todos os cálculos para se obter valores de
importância foram realizados através do programa Fitopac 2 (Shepherd 2010).
Os percentuais de espécies ameaçadas, espécies exóticas e de espécies em cada
síndrome de dispersão foram calculados para cada unidade amostral. A normalidade para
cada variável em cada localidade foi testada pelo teste de Shapiro-Wilk, posteriormente foi
testada a homocedasticidade pelo teste de Bartlett. Quando as variáveis foram normais e
homocedásticas, foram testadas diferenças entre as localidades pela análise de variância de
uma via (ANOVA, n=10) e quando encontradas diferenças por este teste, usou-se
comparações par a par pelo teste de Tukey para identificar entre quais localidades as
diferenças foram significativas, com intervalos de confiança de 95%.
Quando as variáveis não foram normais ou homocedásticas, executou-se o teste de
variância não paramétrico Kruskal-Wallis, com verificação de localização de diferenças
pelo teste de Dunn, também com intervalos de confiança de 95%. As analises citadas e os
gráficos foram executados no programa Systat 11 (Wilkinson, 2005). Antes da análise de
dados de porcentagens foi realizada transformação calculamdo-se o arco-seno da raíz
quadrada destes dados dividida por 100, cujo valor foi analisado pelos testes citados.
Riqueza, diversidade e rarefação de espécies
Para comparação dos valores totais de riqueza e os valores do índice de diversidade
de Shannon-Wiener por parcelas entre as localidades, foram usados os mesmo
procedimentos de verificação de normalidade, homocedasticidade, existência de diferença
e localização de diferença estatística já citados, no mesmo programa estatístico.
Para verificar os padrões de acumulação de espécies para as três situações analisadas
e o levantamento total em abundâncias de indivíduos menores do que as amostradas, foram
17
calculadas suas curvas de rarefação de espécies segundo o aumento da amostragem de
indivíduos por conjuntos de 10 indivíduos com 1000 permutações e intervalo de confiança
de 95% pelo programa Past 2.12 (Hammer et al. 2001).
Estrutura física da comunidade
A partir dos dados levantados para cada parcela, foram calculados: altura média dos
indivíduos, área basal média, densidade por hectare, percentuais de indivíduos perfilhados
e percentuais de indivíduos mortos em pé por parcela. Os procedimentos para verificação
de diferenças estatísticas entre as localidades para estes parâmetros foram os mesmos
descritos anteriormente, executados no programa Systat 11.
Similaridade florística
Para a ordenação das unidades amostrais a partir da composição florística foi
realizada uma Análise de Correspondência (CA), baseada na matriz de abundâncias das
espécies que estiveram presentes em pelo menos 5 das 30 unidades amostrais (espécies
mais frequentes).
Para verificar a existência de diferenças estatísticas entre as três localidades
estudadas, foi conduzido o Procedimento de Permutação de Resposta Múltipla (MRPP) a
partir da matriz de dissimilaridade de Bray-Curtis entre as parcelas, que foi calculada pela
matriz de abundâncias de todas as espécies amostradas por parcelas. Nesta análise testa-se
se a composição de espécies é mais similar entre as parcelas de um mesmo grupo do que o
esperado caso as parcelas se distribuíssem ao acaso entre as localidades. O grau de
similaridade é expresso pelo índice de homogeneidade corrigido em relação ao acaso. Esta
estatística, denominada “A”, varia de zero a um, e tem valor máximo quando todas as
parcelas de um grupo têm a mesma composição de espécies.
18
A Análise de Correspondência e o MRPP foram realizados através do programa
PC-ORD 5.1 (McCune & Grace 2002).
Variáveis ambientais
Foram testadas correlações entre as variáveis dependentes estudadas – percentuais
de espécies ameaçadas, percentuais de espécies exóticas, percentuais de espécies de cada
síndrome de dispersão, riqueza de espécies, diversidade de espécies, altura média dos
indivíduos, área basal média, densidade por hectare, percentuais de indivíduos perfilhados
e percentuais de indivíduos mortos em pé e placares dos eixos da Análise de
Correspondência - e as variáveis ambientais medidas (declividade, altitude e direção
predominante da extensão da estrada adjacente em bordas).
Para testar relações com a declividade e a altitude dos terrenos das parcelas, foram
conduzidas regressões lineares simples, com transformação dos dados quando não normais.
Já para verificação de diferenças entre parcelas de borda adjacentes a estradas com
diferentes orientações geográficas, foi conduzido o teste t para duas amostras
independentes quando as séries de dados foram normais e homocedásticas e o teste de
Kolmogorov-Smirnov para dados não normais ou homocedásticos. Todos estes
procedimentos foram executados no programa Systat 11.
19
RESULTADOS
Composição florística e fitossociologia
No levantamento total foram coletados 1146 indivíduos arbóreo-arbustivos vivos,
pertencentes a 219 espécies, 73 gêneros e 48 famílias. Do total, 67% (147 espécies) estão
identificadas com o epíteto específico, 24% (53 espécies) estão em gênero ou em família e
9% (19 espécies) permanecem indeterminadas (Anexo 1). Mortos em pé totalizaram 40
indivíduos (3% do total), a diversidade total medida pelo índice de Shannon foi 4,59, a
equabilidade pelo índice de Pielou foi 0,851, a área basal total foi de 2,093 m² por hectare
e a densidade foi de 3820 indivíduos por hectare.
A composição florística variou entre as localidades, destacando o grande número de
espécies exclusivas de cada localidade, que somaram 60% do total (131 espécies),
enquanto as espécies compartilhadas pelas três localidades somaram 10% do total (22
espécies) (Figura 7).
Figura 7: Diagrama de Venn com a distribuição dos totais de espécies nas localidades estudadas, diversidade (H`) total, equabilidade total (J) e diversidade por localidades.
As famílias mais abundantes (em número de indivíduos), mais ricas em espécies e
com maiores percentuais de valor de importância (VI) variaram entre as localidades
estudadas (Figura 8). Considerando-se o somatório do levantamento, as famílias mais
abundantes foram: Myrtaceae (23% dos indivíduos), Rubiaceae (12), Arecaceae (9),
Lauraceae e Fabaceae (5); já as mais ricas em espécies foram: Myrtaceae (16% das
20
espécies), Lauraceae (8), Fabaceae (8), Rubiaceae (7) e Sapindaceae (4). Ao se considerar
a densidade, a área basal e a frequência na amostragem, usando-se o valor de importância
(VI), as famílias com maior VI na totalidade foram: Myrtaceae (18% do VI para famílias),
Rubiaceae (10), Arecaceae (9), Lauraceae e Fabaceae (5), seguindo o padrão das mais
abundantes. Menores riquezas de espécies em famílias com alto VI, como no caso de
Arecaceae no levantamento total, indica que, apesar de poucas espécies, estas apresentaram
alta frequência nas unidades amostrais e/ou indivíduos com grandes áreas basais.
Figura 8: Famílias com maiores abundâncias percentuais de indivíduos (% indv.), maiores riquezas percentuais de espécies (% spp.) e maiores percentagens de valor de importância (% VI) nas três localidades estudadas.
Os gêneros mais ricos na amostragem toda foram: Eugenia (10 espécies), Ocotea (6),
Maytenus (5), Myrcia e Psychotria (4), desconsiderando-se os gêneros mais abundantes
21
que apresentaram apenas uma espécie (espécies mais abundantes), os gêneros com mais
indivíduos foram: Psychotria (65 indivíduos), Myrcia (64), Maytenus (54), Eugenia (49) e
Ocotea (32). Já as espécies mais abundantes na área estudada como um todo foram:
Myrceugenia myrcioides (Cambess.) O.Berg. (77 indivíduos), Geonoma schottiana Mart.
(58), Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl. (44), Euterpe edulis Mart. (41) e Myrcia tijucensis
(32). Foram encontradas 90 espécies (41%) com apenas um indivíduo na amostragem toda
e apenas 27 espécies (12%) com dez ou mais indivíduos.
As quinze espécies com maior VI em cada localidade, destacam diferenças na
composição de espécies entre bordas e interior, assim como a distinta dominância entre
localidades das espécies com maiores frequência, abundância e área basal no estudo como
um todo (Tabela 2 e Anexos 2, 3, 4 e 5).
Euterpe edulis, o palmito, que tem VI destacado em todas as localidades (Tabela 2),
é uma espécie que consta na lista brasileira oficial de espécies ameaçadas de extinção do
MMA (BRASIL 2008). Na borda de encosta abaixo da estrada destaca-se a importância
fitossociológica da espécie arbustiva exótica Dracaena fragrans. Esta, apesar de não estar
presente em todas as parcelas desta localidade, esteve presente apenas nas encostas abaixo
das estradas e com alta abundância em três das cinco parcelas em que aparece (7, 17 e 18
indivíduos), sendo a mais abundante da localidade. Além disso, seus indivíduos têm
diâmetros próximos do limite máximo medido, que resulta em alta dominância relativa
(Anexo 5) e aumento de seu valor de VI que, comparativamente, é o maior para a
localidade de borda abaixo e o quarto maior no levantamento como um todo.
Outra espécie exótica que aparece com destaque na mesma localidade é Artocarpus
heterophyllus Lam., a jaqueira, que só foi registrada nas bordas, com apenas um indivíduo
na borda em encosta acima da estrada e outros seis distribuídos em duas amostras na borda
encosta abaixo da estrada
22
Tabela 2: Espécies com maiores índices de valor de importância (VI) nas
três localidades estudadas e no levantamento realizado como um todo.
Borda Abaixo Borda Acima Espécies VI Espécies VI Dracaena fragrans 0,136 Myrceugenia myrcioides 0,127 Myrtaceae sp. 1 0,058 Euterpe edulis 0,059 Euterpe edulis 0,058 Myrcia tijucensis 0,052 Eugenia pisiformis 0,044 Myrcia spectabilis 0,050 Sapotaceae sp. 1 0,043 Maytenus brasiliensis 0,029 Psychotria leiocarpa 0,029 Geonoma schottiana 0,028 Copaifera lucens 0,022 Maytenus ardisifolia 0,027 aff. Diatenopiterys sorbifolia 0,022 Amaioua intermedia 0,025 Artocarpus heterophylus 0,021 Bathysa stipulata 0,021 Guarea macrophylla 0,019 Psychotria leiocarpa 0,018 Lamanonia ternata 0,019 Licania kunthiana 0,017 Mollinedia longifolia 0,018 Guapira opposita 0,016 Myrcia tijucensis 0,018 Mollinedia longifolia 0,016 Myrsine venosa 0,018 Inderteminada2 sp. 1 0,015 Roupala consimilis 0,016 Trichilia lepidota 0,014
Interior Levantamento total Espécies VI Espécies VI Geonoma schottiana 0,091 Myrceugenia myrcioides 0,054 Guapira opposita 0,040 Geonoma schottiana 0,046 Ixora gardneriana 0,030 Euterpe edulis 0,045 Mollinedia longifolia 0,028 Dracaena fragrans 0,037 Trichilia lepidota 0,023 Myrcia tijucensis 0,028 Euterpe edulis 0,022 Guapira opposita 0,022 Maytenus brasiliensis 0,022 Mollinedia longifolia 0,021 Tetrastylidium grandifolium 0,021 Myrcia spectabilis 0,021 Ocotea diospyrifolia 0,020 Psychotria leiocarpa 0,020 Guarea macrophylla 0,019 Maytenus brasiliensis 0,020 Psychotria nuda 0,019 Ixora gardneriana 0,019 Maytenus ardisifolia 0,018 Maytenus ardisiaefolia 0,018 Chrysophyllum flexuosum 0,018 Myrtaceae sp. 1 0,018 Psychotria leiocarpa 0,017 Sapotaceae sp. 1 0,017 Coffea arabica 0,016 Guarea macrophylla 0,016
A espécie Myrceugenia myrcioides, apesar de estar presente em todas as localidades,
aparece com VI destacado entre os 15 maiores apenas na borda em encosta acima da
estrada e no levantamento como um todo, sendo nestes a espécie com maior VI. É uma
espécie constante na lista vermelha de espécies ameaçadas da IUCN (IUCN 2011) como
com menor risco, porém perto de estar ameaçada. Ainda na borda acima da estrada,
destaca-se a espécie Myrcia spectabilis DC. que apareceu quase exclusivamente nesta
23
localidade (apenas um indivíduo dos 24 desta espécie ocorreu borda abaixo) e tem alto
valor de importância no levantamento total.
No interior, Geonoma schottiana e Guapira opposita (Vell.) Reitz destacam-se com
altos VI, as duas também tem altos VI em borda encosta acima da estrada, mas menores
que no interior. É relevante a presença da espécie exótica Coffea arabica L., o café, que
aparece também em parcelas de borda abaixo, mas não entre as quinze de maior VI, como
apareceno interior florestal. Chrysophyllum flexuosum Mart., que tem o 13º maior VI nesta
localidade, é uma espécie que consta na lista vermelha de espécies ameaçadas da IUCN
como com menor risco, sendo dependente de conservação.
Na localidade de interior, os maiores VI por espécie são menores que nas demais,
esta maior homogeneidade na distribuição dos VI por espécies reflete a maior equabilidade
no interior (Equabilidade de Pielou=0,889) e menor nas bordas (0,833 borda acima e 0,827
borda abaixo). No interior, as quinze espécies com maior VI somam 40% do VI total para
espécies na localidade, enquanto nas bordas acima das estradas somam 51% e nas bordas
abaixo 54%. A maior equitabilidade também contribui para maior diversidade de Shannon
no interior (4,33) comparativamente às outras localidades (borda acima 3,93 e borda
abaixo 3,69).
No que diz respeito às síndromes de dispersão das 15 espécies de maiores VI; no
interior, todas são espécies zoocóricas, em borda acima, apenas Bathysa stipulata. (Vell.)
C.Presl não é zoocórica, sendo uma espécie autocórica. Já em borda abaixo, são 11
zoocóricas, sendo aff. Diatenopteryx sorbifolia Radlk., Lamanonia ternata Vell. e Roupala
consimilis Mez ex Taub. anemocóricas e Artocarpus heterophyllus autocórica.
Foram coletadas, ao todo, 19 espécies com algum nível de ameaça à sua conservação
(Anexo 1). Os percentuais de espécies ameaçadas por parcelas não diferiu
significativamente entre as localidades (F=0,677, p=0,516) (Figura 9 A).
24
Já a respeito das exóticas, foi um total de cinco espécies: Artocarpus heterophyllus
(jaqueira), Citrus sp., Coffea arabica (café), Dracaena fragrans (dracena) e Maprounea
guianensis Aubl.. Todas estas estiveram presentes em borda abaixo, com apenas jaqueira
também presente em borda acima e café também presente no interior. O percentual de
espécies exóticas por parcela apresentou diferenças significativas entre as localidades (K-
W=13,984, p=0,001), com borda abaixo tendo maior percentual que a localidade borda
acima e o interior (ambos com p=0,006) (Figura 9 B).
(A) Borda abaixo
Borda acima
Interior
Localidade
0
10
20
30
40
Es p
éci
es
am
eaç
ad
as (
asn
%)
(B) Borda abaixo
Borda acima
Interior
Localidade
0
5
10
15
20
25
Esp
éci
es
exó
tica
s (a
sn %
)
Figura 9: Distribuição das porcentagens de espécies ameaçadas (A) (ANOVA F=0,677, p=0,516) e de espécies exóticas (B) (Kruskal-Wallis=13,984, p=0,001) por parcelas nas localidades estudadas. Letras diferentes representam diferenças significativas. Nos gráficos, a linha central da caixa marca a mediana, a parte inferior da caixa é delimitada pelo quartil inferior e a parte superior pelo quartil superior, as hastes inferiores e superiores se estendem, respectivamente, do quartil inferior até o menor valor não inferior a: quartil inferior – 1,5 x (quartil superior - quartil inferior), e do quartil superior até o maior valor não superior a: quartil superior + 1,5 x (quartil superior – quartil inferior).
Apesar de entre as espécies de maior VI, o interior ter apresentado mais espécies
zoocóricas e a borda abaixo ter apresentado mais anemocóricas que as outras localidades,
ao se analisar as distribuições das síndromes de dispersão das espécies encontradas em
cada situação estudada não foram encontradas diferenças significativas. A porcentagem de
a b b
25
espécies anemocóricas não diferiu significativamente entre as localidades (Kruskal-
Wallis=1,772, p=0,412), assim como a de autocóricas (K-W=0,170, p=0,919) e de
zoocóricas (K-W=2,162, p=0,339) (Figura 10 A, B e C). Na distribuição dos percentuais
de indivíduos por síndromes de dispersão por localidades observa-se a constante
predominância de indivíduos zoocóricos (Figura 11).
(A) Borda abaixo
Borda acima
Interior
Localidade
0
10
20
30
40
50
60
Es p
éci
es
an
em
ocó
rica
s (a
sn %
)
(B) Borda abaixo
Borda acima
Interior
Localidade
0
5
10
15
20
Esp
éci
es
auto
córi
cas
(asn
%)
(C) Borda abaixo
Borda acima
Interior
Localidade
30
40
50
60
70
80
90
Esp
éci
es
zoo
córi
cas
(asn
%)
Figura 10: Distribuição dos percentuais de espécies por parcelas nas diferentes síndromes de dispersão: anemocórica (A) (Kruskal-Wallis=1,772, p=0,412), autocórica (B) (K-W=0,170, p=0,919) e zoocórica (C) (K-W=2,162, p=0,339), por localidades estudadas.
26
Figura 11: Distribuição das porcentagens de indivíduos por síndromes de dispersão nas localidades estudadas. Riqueza, diversidade e rarefação de espécies
A riqueza de espécies amostradas apresentou diferenças significativas entre as
localidades (F=16,72; p<0,001), com diferença entre as encostas abaixo das estradas e o
interior da floresta (p<0,001) e também entre encostas abaixo e as encostas acima das
estradas (p<0,001). As localidades de interior e encosta acima apresentaram maiores
riquezas de espécies, não diferindo entre si (p=0,737) (Figura 12 A).
Seguindo padrão semelhante, diferenças foram observadas em relação à diversidade
de espécies medida pelo índice de Shannon por parcelas (F=20,56, p<0,001), sendo
maiores as diversidades no interior (média de diversidade de Shannon 1,246 ± 0,089) e na
encosta acima da estrada (1,137 ± 0,153) quando comparadas às encostas abaixo da estrada
(0,892 ± 0,129) (p<0,01) (Figura 12 B).
27
(A)Borda Abaixo
Borda Acima
Interior
Localidade
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Riq
ueza
de
esp
écie
s
(B)Borda Abaixo
Borda Acima
Interior
Localidade
0.6
0.7
0.8
0.9
1.0
1.1
1.2
1.3
1.4
1.5
Di v
ersi
dad
e d
e S
ha
nnon
Figura 12: Diversidade α nas unidades amostrais: riqueza de espécies (A) (ANOVA
F=16,72; p<0,001) e diversidade de Shannon (B) (ANOVA F=20,56, p<0,001) por
parcelas nas localidades estudadas. Letras diferentes indicam diferenças significativas.
As curvas de rarefação de espécies por indivíduos coletados para cada localidade e
para a amostragem como um todo, elucidam o padrão encontrado para riqueza e
diversidade de espécies e não indicam ter sido alcançada suficiência amostral tanto nas
localidades como no estudo como um todo (Figura 13).
Na análise das curvas, nota-se que a rarefação de espécies nas diferentes bordas é
muito similar, não apresentando diferença significativa, já que seus intervalos de confiança
se sobrepõem até o limite máximo de indivíduos na localidade de borda abaixo, a qual tem
menor abundância. Assim, a diferença de riqueza encontrada entre essas localidades se dá
provavelmente devido a uma menor abundância de indivíduos nas encostas borda abaixo.
Já na curva de rarefação do interior florestal, a sobreposição com qualquer intervalo
de confiança de curvas de borda acaba a partir de cerca de 200 indivíduos coletados,
mostrando diferença significativa na acumulação de espécies entre bordas e interior a partir
desta quantidade de indivíduos.
a b b a b b
28
Além disso, os intervalos de confiança da curva de rarefação de espécies do interior
se sobrepõem, ao longo de toda esta curva, como os intervalos de confiança da rarefação
de espécies no levantamento como um todo (as três localidades somadas). Isso demostra
que a tendência de acumulação de espécies no interior não difere significativamente da que
ocorre no levantamento total. Assim, é possível atingir, com a ampliação da amostragem
apenas no interior, riqueza semelhante à encontrada ao se coletar nas três localidades
estudadas.
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100Indivíduos coletados
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Núm
ero
de
espé
cie
s
Figura 13: Curvas de rarefação de espécies em função do número de indivíduos coletados: 1- no levantamento total (somando as três localidades), 2- interior, 3- borda acima e 4- borda abaixo. Em vermelho os valores médios de cada curva e em azul seus intervalos de confiança de 95%.
Estrutura física da comunidade
Na análise da estrutura física da comunidade estudada, a maior parte dos parâmetros
medidos não apresentou diferenças significativas entre as diferentes localidades de borda e
1
2
3
4
29
o interior. A altura média dos indivíduos vivos por parcela, com exclusão dos indivíduos
de espécies exóticas, não teve diferença significativa (Kruskal-Wallis=1,275; p=0,529)
entre as localidades (Figura 14 A).
A área basal média dos indivíduos vivos nativos também não apresentou diferenças
significativas entre as localidades (Kruskal-Wallis=0,560; p=0,756), o interior apresentou
maior homogeneidade entre as parcelas (área basal média por parcelas 540 mm2 ± 77
mm2); enquanto a borda encosta abaixo apresentou maior heterogeneidade (600 mm2 ± 196
mm2) (Figura 14 B).
(A)Borda Abaixo
Borda Acima
Interior
Localidade
2
3
4
5
Altu
ra (
m)
(B)Borda Abaixo
Borda Acima
Interior
Localidade
300
400
500
600
700
800
900
1000
Áre
a B
asa
l (m
m2
)
Figura 14: Distribuição de parâmetros físicos da comunidade vegetal arbóreo-arbustiva:
alturas médias em metros (A) (Kruskal-Wallis=1,275; p=0,529) e áreas basais médias em
mm2 (B) (K-W=0,560; p=0,756) dos indivíduos vivos, excluindo-se os de espécies
exóticas, em cada localidade estudada.
A densidade de indivíduos vivos nativos por hectare apresentou diferença
significativa entre as diferentes localidades (F=6,463; p<0,01). A localidade borda abaixo
diferiu tanto do interior (p=0,036) quanto da localidade borda acima (p=0,005), as quais
não diferiram entre si (Figura 15). Isto corrobora o que foi encontrado na rarefação de
30
espécies por localidades, onde a diferença encontrada para riqueza absoluta entre borda
acima e borda abaixo da estrada se mostrou ser em consequência de uma menor
abundância de indivíduos nesta última, já que o padrão de densidade segue o padrão de
abundância.
Figura 15: Distribuição da densidade de indivíduos vivos nativos por hectare nas localidades estudadas (ANOVA F=6,463; p<0,01). Letras diferentes indicam diferenças significativas.
Na comparação dos percentuais de abundância de indivíduos nativos perfilhados à
altura de 1,3 m do solo (F=0,960, p=0,396) e de indivíduos mortos em pé (K-W=1,386,
p=0,500) por parcelas entre as localidades, não foram detectadas diferenças significativas
(Figura 16).
a b b
Borda Abaixo
Borda Acima
Interior
Localidade
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
De
nsi
da
de
(in
dv.
/ha
)
31
(A) Borda abaixo
Borda acima
Interior
Localidade
-10
0
10
20
30
40
50
Ind
ivíd
uo
s p
erf
ilha
do
s (a
sn %
)
(B) Borda abaixo
Borda acima
Interior
Localidade
0
5
10
15
20
25
Ind
ivíd
uos
mo
rto
s (a
sn %
)
Figura 16: Distribuições das percentagens das abundâncias de indivíduos perfilhados a
1,3m do solo (A) (ANOVA F=0,960, p=0,396) e indivíduos mortos em pé (B) (K-
W=1,386, p=0,500) nas localidades estudadas.
No que diz respeito às variáveis ambientais medidas (Anexo 6), uma relação
significativa entre variáveis da estrutura da comunidade e a variação na altitude das
parcelas foi encontrada apenas para a densidade de indivíduos nativos vivos na localidade
borda abaixo, a qual aumentou conforme o aumento da altitude das unidades amostrais
(R2=0,450, p=0,034) (Figura 17 A e B). Para a variação da declividade das parcelas, foi
encontrada relação apenas com a variação da área basal média dos indivíduos nativos vivos
no interior (R2=0,525, p=0,018), esta relação foi negativa, com a área basal diminuindo
com o aumento da declividade das parcelas no interior (Figura 18 A). Ao se dividir as
parcelas de borda em duas tendências diferentes de direção da estrada, direção Norte/Sul e
direção Oeste/Leste, foi encontrada diferença significativa apenas para a altura média dos
indivíduos de borda acima, que foram maiores nas parcelas cujas estradas que beiram
seguem tendência à direção Oeste/Leste (Figura 18 B).
32
(A)500 550 600 650
Altitude borda abaixo
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
Den
sida
de
bord
a a
baix
o
(B)500 550 600 650
Altitude borda abaixo
6
7
8
9
Den
sida
de
bord
a ab
aixo
(lo
g)
R 2 = 0 ,4 5 0
p = 0 ,0 3 4
Figura 17: Relação entre a variação da densidade de indivíduos vivos nativos e a altitude das unidades amostrais na localidade borda abaixo. Dados sem transformação (A) e dados com transformação logarítmica na densidade de indivíduos (B).
(A)20 25 30 35
Declividade interior
400
500
600
700
Áre
a b
a sal
inte
rior
(m
m2)
R 2 = 0 ,5 2 5
p = 0 ,0 1 8
(B)NS OL
Direção da estrada
2
3
4
5
Altu
ra b
ord
a a
cim
a (
m)
Figura 18: Relações significativas entre variáveis ambientais e parâmetros estruturais divididos por localidade. Relação negativa entre área basal média e declividade das parcelas no interior (A) e distribuição das alturas médias dos indivíduos, dividida pelas direções das estradas que beiram as parcelas em borda abaixo (B) (teste t, p=0,030), letras diferentes indicam diferenças significativas.
Similaridade Florística
A análise de correspondência entre as unidades amostrais através abundância das
espécies mais frequentes na amostragem indicou diferentes tendências para as localidades
estudadas, com possibilidade de agrupamento entre elas (Figura 19). As parcelas de borda
a b
33
abaixo se distanciam das parcelas das outras duas localidades principalmente ao longo do
eixo 1, que explicou 19% da variação florística analisada pela ordenação. Já o eixo 2,
representando 14% da variação, indicou uma tendência de separação principalmente entre
as parcelas de borda acima e de interior.
Bb_1
Bb_10
Bb_2
Bb_3
Bb_4 Bb_5 Bb_6Bb_7
Bb_8 Bb_9
Bc_1
Bc_10
Bc_2
Bc_3
Bc_4
Bc_5
Bc_6
Bc_7
Bc_8
Bc_9
Int_1
Int_10
Int_2
Int_3
Int_4
Int_5
Int_6
Int_7
Int_8
Int_9
-100 100 300 500
-100
0
100
200
Análise de Correspondência
Eixo 1 (19%)
Eix
o 2
(14%
)
Localidade
Borda abaixoBorda acimaInterior
Figura 19: Ordenação das unidades amostrais pela Análise de Correspondência com base na distribuição das abundâncias das 28 espécies mais frequentes na amostragem da composição florística do sub-bosque em bordas de estrada e interior no Parque Nacional da Tijuca.
Os valores dos escores do eixo 1 da análise de correspondência para as parcelas
apresentaram relação significativa com a variação da declividade (R2=0,166, p=0,026)
após transformação pelo log dos seus valores somados a 100, para que se tornassem
positivos e com distribuição normal (Figura 20 A e B). Isso pode indicar que a tendência
de separação entre a localidade de borda abaixo e as outras duas, vista ao longo do eixo 1
da análise de correspondência das 28 espécies mais frequentes, pode ser formada por, entre
34
outras causas, espécies com diferentes ocorrências e abundâncias em variações de
declividade.
(A)10 20 30 40
Declividade
-100
0
100
200
300
400
500
600
Eix
o 1
CA
(B) 10 20 30 40
Declividade
1
2
3
4
5
6
7
Eix
o 1
CA
(lo
g(x=
10
0)
R 2 = 0 ,1 6 6
p = 0 ,0 2 6
Figura 20: Relação entre os valores do eixo 1 da análise de correspondência e os valores de declividade das parcelas em todo o levantamento. Dados sem transformação (A) e dados com transformação logarítmica no valores do eixo 1 somados a 100 (B).
Já os valores do segundo eixo da análise de correspondência, tiveram relação
significativa com a variação das altitudes das parcelas (R2=0,177, p=0,020) (Figura 21). O
que sugere que a tendência de separação entre as localidades de borda acima e de interior,
indicada ao longo do eixo 2 da ordenação das 28 espécies mais frequentes, pode ter como
parte de sua causa a distribuição de abundâncias de espécies com diferentes ocorrências em
variações de altitude.
35
400 500 600 700 800Altitude
-200
-100
0
100
200
300
Eix
o 2
CA
p = 0 ,0 2 0
R 2 = 0 ,1 7 7
Figura 21: Relação entre os valores do eixo 2 da análise de correspondência e os valores de altitude das parcelas em todo o levantamento.
O Procedimento de permutação de resposta múltipla revelou coesão florística
significativa dentro das localidades (MRPP, A=0,0409, p<0,001) e diferenças
significativas nas comparações entre as condições analisadas (p<0,005) (Tabela 3). Este
resultado corrobora a tendência de separação observada na análise de correspondência,
mostrando que a separação entre as localidades, baseada na composição florística total, é
maior do que a esperada ao acaso.
Tabela 3: Comparação da composição florística da comunidade de sub-bosque entre localidades de borda e de interior pelo Procedimento de Permutação de Resposta Múltipla (MRPP) com base na distância de Bray-curtis entre as unidades amostrais calculada a partir da distribuição das abundâncias de todas as espécies amostradas. O grau de dissimilaridade “A” é expresso pelo índice de heterogeneidade corrigido em relação ao acaso, ele varia de -1 a 1, tendo o valor mínimo quando todos os grupos apresentam a mesma composição de espécies, o valor de p<0,05 indica diferença significativa entre os grupos (MRPP: McCune e Mefford 1999).
Comparações par a par A p
Borda abaixo e Borda acima 0,0368 0,0002 Borda abaixo e Interior 0,0228 0,0013 Borda acima e Interior 0,0353 0,0002
36
DISCUSSÃO
Composição florística e fitossociologia
A riqueza e a diversidade de espécies encontradas no estudo podem ser consideradas
altas, o valor do índice de diversidade de Shannon encontrado é próximo dos valores de
áreas consideradas bem preservadas, como a Estação Ecológica Estadual do Paraíso (índice
de Shannon= 4,20) (Kurtz & Araujo 2000) e um trecho climácico no Parque Estadual da
Ilha Grande (4,28) (Oliveira 2002). Apesar de esses levantamentos terem sido da
comunidade arbórea, com critério de inclusão de DAP maior ou igual 5 cm e 2,5 cm,
quando o valor de riqueza é comparado aos de estudos com critérios de inclusão mais
similares, se mostrou também superior a de áreas degradadas ou perturbadas em regiões de
nascentes em Minas Gerais (Pinto et al. 2005) e trechos considerados maduros de
fragmentos com intenso histórico de degradação (Tapia 2011). Na mesma direção, a
porcentagem de indivíduos mortos em pé apresenta-se menor do que em áreas perturbadas,
como a Mata do Carvão (Silva & Nascimento 2001) e três fragmentos da REBIO Poço das
Antas (Pessoa & Oliveira 2006).
A grande riqueza de espécies encontrada nas famílias Myrtaceae, Lauraceae,
Fabaceae e Rubiaceae corrobora o encontrado por Oliveira-Filho e Fontes (2000) para o
domínio de Floresta Atlântica ombrófila de baixa altitude do Sudeste brasileiro, assim
como o padrão de riqueza de gêneros encontrados, com destaque para Eugenia, Ocotea e
Myrcia. Os gêneros de Myrtaceae ainda podem estar com suas riquezas subestimadas visto
o grande número de espécies não identificadas nesta família (Anexo 1). Outros estudos
realizados no domínio de Floresta Atlântica também indicam as mesmas famílias com
grandes riquezas de espécies (Kurtz & Araujo 2000; Moreno et al. 2003; Peixoto et al.
2004; Guilherme et al. 2004; Pereira et al. 2006; Guedes-Bruni et al. 2006; Souza et al.
37
2007). Resultado muito semelhante foi encontrado em estudo recente no PNT (Zaú 2010),
assim, apesar de o PNT ter um longo histórico de degradação (ICMBIO 2008) e de o
estudo ter sido parte em áreas de bordas internas, a vegetação mostra ainda características
florísticas gerais recorrentes em áreas de bom estado de preservação dentro do domínio da
Mata Atlântica.
A tendência à dominância do número de indivíduos por família, aqui representado
pela soma de 54% dos indivíduos vivos amostrados nas cinco famílias mais abundantes,
também é encontrado em outros estudos florísticos em Floresta Atlântica como uma
característica destacada da composição florística (Moreno et al. 2003; Pereira et al. 2006,
Guedes-Bruni et al. 2006; Souza et al. 2007).
Myrtaceae destaca-se pelos maiores números de espécies e indivíduos em muitos
estudos, como os supracitados, tendo sido neste levantamento a família com maior número
de indivíduos e de espécies, mais rica e com uma das maiores abundâncias e valores de
importância em todas as localidades. Essa família pode ser considerada uma exceção por
possuir seu principal centro de riqueza de espécies na costa brasileira, diferente das outras
famílias de plantas lenhosas mais ricas em florestas neotropicais (Tabarelli & Mantovani
1999). Myrtaceae já foi analisada– mais especificamente o clado formado pelos gêneros
Calyptranthes, Gomidesia, Marlierea e Myrcia – como indicadora de padrões de maior
diversidade vegetal do bioma Mata Atlântica (Murray-Smith et al. 2009). Do clado citado,
não esteve presente nesta amostragem apenas o gênero Gomidesia.
A grande abundância encontrada para Arecaceae deveu-se principalmente à
ocorrência comum de Geonoma schottiana e Euterpe edulis, a última é apontada por
Guedes-Bruni e colaboradores (1997) como climácica e indicadora de áreas em bom estado
de conservação. A ausência de E. edulis foi registrada em matas mais degradadas, apesar
de se salientar que esta pode se desenvolver em ambientes diversos, com melhor
38
estabelecimento em solos úmidos (Borém & Oliveira-Filho 2002). A abundância dessa
espécie pode indicar que a localidade está sob eficiente proteção, já que é visada por
atividades extrativistas ilegais (Borém & Oliveira-Filho 2002), devendo-se a sua inclusão
na lista de espécies ameaçadas a esta pressão de exploração.
Na distribuição das famílias mais abundantes, mais ricas e de maiores VI por
localidades observou-se que tanto no interior quanto em borda acima das estradas as
famílias mais abundantes foram as mesmas com maiores VI e a diferença nestas categorias
entre as duas localidades é a presença de Celastraceae só em borda acima e de Fabaceae só
no interior. Nessas duas localidades a família Arecaceae apresenta padrão semelhante ao
do levantamento total.
Em borda abaixo, Sapotaceae é uma das mais abundantes, mas não com maiores VI,
onde aparece a família Arecaceae, que teve maiores frequências e áreas basais do que
aquela. Em relação a riqueza, as quatro famílias mais ricas são as mesmas nas três
localidades e seguem o encontrado para espécies mais ricas no levantamento todo, com
ordem diferente apenas em borda abaixo que teve menos espécies de Lauraceae. Já para
famílias mais abundantes e com maiores VI por localidades aparecem alguns nomes
diferentes, notavelmente Asparagaceae e Sapotaceae em borda abaixo que possuem nesta
localidade adensamentos de uma só espécie. No caso de Asparagaceae há adensamentos da
espécie arbustiva exótica Dracaena fragrans, sendo esta a única família das destacadas no
estudo cuja maior ocorrência em levantamentos arbóreo-arbustivos se mostra atípica na
formação vegetal (Oliveira-Filho & Fontes 2000).
A presença de D. fragrans em bordas das estradas do PNT já tem sido destacada,
chamando-se atenção para sua alta competitividade e êxito na invasão do sub-bosque em
bordas encosta abaixo de estradas (Ribeiro & Zaú 2007; ICMBIO 2008). A espécie foi
introduzida provavelmente através de ações de paisagismo, já que é uma espécie
39
ornamental, de origem africana, muito utilizada em várias partes do mundo (ICMBIO
2008; Lorenzi & Souza 1995). Ela tem padrão de distribuição agregado nas bordas do
PNT, que pode estar sendo favorecido por sua propagação vegetativa, e por sua vez pode
estar inibindo o crescimento de espécies nativas (Ribeiro & Zaú 2007) e influenciando a
regeneração do dossel nas áreas em que se adensa (George & Bazzaz 1999).
O sucesso de D. fragrans em encostas em borda abaixo das estradas pode estar
diretamente ligado às influências que a estrada promove no micro relevo do fragmento
(Forman & Alexander 1998), sendo diferentes das influências em encosta borda acima. Em
borda abaixo de estradas há um maior aporte de fluxo hídrico, de detritos e de sedimentos
provindos da interceptação que a estrada causa nesses fluxos em eventos de precipitação,
resultando comumente em um acúmulo de materiais na superfície da estrada que são
carregados para as encostas mais baixas (Wemple et al. 1996, Snyder 2000). Essas
alterações recorrentes podem estar dificultando o estabelecimento de indivíduos nativos
nestas bordas, tanto dificultando a permanência de sementes na superfície do solo quanto a
estabilização de plântulas nesses locais. Como D. fragrans tem vigorosa propagação
vegetativa (SEBRAE 2010), ela pode ser menos prejudicada pelas alterações descritas e se
beneficiar de uma possível diminuição no recrutamento de outras espécies.
Outra característica desta espécie, também conhecida popularmente por “pau
d’água”, que pode estar favorecendo-a em sua alta abundância em borda abaixo é seu
melhor desenvolvimento em ambientes mais úmidos e sombreados (SEBRAE 2010).
Como a abertura da estrada, que possui mais de cem anos, não ultrapassa cerca de 10
metros de largura, o sub-bosque das bordas não está sofrendo significativo incremento de
luminosidade nem diminuição de umidade em relação a áreas de floresta mais distantes da
estrada (Zaú 2010). Além disso, o papel que a estrada exerce de interceptação de fluxos e
precipitação muitas vezes mantém suas bordas com níveis mais altos de umidade,
40
principalmente borda abaixo, que recebe os fluxos interceptados e não infiltrados na
estrada (Jones et al. 2000).
Esta situação de borda linear antiga, relativamente estreita e úmida e sem diferenças
microclimáticas significativas para porções mais para o interior da mata, torna os possíveis
efeitos de borda peculiares em relação aos comumente encontrados em outras bordas (Zaú
2010). São efeitos menos intensos do que os propostos e encontrados em estudos de efeitos
de borda externas (Kapos 1989, Williams-Linera 1990, Murcia 1995, Laurance et al. 2001)
e também de bordas lineares e de estradas mais recentes ou largas (Forman & Alexander
1998, Pohlman et al. 2007).
Um padrão comumente encontrado em bordas lineares, especialmente bordas de
estradas, é a alta presença de espécies exóticas que podem ter sua dispersão e seu
estabelecimento favorecidos por diversas razões nestas bordas (Forman & Alexander 1998,
Parendes & Jones 2000, Forman et al. 2003). Ao encontro desta tendência, entre as
espécies de maior VI neste estudo destaca-se a presença de outra espécie exótica,
Artocarpus heterophyllus, a jaqueira. Assim como no caso de D. fragrans, esta espécie
deve ter sua ocorrência neste estudo analisada considerando-se o histórico de uso e de
conservação da área do PNT.
A jaqueira, árvore originária da Ásia, introduzida no Brasil pelos portugueses
provavelmente para fornecimento de madeira de boa qualidade, tem sua introdução na
região do PNT associada ao reflorestamento feito por Manuel Gomes Archer no final do
século XIX (ICMBIO 2008). Atualmente, a jaqueira se mostra com distribuição agregada
na escala de paisagem no PNT, formando manchas monodominantes, excluindo outras
espécies, principalmente em áreas próximas às bordas externas (Abreu & Rodrigues 2010).
Tendo sido o reflorestamento citado uma iniciativa pioneira e incipiente, nele foram
incluídas espécies exóticas (prática da época) além de nativas coletadas nos próprios
41
remanescentes da região (Abreu 1992). Apesar da importância da introdução da jaqueira na
ocasião do reflorestamento feito por Archer, acredita-se que a dispersão da espécie e sua
distribuição atual no PNT (principalmente em bordas externas) possam também, ainda
atualmente, estar ligadas a dispersão antrópica direta, além do sucesso de aclimatação da
espécie (Abreu 2008).
A maior abundância de jaqueiras encontradas na borda abaixo da estrada neste
estudo se assemelha em um aspecto ao que foi visto em áreas próximas às bordas externas
do Parque, onde a espécie, conforme citado, é monodominante e, por sua dispersão
autocórica, tem tendência a se propagar em sentido descendente em áreas de encostas
(Abreu 2008). Além disso, seus frutos e sementes de maior tamanho e peso podem estar
sofrendo pouca influência negativa dos distúrbios de aumento de fluxo e de sedimentos em
borda abaixo causados pela estrada. Sendo assim, a presença de A. heterophyllus em
bordas internas do Parque deve servir de alerta para o acompanhamento de suas
populações nessas localidades, já que a espécie apresenta comportamento invasor em
outras regiões do PNT, onde exclui totalmente espécies nativas (Abreu & Rodrigues 2010).
O café (Coffea arabica) é outra espécie exótica presente no estudo que foi
introduzida no PNT na época da expansão das suas plantações no Brasil (após o século
XVI), as quais no Rio de Janeiro também foram feitas em parte do solo em que é hoje o
Parque. O avanço de seu cultivo nas áreas florestadas da cidade foi uma das causas da
degradação desses ambientes naturais e crise no abastecimento de água da cidade no XIX,
após a vinda de D. João para o Brasil (Abreu 1992). Esse mesmo autor aponta que essa
crise resultou em diversas medidas de conservação das áreas naturais, as quais culminaram
na criação do Parque Nacional em 1961.
Por este histórico, a presença de indivíduos de café no PNT não é surpreendente, mas
pode merecer avaliação por estudos direcionados a investigar seu impacto e potencial
42
invasor e deletério na comunidade nativa. Estudos em outros trechos de Mata Atlântica
indicaram tanto seu potencial de dominância do sub-bosque (Martins et al. 2008, Martins
& Rodrigues 2002), como sua presença aparentemente estável e reduzida (Ferreira-Junior
et al. 2007, Carvalho et al. 2006, Oliveira 2002).
No caso de C. arabica, por ela ser encontrada também no interior e com alto VI, sua
permanência no ambiente não responde à permanência de distúrbio representado pela
estrada. Assim, se faz necessária a investigação do impacto e da natureza da persistência de
sua presença no Parque.
Observando-se a distribuição das espécies com maiores VI nas localidades e no
levantamento geral, nota-se que poucas espécies concentram a maior parte do valor de
importância em todas as situações, tendo a maioria das espécies valores baixos. Em outras
áreas de Floresta Atlântica (Kurtz & Araujo, 2000; Moreno et al. 2003), espécies com
parâmetros fitossociológicos de baixo valor também aparecem em grande número como
reflexo de baixos valores de abundância, sendo as poucas espécies com valores mais altos
em seus parâmetros fitossociológicos aquelas que concentram maiores números de
indivíduos. Seguindo esta lógica, se consideradas raras as espécies amostradas por apenas
um indivíduo em um levantamento, houve no presente trabalho um alto percentual (41%),
que é destacado como um padrão comum em florestas tropicais (Martins 1991).
Apesar de seu intenso histórico de alteração antrópica, o PNT ainda abriga muitas
espécies consideradas ameaçadas de extinção, incluindo espécies vegetais e animais
(ICMBIO 2008). A ausência de diferença nos percentuais destas espécies vegetais nas
bordas e no interior estudados sugere que as condições ambientais nas bordas das estradas
não oferecem limitações ou barreiras significativas para o estabelecimento destas espécies
atualmente.
43
Já para os percentuais de espécies exóticas, estes foram significativamente maiores
nas bordas abaixo das estradas do que no interior e nas bordas acima. Isto reforça o que foi
indicado pelos maiores VI de dracena e de jaqueira nestas bordas a jusante, cujas
condições ambientais podem estar favorecendo o estabelecimento destas espécies exóticas,
como indicado para bordas de estradas (Forman & Alexander 1998, Parendes & Jones
2000, Forman et al. 2003).
Em comunidades arbóreas tropicais, grandes proporções de espécies zoocóricas são
recorrentes (Fleming et al. 1987) e foram também encontradas aqui tanto para as bordas
quanto para o interior. Apesar de se esperar que a ocorrência de espécies anemocóricas seja
maior em ambientes mais abertos e com possível maior ocorrência de ventos como
clareiras e bordas florestais (Tabarelli et al. 1999), não foram encontradas diferenças
significativas entre as localidades estudadas para as proporções de espécies nas diferentes
síndromes de dispersão, assim como Hottz (2010) para bordas lineares decorrentes de
gasodutos e redes de transmissão elétrica. Tal ausência de diferença é coerente com o
cenário de uma borda linear pouco contrastante com o interior florestal, não causando
grandes alterações microclimáticas nas bordas adjacentes como encontrado por Zaú (2010)
para as estradas aqui estudadas.
Riqueza, diversidade e rarefação de espécies
A verificação da eficiência amostral a partir das curvas de rarefação de espécies não
demonstrou a estabilização no incremento de espécies, devendo ser a área amostral mais
ampla para representar adequadamente a diversidade que a comunidade arbóreo-arbustiva
do Parque apresenta nas localidades estudadas. Em determinada medida, a diversidade de
condições geoecológicas e históricas pode influenciar positivamente, aumentando a
biodiversidade local. Durigan (2003) recomenda o uso de curvas de acúmulo de espécies
44
em função do aumento do número de indivíduos coletados, já que quando esta é feita em
função do aumento da área amostral fica sujeita a variações drásticas de acordo com
diferentes critérios de inclusão e de abundância de indivíduos. Usando-se o número de
indivíduos na construção da curva de rarefação foi constatado, neste estudo, que as curvas
de rarefação de espécies não diferiram entre as duas bordas analisadas, sugerindo que a
diferença de riquezas nestas localidades se dá essencialmente pela diferença na densidade
de indivíduos.
A semelhança estatística que a rarefação de espécies no interior teve com a do
levantamento como um todo indica a insuficiência amostral mais relevante nesta
localidade, assim como confirma sua tendência a maior riqueza de espécies. Em estudo
também de efeitos de bordas lineares com o mesmo critério de inclusão (Pietro 2008), foi
encontrado padrão similar de maior riqueza e diversidade no interior e valores mais baixos
na borda que foi considerada mais impactada. Porém isto não é recorrente em estudos de
bordas, mesmo lineares (Jesus 2008, Rodrigues 2004), podendo ser uma peculiaridade do
estrato vegetal analisado ou se dever às características específicas da borda estudada.
Comunidades de plantas em bordas de estradas podem ser menos diversas pela perda
de espécies nativas sensíveis que têm sua presença inibida pelas condições da borda da
estrada. Por outro lado, espécies não nativas que colonizam ou são plantadas nesses
ambientes aumentam a riqueza de espécies, aproveitando os nichos vagos (Forman et al.
2003). No presente estudo as espécies estabelecidas nas duas bordas estudadas não foram
suficientes para fazer a riqueza de espécies em cada uma das bordas superar a do interior,
que mostrou um acúmulo de espécies significativamente maior, semelhante ao
levantamento total.
45
Estrutura física
Assim como para a florística, na qual não foram encontradas muitas diferenças
entre as bordas e o interior, poucas variações na estrutura física entre as localidades foram
encontradas, destacando-se a menor densidade de indivíduos vivos nativos na borda em
encosta abaixo da estrada, não seguindo o que costuma ser encontrado em estudos de
efeitos de borda. Nestes é recorrente o registro de maiores densidades em bordas,
especialmente de indivíduos vegetais menores, de sub-bosque (Rodrigues 2004, Laurance
et al. 2006, Nascimento et al. 2006, Pietro 2008, Jesus 2008), enquanto a diminuição de
densidade é registrada para grandes árvores (Didham 1998, Laurance et al. 2000). A
tendência contrária registrada aqui para a vegetação de sub-bosque em borda abaixo da
estrada pode estar ligada às peculiaridades desta borda.
Como foi visto anteriormente, em bordas abaixo de estradas de encosta, há uma
variedade de interferências específicas em consequência da alteração que a estrada causa
nos fluxos de relevo, e no caso particular de estradas florestais de encosta, estas
interferências estão relacionadas à interceptação da precipitação e alteração dos fluxos de
água, sedimentos e detritos para encosta abaixo (Gucinski et al. 2001, Wemple et al. 2000,
Jones et al. 2000, Forman et al. 2003). Tais distúrbios são recorrentes, sendo mais intensos
em picos de vazão (Jones et al. 2000), com precipitações mais fortes, podendo ser esta
recorrência responsável pela não recuperação da densidade de indivíduos nas bordas a
jusante.
A ausência de diferenças entre os percentuais de indivíduos mortos em pé entre as
localidades era esperada por serem as bordas antigas (Zaú 2010) e considerando que
alterações na dinâmica da comunidade que aumentam as taxas de mortalidade em bordas
são mais claramente observadas nos primeiros anos após a abertura da borda, no caso, a
criação da estrada (Laurance et al. 1998a, D’Angelo et al. 2004).
46
Seguindo o pressuposto das alterações geomorfológicas decorrentes das estradas que
recortam encostas podem causar no terreno, a maior densidade de indivíduos nativos em
maiores altitudes nas bordas abaixo é coerente com uma perspectiva de possível acúmulo
de impactos através da rede de estradas em direção aos terrenos mais baixos. Já que os
fluxos se acumulam no sentido jusante, podem ter maior impacto em terrenos mais baixos,
como é visto para redes fluviais, onde as porções de água mais baixas são mais afetadas
pelo aporte de sedimentos e detritos advindos de alterações de fluxo e impactos em toda a
rede hídrica superior, incluindo impactos provenientes de estradas (Jones et al. 2000,.
Gucinski et al. 2001). Apesar da possibilidade deste acúmulo de efeitos em altitudes mais
baixas encontrado para a vegetação aqui estudada, pouco se sabe sobre efeitos cumulativos
de estradas nas encostas florestais inferiores, havendo mais relatos sobre erosões e
impactos relacionados a estradas sobre habitats aquáticos (Gucinski et al. 2001).
A relação negativa encontrada entre a área basal média dos indivíduos nativos por
parcelas no interior florestal e a declividade média dessas parcelas pode se dever a uma
dificuldade de estabelecimento dos indivíduos nestas áreas, associada à maior tendência de
investimento no crescimento em altura, observada em ambientes com menores
intensidades luminosas, como em interiores florestais (Crawley 1997).
A variação de vertente é vista como um importante fator ambiental em Florestas
Atlânticas do Sudeste do Brasil localizadas sobre a Serra do Mar (Oliveira et al. 1995,
Cortines et al. 2011). Além disso, em estudos de bordas lineares, atributos da abertura
linear, como a direção da abertura em relação à movimentação do Sol, são vistos como
importantes variáveis responsáveis por diferentes respostas biológicas nas bordas destas
aberturas (Laurance et al. 2009, Forman et al. 2003). No presente estudo, a caracterização
da direção predominante da estrada adjacente a cada unidade amostral de borda revelou um
padrão de maiores alturas médias nos indivíduos nativos vivos em bordas acima da estrada
47
quando a direção predominante era Oeste – Leste, a direção do “percurso solar” durante o
dia, a qual recebe maior insolação. Este resultado pode ser decorrente ao maior
crescimento dos indivíduos situados abaixo do dossel quando a intensidade luminosa é
mais alta.
Para indivíduos de sub-bosque, a luz pode ser um fator determinante para seu
desenvolvimento e distribuição (Svenning 2000), assim, as bordas que recebem maior
incidência luminosa podem ter sub-bosque com indivíduos mais altos. O fato de este
padrão ter sido encontrado apenas para bordas em encostas acima das estradas pode ser,
especialmente nas condições de relevo mais íngreme, devido à vegetação destas bordas
sombrearem a vegetação das bordas em encosta abaixo, podendo assim diminuir a
influência de diferenças na incidência luminosa sobre o crescimento de indivíduos do sub-
bosque em bordas abaixo da estrada.
Similaridade florística
A relação positiva dos valores do eixo 1 da análise de correspondência com a
declividade mostrou que espécies frequentes na amostragem e com diferentes distribuições
em distintas declividades participaram da tendência de separação entre a maior parte das
parcelas de borda abaixo das parcelas de borda acima e interior. Relações diretas da
composição florística com a declividade não são muito comuns, mas, quando ocorrem,
geralmente estão ligadas a menor diversidade de espécies em áreas com maior declividade
(Souza 2008). O que passa a ser coerente com a tendência de separação de algumas
parcelas de borda abaixo, onde a diversidade é menor, apesar de não terem sido
encontradas relações diretas entre a declividade e a diversidade e riqueza de espécies nas
parcelas. Já a relação da variação de altitude com os valores do eixo da análise de
correspondência que mostra tendência de separação entre as parcelas de borda acima e de
48
interior se assemelha a um padrão florístico mais comumente encontrado, que é o do
gradiente altitudinal (Lacerda 2001, Gomes et al. 2011).
As diferentes respostas à influência da estrada na vegetação vistas até aqui, podem
também estar sendo expressas na diferente composição florística entre as localidades,
apontada pela análise de correspondência e confirmada pelo MRPP. Apesar da suficiência
amostral medida pela rarefação de espécies não ter sido alcançada em nenhuma das
situações, o que pode estar valorizando as diferenças na composição de espécies,
principalmente por conta do grande número de espécies raras, foi encontrada alta
significância estatística para diferenciação entre as três localidades e a análise de
correspondência apontou essa diferença, mesmo não incluindo as espécies raras.
Os distúrbios aqui sugeridos para as bordas podem também influenciar de forma
diferente composição florística, já que espécies respondem de maneiras distintas a esses
impactos, como foi visto para D. fragrans que parece estar sendo fortemente beneficiada
no ambiente de borda abaixo, por ter mais chances de superar os distúrbios nesta
localidade. Outros estudos em bordas de estradas já encontraram diferenciação entre a
vegetação da borda e de porções mais distantes da estrada (Angold 1997, Watkins 2003),
porém um estudo que investigou a vegetação em bordas em encosta acima e abaixo de
autoestradas não encontrou diferenciação significativa entre estas situações (Rentch et al.
2005), diferente do encontrado no presente estudo.
Vale ressaltar que este trabalho está em contexto diferente de outros que avaliaram o
impacto de estradas sobre a vegetação devido às características peculiares da estrada, a
qual não é uma autoestrada em áreas não protegidas, de ampla largura e com alta
circulação de veículos, como em muitos estudos (e.g. Angold 1997, Renth et al. 2005).
Sendo assim, a vegetação da borda é diferente, sem predomínio de gramíneas e outras
herbáceas, com aspecto florestal. Além disso, impactos de estradas na vegetação de suas
49
bordas podem estar relacionados com a idade de construção da estrada, com possíveis
revegetações realizadas após a criação das estradas, diferenças nas sequências de
colonização das espécies e o tempo e introdução de espécies exóticas (Rentch et al. 2005),
o que aumenta a variabilidade das respostas da vegetação.
Apesar de estradas dentro de reservas tenderem a ter menos impactos (Puchard &
Alaback 2004), as influências aqui encontradas foram suficientes para caracterizar um
impacto proveniente da presença das estradas, que deve ser monitorado para manter a
preservação da biodiversidade do Parque. Merecendo tal impacto ser mais estudado tanto
em sua extensão para o interior florestal, quanto em sua influência sobre outras formas de
vida e interações ecológicas.
50
CONCLUSÕES
Mesmo tendo sido amostradas localidades de bordas de estradas que apresentaram
menores riquezas de espécies e o PNT possuir um longo histórico de degradação, o
levantamento realizado como um todo demostra alta riqueza e alta diversidade de espécies.
Além disto, seus principais elementos florísticos e estruturais se assemelharam aos
encontrados comumente em áreas de Mata Atlântica, incluindo ambientes bem
conservados.
Em bordas localizadas em encostas abaixo das estradas são maiores as alterações,
tanto florísticas quanto estruturais. Nelas são marcantes as presenças das espécies exóticas
Dracaena fragrans e Artrocarpus heterophyllus, ambas com potencial à dominância local,
especialmente a segunda. Nessas bordas abaixo das estradas, o percentual de espécies
exóticas é maior que nas bordas acima e no interior.
Além da maior ocorrência de espécies exótica, em borda abaixo das estradas foram
encontradas menores densidades de indivíduos. Estas provavelmente estão relacionadas
aos distúrbios em decorrência da interceptação que as estradas exercem nos fluxos hídricos
e de sedimentos, direcionando um maior aporte para as bordas abaixo das estradas.
A rarefação de espécies pelo número de indivíduos coletados revelou não haver
diferença estatística entre as acumulações de espécies nas duas bordas, acima e abaixo das
estradas, devendo-se a diferença encontrada para riqueza, menor nas bordas abaixo, às
menores abundâncias de indivíduos nesta. O interior florestal por sua vez teve as maiores
riquezas e diversidades e a acumulação de espécies sem diferença estatística para aquela
calculada no levantamento como um todo, mostrando assim seu maior potencial de
acumulação de espécies em relação às bordas.
As bordas estudadas mostraram-se pouco contrastantes com o interior quando
comparadas às de outros estudos de efeitos de borda, apresentando diferenças mais sutis
51
em relação ao interior para a sinúsia estudada. Apesar disso, as composições florísticas nas
três localidades estudadas foram significativamente diferentes, apontando para a existência
de “filtros ecológicos” relacionados às bordas das estradas que atuam sobre a vegetação de
sub-bosque. As diferenças encontradas entre as três localidades sugerem dois níveis de
impacto sofridos pela vegetação arbóreo-arbustiva de sub-bosque em bordas de estradas de
encosta em florestas: maior impacto em bordas abaixo e menor em bordas acima das
estradas.
Assim, as alterações causadas pela presença das estradas no PNT merecem mais
estudos a fim de se conhecer melhor sua abrangência e influência em outras formas de vida
e sua extensão em direção a áreas mais protegidas. Isto permitirá melhor monitoramento e
manejo destas bordas, de forma auxiliar a preservação da biodiversidade do Parque.
52
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Abreu, R.C.R. & Rodrigues, P.J.F.P. 2010. Exotic tree Artocarpus heterophyllus
(Moraceae) invades the Brazilian Atlantic Rainforest. Rodriguésia 61: 677-688.
Abreu, M.A. 1992. A cidade, a montanha e a floresta. In: Abreu, M. A. Natureza e
sociedade no Rio de Janeiro. Secretaria Municipal de Cultura, Turismo e Esportes,
Departamento e Informação cultural, Divisão de editoração, Rio de Janeiro, Pp. 54-
103.
Abreu, R.C.R. de. 2008. Dinâmica de populações da espécie invasora Artocarpus
heterophyllus L. (Moraceae) no Parque Nacional da Tijuca – Rio de Janeiro.
Dissertação de Mestrado. Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro /
Escola Nacional de Botânica Tropical, Rio de Janeiro. 77p.
Alvey, A.A. 2006. Promoting and preserving biodiversity in the urban forest. Urban
Forestry & Urban Greening 5(4):195–201.
Angiosperm Phylogeny Group. 2009. An update of the Angiosperm Phylogeny Group
classification for the orders and families of flowering plants: APG III. Botanical
Journal of the Linnean Society 161(2): 105-121.
Angold, P.G. 1997. The impact of a road upon adjacent heathland vegetation: Effects on
plant species composition. Journal of Applied Ecology 34(2): 409-417.
Benitez-Malvavido, J. 2001. Regeneration in Tropical Forest Fragments. In: Lessons from
Amazonia: The ecology and conservation of a fragmented forest. R. O. Bierregaard-
Jr.; C. Gascon; T. Lovejoy & R. Mesquita. Chicago, Chicago University: 136-145.
Borém, R.A.T. & Oliveira-Filho, A.T. 2002. Fitossociologia do estrato arbóreo em uma
topossequência alterada de Mata Atlântica, no município de Silva Jardim-RJ, Brasil.
Revista Árvore. v. 26, n. 4.
Brasil. 2000. Lei nº 9.985/2000. Sistema Nacional de Unidades de Conservação (SNUC).
Disponível em
<http://www.mma.gov.br/estruturas/sbf_dap_cnuc2/_arquivos/snuc.pdf.> Acesso em
15 de março 2010.
53
Brasil. 2008. Instrução normativa nº 6, de 23 de setembro de 2008. Lista oficial das
espécies da flora brasileira ameaçadas de extinção. Brasília, Ministério do Meio
Ambiente, 55p.
Brooks, T.M.; Mittermeier, R.A.; Mittermeier, C.G.; Fonseca, G.A.B. da; Rylands, A.B.;
Konstant, W.R.; Flick, P.; Pilgram, J.; Olfield, S.; Magin, G. & Hilton-Taylor, C.
2002. Habitat loss and extinction in the hotspots of biodiversity. Conservation
Biology 16: 909-923.
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: 727-740.
Castro Maya, R.O. 1967. A Floresta da Tijuca. Ed. Bloch, Rio de Janeiro. 102 p.
Coelho-Netto, A.L.; Avelar, A.S.; Fernandes, M.C. & Lacerda, W.A. 2007. Landslide
susceptibility in a mountainous geoecosystem, Tijuca Massif, Rio de Janeiro: The role
of morphometric subdivision of the terrain. Geomorphology 87: 120–131.
Cortines, E.; Pereira, A. L.; Santos, P. R. O; Santos, G. L.; Valcarcel, R. 2011. Vegetação
arbórea em vertentes com orientação Norte e Sul na Floresta Montana, Nova
Friburgo – RJ. Floresta e Ambiente 18(4): 428-437.
Crawley, M. J. (Ed.). 1997. Plant ecology. 2a edição, Blackweel Science, London.
D’Angelo, S.A.; Andrade, A.C.S.; Laurance, S.G.; Laurance, W.F. e Mesquita, R.C.G.
2004. Inferred causes of tree mortality in fragmented and intact Amazonian forests.
Journal of Tropical Ecology: 20: 243-246.
Dean, W. 1997. A ferro e fogo: a história e a devastação da Mata Atlântica brasileira. Cia
das Letras, São Paulo. 460p.
Didham, R. K. 1998. Altered leaf-litter decomposition rates in tropical forest fragments.
Oecologia. 116:397–406.
Durigan, G. 2003. Métodos para análise da vegetação arbórea. In: Cullen Jr., L.;
Valladares-Pádua, C.; Rudran, R. (Orgs.). Métodos de estudos em biologia da
54
conservação e manejo da vida silvestre. Ed. da Universidade Federal do Paraná.
Curitiba. p. 455-480.
Ferreira-Junior W.G., Silva A.F., Meira-Neto J.A.A., Schaefer E.G.R., Dias A.S., Ignácio
M., Medeiros M.C.M.P. 2007. Composição florística da vegetação arbórea de um
trecho de floresta estacional semidecídua em Viçosa, Minhas Gerais, e espécies de
maior ocorrência na região. Revista Árvore, 31(6): 1121-1130
Fleming, T. H.; Breitwisch, R. & Whitesides, G. H. 1987. Patterns of tropical vertebrate
frugivore diversity. Annual Review of Ecology and Systematics 18: 91-109.
Forman, R.T.T. & Alexander, L.E. 1998. Roads and their major ecological effects. Annual
Review of Ecology and Systematics 29: 207–231.
Forman, R.T.T., et al. 2003. Road ecology: science and solutions. Island Press:
Washington, D.C.
Gabriel, M.M. 2009. Efeitos de borda sobre a comunidade arbórea da Reserva Biológica
União, RJ. Dissertação de Mestrado. Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio
de Janeiro/Escola Nacional de Botânica Tropical, Rio de Janeiro. 85p.
George, L. O. & Bazzaz, F. A. 1999. The Fern Understorey as an Ecological Filter:
Emergence and Establishment of Canopy-tree Seedlings. Ecology. 80(3): 833-845.
Godefroid, S.; Koedam, N. 2003. How important are large vs. small forest remnants for the
conservation of the woodland flora in an urban context? Global Ecology and
Biogeography, 12: 287-298.
Gomes, J.A.M.; Bernacci, L.C.; Joly, C.A. 2011. Diferenças florísticas e estruturais entre
duas cotas altitudinais da Floresta Ombrófila densa submontana Atlântica, do Parque
Estadual da Serra do Mar, município de Ubatuba/SP, Brasil. Biota Neotrop. 11(02):
123-137.
Goosem, M., 2007, Fragmentation impacts caused by roads through rainforests. Current.
Science., 93 (11): 1587 -1595.
55
Gucinski, H., M. H. Brooks, M. J. Furniss, and R. R. Ziemer. 2001. Forest roads: a
synthesis of scientific information. U.S. Department of Agriculture, Forest Service,
General Technical Report PNWGTR-509, Portland, Oregon.
Guedes-Bruni R. R.; Morim, M. P.; Lima, H. C.; Sylvestre, L. S. 2002. Inventário
florístico, p. 24-50. In: LS Sylvestre & MMT Rosa (orgs.). Manual de métodos para
estudos botânicos na Mata Atlântica. Seropédica: Ed. Universidade Federal Rural do
Rio de Janeiro.
Guedes-Bruni, R. R., Pessoa, S. V. A.; Kurtz, B. C. 1997. Florística e estrutura do
componente arbustivo-arbóreo de um trecho preservado de floresta montana na
Reserva Ecológica de Macaé de Cima. In: Lima, H. C. & Guedes-Bruni, R. R. (eds.)
Serra de Macaé de Cima: diversidade florística e conservação em Mata Atlântica.
Instituto Jardim Botânico do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, p.127-145.
Guedes-Bruni, R. R.; Silva Neto, S. J.; Morim, M. P.; Mantovan, W. 2006. Composição
florística e estrutura de dossel em trecho de Floresta Ombrófila Densa Atlântica sobre
morrote mamelonar na Reserva Biológica de Poço das Antas, Rio de Janeiro, Brasil.
Rodriguésia. 57: 429-442.
Guedes-Bruni, R.R.; Morim, M.P.; Lima, H.C. & Sylvestre, L.S. 2002. Inventário
florístico. In: Sylvestre, L.S & Rosa, M.M.T. Manual de métodos para estudos
botânicos na Mata Atlântica. Editora Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro,
Seropédica. Pp. 24-50.
Guilherme, F. A. G, Morellato, L. P. C.; Assis, M. A. 2004. Horizontal and vertical tree
community structure in a section of lowland Atlantic Rain Forest in the Intervales
State Park, southeastern Brazil. Rev. Bras. Bot. 27(4): 725-737.
Hammer, Ø., D.A.T. Harper, & P.D. Ryan. 2001. PAST: Paleontological statistics software
package for education and data analysis. Palaeontologia Electronica 4: 1-
9. http://palaeo-electronica.org/2001_1/past/issue1_01.htm. Access: 10.08.2011.
Harper, K.A.; Macdonald, S.E.; Burton, P.J.; Chen, J.; Brosofske, K.D.; Saunders, S.C.;
Euskirchen, E.S.; Roberts, D. & Esseen, P.A. 2005. Edge influence on forest structure
and composition in fragmented landscapes. Conservation Biology 19(3): 768-782.
56
Hottz, D. 2010. Efeitos de borda sobre comunidades arbóreas em dois remanescentes
florestais de Mata Atlântica: composição florística e síndromes de dispersão de
sementes. Dissertação de Mestrado. Museu Nacional / UFRJ / Programa de Pós
Graduação em Ciências Biológica (Botânica), Rio de Janeiro. 147p.
IBAMA – Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis.
2009. Unidade: Parque Nacional da Tijuca/ RJ. [online] Disponível em:
<http://www.ibama.gov.br/unidades/parques/reuc/7.htm> Acesso em 12 de março
2010.
IBGE. 1992. Manual técnico da vegetação brasileira. Fundação Instituto Brasileiro de
Geografia e Estatística, Rio de Janeiro. 18p.
ICMBio – Instituo Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade. 2008. Plano de
manejo do Parque Nacional da Tijuca. Disponível em:
<http://www.planodemanejo.kit.net>. Acesso em 20 de março 2010.
Iguatemy, M.A. 2008. Os efeitos de borda sobre a dinâmica da estrutura da comunidade de
plântulas na Mata Atlântica do centro norte do estado do Rio de Janeiro. Dissertação
de mestrado. Universidade Estadual de Campinas.
IUCN. 2011. The IUCN Red List of Threatened Species – 2011.2.Gland, Switzerland and
Cambridge, U.K, International Union for Conservation of Nature and Natural
Resources.
Jesus, M.F.S. de. 2009. Análise dos efeitos de borda sobre a composição, dinâmica e
estrutura da comunidade arbórea na Mata Atlântica da Reserva Biológica do Tinguá
RJ. Dissertação de Mestrado. Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de
Janeiro/Escola Nacional de Botânica Tropical, Rio de Janeiro. 149p.
Jones JA, Swanson FJ, Wemple BC, Synder KU. 2000. Road effects on hydrology,
geomorphology, and disturbance patches in stream networks. Conservation Biology
14: 76–85.
Kapos, V. 1989. Effects of isolation on the water status of forest patches in the Brazilian
Amazon. Journal of Tropical Ecology 5(2): 173-185.
57
Kurtz, B. C. & Araujo, D. S. D. 2000. Composição florística e estrutura do componente
arbóreo de um trecho de Mata Atlântica na Estação Ecológica Estadual do Paraíso,
Cachoeira de Macacú, Rio de Janeiro, Brasil. Rodriguésia. 51: 69-112.
Lacerda, M. S. 2001. Composição florística e estrutura da comunidade arbórea num
gradiente altitudinal da Mata Atlântica. Tese de Doutorado. Universidade Estadual
de Campinas. Campinas, SP. 123p.
Lamont B.R., Whitten V. A., Witkowski E.T.F., Rees R.G. and Enrigth N. J. 1994.
Regional and local (road verge) effects on size and fecundity in Banksia menziesii.
Aust. J.Ecol. 19: 197-205.
Laurance, W. F. Goosem, M.; Laurance, S. G. W. 2009. Impacts of roads and linear
clearings on tropical forests. Trends in ecology & evolution, 24(12): 659-69.
Laurance, W. F.; Ferreira, L. V.; Rankin De Merona, J. M. & Laurance, S. G. 1998. Effects
of forest fragmentation on recruitment patterns in Amazonian tree communities.
Conservation Biology 12: 460-464.
Laurance, W.F.; Delamônica, P.; Laurance, S.G.; Vasconcelos, H.L. e Lovejoy, T.E. 2000.
Rain forest fragmentation kill big trees. Nature 404: 836.
Laurance, W.F.; Lovejoy, T.E.; Vasconcelos, H.L.; Bruna, E.M.; Didham, R.K.; Stouffer,
P.C.; Gascon, C.; Bierregaard, R.O.; Laurance, S.G. & Sampaio, E. 2002. Ecosystem
decay of Amazonian Forest fragments: a 22-year investigation. Conservation
Biology 16: 605–618.
Laurance, W.F.; Nascimento, H.E.M.; Laurance, S.G.; Andrade, A.C.; Fearnside, P.M.;
Ribeiro, J.E.L. & Capretz, R.L. 2006. Rain forest fragmentation and the proliferation
of successional trees. Ecology 87(2): 469-482.
Laurance, W.F.; Williamson, G.B.; Delamonica, P.; Oliveira, A.; Gascon, C.; Lovejoy, T.
& Pohl, L. 2001. Effects of a strong drought on Amazonian forest fragments and
edges. Journal of Tropical Ecology 17: 771-785.
Lista de Espécies da Flora do Brasil 2012 in http://floradobrasil.jbrj.gov.br/2012
58
Lorenzi, H. ; Souza, H. M. Plantas ornamentais no Brasil: arbustivas, herbáceas e
trepadeiras. Nova Odessa: Plantarum, 1995. 720p.
Lugo, A. E. 2010. Let’s Not Forget the Biodiversity of the Cities. Biotropica, 42(5): 576-
577.
Martins, F.R. 1991. Estrutura de uma floresta mesófila. Série Teses, Editora da
Universidade Estadual de Campinas, Campinas. 246 p.
Martins S.V., Gleriani J.M., Amaral C.H., 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, 32 (4): 759-
767.
Martins, S. V.; Rodrigues, R.R. Gap-phase regeneration in a semideciduous mesophytic
forest, south-eastern Brazil. Plant Ecology, v. 163, p. 51-62, 2002.
Mattos, C.C.L.V. de. 2006. Mesoclima da cidade do Rio de Janeiro. Floresta e Ambiente
Série Técnica. 1-22.
MBG Tropicos. 2011. Missouri Botanical Garden. Disponível em:
http://www.tropicos.org. Acesso em 13 de dezembro 2011.
McCune, B. & Grace, J.B. 2002. Analysis of Ecological Communities. MjM Software
Design, Gleneden Beach, Oregon. 300p.
McCune, B. & Mefford, M.J. 1999. PC-ORD - Multivariate analysis of ecological data,
Version 4. MjM Software Design, Gleneden Beach.
Miller, J. R.; Hobbs, R. J. 2002. Conservation Where People Live and Work. Conservation
Biology, 16(2): 330-337.
Mittermeier, R. A.; Myers, N.; Thompsen, J. G.; Fonseca, G. A. B. da; Olivieri, S. 1998.
Biodiversity hotspots and major wilderness areas: approaches to setting conservation
priorities. Conservation Biology 12: 516-520.
Morellato, L.P.C. & Haddad, C.F.B. 2000. Introduction: The Brazilian Atlantic Forest.
Biotropica 32(4b): 786-792.
59
Moreno, M. R.; Nascimento, M. T.; Kurtz, B. C. 2003. Estrutura e composição florística do
estrato arbóreo em duas zonas altitudinais na Mata Atlântica de encosta da região do
Imbé, RJ. Acta Botanica Brasilica, v.17, p.371-386.
Murcia, C. 1995. Edge effects in fragmented forests: implications for conservation. Trends
in Ecology & Evolution 10(2): 58-62.
Murray-Smith, C.; Brummitt, N. A.; Oliveira-Filho, A. T.; Bachman, S.; Moat, J.;
Lughadha, E. M. N.; Lucas, E. J. 2009. Plant Diversity Hotspots in the Atlantic
Coastal Forests of Brazil. Conservation Biology. v. 23 (1):151–163.
Myers, N.; Mittermeier, R.A.; Mittermeier, C.G.; Fonseca, G.A.B. & Kent. J. 2000.
Biodiversity hotspots for conservation priorities. Nature 403: 853-858.
Nascimento, H.E.M.; Andrade, A C S.; Camargo, J.L.C.; Laurance, W.F.; Laurance, S.G.
& Ribeiro, J.E.L. 2006. Effects of the surrounding matrix on tree recruitment in
Amazonian forest fragments. Conservation Biology 20(3): 853-860.
Olifiers, N. & Cerqueira, R. 2006. Fragmentação de habitat: Efeitos Históricos e
Ecológicos. In: Rocha, C.F.D., Bergallo, H.G., Sluys, M.V., Alves, M.A.S. Biologia
da Conservação: Essências. RiMa, São Carlos. Pp. 78-92.
Oliveira, M.A.; Grillo, A.S. & Tabarelli, M. 2004. Forest edge in the Brazilian Atlantic
forest: drastic changes in tree species assemblages. Oryx 38: 389–394.
Oliveira, R. R. 2002. Ação antrópica e resultantes sobre a estrutura e composição da Mata
Atlântica na Ilha Grande, RJ. Rodriguésia. 53 (82): 33-58.
Oliveira, R.R.; Zaú, A.S.; Lima, D.F.; Silva, M.B.R.; Vianna, M.C. 1995. Dinâmica
ecológica de encostas no Maciço da Tijuca - RJ. Oecologia Brasiliensis. 1: 523-541.
Oliveira-Filho, A. T. & Fontes, M. A. L. 2000. Patterns of Floristic Differentiation among
Atlantic Forests in Southeastern Brazil and the Influence of Climate. Biotropica. 32
(4b): 793-810.
Parendes, L.A., Jones, J.A., 2000. Role of light availability and dispersal in exotic plant
invasion along roads and streams in the H. J. Andrews Experimental Forest, Oregon.
Conservation Biology 14, 64–75.
60
Pauchard, A. and Alaback, P. 2004. Influence of elevation, land use, and landscape context
on patterns of alien plant invasions along roadsides in protected areas of south-
central Chile. Conservation Biology 18(1):238-248.
Peixoto G. L., Martins S. V.; Silva, A. F.; Silva, E. 2004. Composição florística do
componente arbóreo de um trecho de Floresta Atlântica na Área de Proteção
Ambiental da Serra da Capoeira Grande, Rio de Janeiro, RJ, Brasil. Acta Botânica
Brasílica. 18(1): 151-160.
Pereira, I. M.; Oliveira-Filho, A. T.; Botelho, S. A.; Carvalho, W. A. C.; Fontes, M. A. L.;
Schiavini, I.; Silva, A. F. 2006. Composição florística do compartimento arbóreo de
cinco remanescentes florestais do maciço do Itatiaia, Minas Gerais e Rio de Janeiro.
Rodriguésia 57: 103-126.
Pessoa, S. V. A. & Oliveira, R. R. 2006. Análise estrutural da vegetação arbórea em três
fragmentos florestais na Reserva Biológica de Poço das Antas, Rio de Janeiro, Brasil.
Rodriguésia 57: 391-412.
Pietro, P. V. 2008. Efeitos de borda sobre o sub-bosque da Mata Atlântica de terras baixas
na Reserva Biológica União, RJ. (Dissertação de Mestrado). Brasil: ENBT/JBRJ.
Pinto, L. P. & Brito, M. C. W. 2005. Dinâmica da perda da biodiversidade na Mata
Atlântica: uma introdução. In: Galindo-Leal, C. & Câmara, I. G. (eds.) Mata Atlântica:
biodiversidade, ameaças e perspectivas. Fundação SOS Mata Atlântica e Conservação
Internacional, Belo Horizonte, p. 03-11.
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. Biologia da
Conservação: Essências. RiMa, São Carlos,Pp. 91-118.
Pohlman, C.L.; Turton, S.M. & Goosem, M. 2007. Edge Effects of Linear Canopy
Openings on Tropical Rain Forest Understory Microclimate. Biotropica 39(1): 62–71.
Reis, T. S. 2008. Os efeitos de borda na estrutura e dinâmica da comunidade de plântulas
em um trecho de Mata Atlântica do sudeste brasileiro. Dissertação de Mestrado.
Universidade Federal do Rio de Janeiro-UFRJ, Rio de Janeiro, 179p.
61
Rejmanek, M. & Brewer, S.W. 2001. Vegetative identification of tropical woody plants.
Biotropica 33: 214-228.
Rentch J.S., Fortney R.H., Stephenson S.L., Adams H.S., Grafton W.N. & Anderson J.T.
2005. Vegetation-site relationships of roadside plant communities in West Virginia,
USA. J. Appl. Ecol. 42: 129–138.
Ribeiro, M.C.; Metzger, J.P.; Martensen, A.C.; Ponzoni, F.J. & Hirota, M.M. 2009. The
Brazilian Atlantic Forest: How much is left, and how is the remaining forest
distributed? Implications for conservation. Biological Conservation 142(6): 1141-
1153.
Ribeiro, M.O. & Zaú, A.S. 2007. Levantamento populacional e manejo da exótica invasora
Dracaena fragrans (L.) Ker-Gawl (Angiospermae – Liliaceae), em um trecho de
Floresta Atlântica sob efeitos de borda no Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro,
RJ. Revista Brasileira de Biociências 5(1): 21-23.
Rodrigues, P.J.F.P. & Nascimento, M.T. 2006. Fragmentação florestal: breves
considerações teóricas sobre efeitos de borda. Rodriguésia 57(1): 63-74.
Rodrigues, P.J.F.P. 2004. A vegetação da Reserva Biológica União e os efeitos de borda na
Mata Atlântica fragmentada. Tese de Doutorado. Universidade Federal do Norte
Fluminense, Campos dos Goytacazes. 153p.
Sánchez-Azofeifa, G.A.; Quesada-Mateo, C.; Gonzalez-Quesada, P.; Dayanandan, S.;
Bawa, K.S. 1999. Protected areas and conservation of biodiversity in the tropics.
Conservation Biology 13: 407-411.
SEBRAE. 2010. Manual técnico instrucional para a produção e comercialização de flores e
folhagens tropicais de corte. Vol. 1. Região Norte do Brasil (Série Manuais técnicos
instrucionais para o setor de floricultura e plantas ornamentais). SEBRAE Nacional.
141p.
Shepherd, G.J. 2010. Fitopac 2.1.2: Campinas: Universidade Estadual de Campinas,
Disponível em <http://www.taxondata.org/files/index.php?dir=fitopac/>. Acesso em
20 de setembro 2011.
62
Silva, G. C.; Nascimento, M. T. 2001. Fitossociologia de um remanescente de mata sobre
tabuleiros no norte fluminense do estado do Rio de Janeiro (Mata do Carvão). Revista
Brasileira de Botânica, v.24, p.51-62.
Snyder KU. 2000. Debris flows and flood disturbance in small, mountain watersheds.
Corvallis, Oregon. MS tesis, Oregon State University.
Souza, G. R.; Faria, M. J. B.; Peixoto, A. L.; Zaú, A. S. 2007. Composição florística do
estrato arbustivo-arbóreo de um trecho de Floresta Atlântica no médio Vale do Paraíba
do Sul, Rio de Janeiro, Brasil. Sitientibus Série Ciências Biológicas. Feira de Santana/
BA. v. 7 (4): 398-409.
Souza, P. B. 2008. Diversidade florística e atributos pedológicos ao longo de uma encosta
com floresta estacional semi-decidual submontana, zona de amortecimento do
Parque Estadual do Rio Doce, MG. Tese de Doutorado. Universidade Federal de
Viçosa, Minas Gerais. 138p.
Svenning, J.-C. 2000. Small canopy gaps influence plant distributions in the rain forest
understory. Biotropica 32(2): 252-261.
Tabarelli, M. 2010. Tropical Biodiversity in Human-Modified Landscapes : What is our
trump card? Biotropica, 42(5): 553-554.
Tabarelli, M.; Lopes, A.E; Peres, C.A. 2008. Edge-effects drive tropical forest fragments
towards an early-successional system. Biotropica 40(6):657-661.
Tabarelli, M.; Mantovani, W. & Peres, C. 1999. Effects of habitat fragmentation on plant
guild strucuture in the Atlantic montane forest of southeastern Brazil. Biological
Conservation 91(1): 119-127.
Tabarelli, M.; Silva J.M.C. e Gascon C. 2004. Forest fragmentation synergismis and the
impoverishment of neotropical forest. Biodiversity and Conservation, 13, 1419.
Tabarelli, M; Mantovani, V. 1999. A riqueza de espécies arbóreas na floresta atlântica de
encosta no estado de São Paulo (Brasil). Revista Brasileira de Botânica. 22(2): 1-12.
Tapia, A. S. 2011. Regeneração natural e restauração ecológica em campos antropizados e
capoeiras de Mata Atlântica submetidos a queimadas. Dissertação de Mestrado.
63
Universidade Federal do Rio de Janeiro / Programa de Pós-Graduação em Ecologia
(PPGE), Rio de Janeiro. 91p.
Trombulak, S.C. & Frissell, C.A. 2000. Review of ecological effects of roads on terrestrial
and aquatic communities. Conservation Biology 14 (1): 18-30.
Van-der-Pijl, L. 1982. Principles of dispersal in higher plants. 3ed. Springer-Verlag,
Berlin. 214p.
Watkins R.Z., Chen J.Q., Pickens J. and Brosofske K.D. 2003. Effects of forest roads on
understory plants in a managed hardwood landscape. Conserv. Biol. 17: 411 – 419.
Wemple DC, Jones JA. Grant GR. 1996. Channel network extension by logging roads in
two basins, western Cascades, Oregon. Water Resources Bulletin 32: 1195-1207.
Wemple, B.C., F. J. Swanson, and J.A. Jones. 2001. Forest roads and geomorphic process
interactions, Cascade Range, Oregon. Earth Surface Processes and Landforms 26:
191- 204.
Wemple, B.C., Swanson, F.J., and Jones, J.A., 2000, Forest roads and geomorphic process
interactions, Cascade Range, Oregon: Earth Surface Processes and Landforms, v. 26,
no. 2, p. 191–204
Wilkinson L. 2005. Systat, Version 11.0. Software Inc., San José, USA.
Williams-Linera, G. 1990. Vegetation structure and environmental conditions of forest
edges in Panama. Journal of Ecology 78: 356–373.
Zaú, A. S. 2010. Composição, estrutura e efeitos de bordas lineares na comunidade
arbustiva-arbórea de um remanescente urbano de Mata Atlântica 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.
Zeng, S. L.; Zhang, T. T.; Gao, Y.; Ouyang, Z. T.; Chen, J. K.; LI, B.; Zhao, B. 2010.
Effects of road disturbance on plant biodiversity. World Academy of Science,
Engineering and Technology (66): 437-448.
64
ANEXOS
Anexo 1: Listagem das espécies encontradas no levantamento de 0,3ha no Parque Nacional da Tijuca, com origem e síndromes de dispersão (Dispersão). Zoo= zoocórica, Anemo= anemocórica, Auto= autocórica. Espécies com (*) encontram-se na lista oficial de espécies ameaçadas (Brasil 2008), espécies com (**) encontram-se na lista de espécies ameaçadas da IUCN (IUCN 2011).
Família Espécie Origem Dispersão
Anacardiaceae Tapirira guianensis Aubl. Nativa Zoo
Annonaceae Annona parviflora (A.St.-Hil.) H.Rainer Nativa Zoo
Annona sp. 1 Nativa Zoo
Guatteria australis A.St.-Hil. Nativa Zoo
Apocynaceae Apocynaceae sp. 1 - -
Apocynaceae sp. 2 - -
Apocynaceae sp. 3 - -
Apocynaceae sp. 4 - -
Apocynaceae sp. 5 - -
Apocynaceae sp. 6 - -
Tabernaemontana aff. flavicans Willd. ex Roem. & Schult. Nativa Zoo
Araliaceae Schefflera longipetiolata (Pohl ex DC.) Frodin & Fiaschi Nativa Zoo
Arecaceae Astrocaryum aculeatissimum (Schott) Burret** Nativa Zoo
Euterpe edulis Mart.* Nativa Zoo
Geonoma schottiana Mart. Nativa Zoo
Asparagaceae Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl. Exótica Zoo
Asteraceae Critoniopsis aff. stellata (Spreng.) H.Rob. Nativa Anemo
Piptocarpha sp. 1 - Anemo
Bignoniaceae Handroanthus sp. 1 - Anemo
Handroanthus sp. 2 - Anemo
Boraginaceae Cordia trichoclada DC. Nativa Zoo
Burseraceae Protium heptaphyllum (Aubl.) Marchand Nativa Zoo
Celastraceae Maytenus ardisiaefolia Reissek Nativa Zoo
Maytenus brasiliensis Mart. Nativa Zoo
Maytenus cestrifolia Reissek Nativa Zoo
Maytenus communis Reissek Nativa Zoo
Maytenus sp. 1 - Zoo
Chrysobalanaceae Licania kunthiana Hook.f. Nativa Zoo
Licania octandra (Hoffmanns. ex RoEN. & Schult.) Kuntze Nativa Zoo
Parinari aff. brasiliensis (Schott) Hook.f.* Nativa Zoo
Ciatheaceae Ciatheaceae sp. 1 - Anemo
Clusiaceae Garcinia gardneriana (Planch. & Triana) Zappi Nativa Zoo
Tovomita leucantha (Schltdl.) Planch. & Triana Nativa Zoo
Combretaceae Terminalia januariensis DC.** Nativa Anemo
Cunoniaceae Lamanonia ternata Vell. Nativa Anemo
Elaeocarpaceae Sloanea garckeana K.Schum. Nativa Zoo
Sloanea hirsuta (Schott) Planch. ex Benth. Nativa Zoo
65
Erythroxylaceae Erythroxylum citrifolium A.St.-Hil. Nativa Zoo
Erythroxylum cuspidifolium Mart. Nativa Zoo
Erythroxylum pulcrum A.St.-Hil. Nativa Zoo
Euphorbiaceae Croton sp. 1 - Auto
Euphorbiaceae sp. 1 - -
Joannesia princeps Vell.** Nativa Auto
Maprounea guianensis Aubl. Cerrado Zoo
Fabaceae Abarema cochliacarpos (Gomes) Barneby & J.W.Grimes** Nativa Zoo
Apuleia leiocarpa (Vogel) J.F.Macbr Nativa Anemo
Copaifera lucens Dwyer Nativa Zoo
Fabaceae sp. 1 - -
Fabaceae sp. 2 - -
Inga lenticellata Benth.** Nativa Zoo
Inga striata Benth. Nativa Zoo
Lonchocarpus cultratus (Vell.) A.M.G.Azevedo & H.C.Lima Nativa Anemo
Myroxylon peruiferum L.f. Nativa Anemo
Ormosia cf. arborea (Vell.) Harms Nativa Zoo
Ormosia sp. 1 - Zoo
Peltogyne angustiflora Ducke Nativa Anemo
Pseudopiptadenia leptostachya (Benth.) Rauschert Nativa Anemo
Pterocarpus rohrii Vahl Nativa Anemo
Swartzia simplex (Sw.) Spreng. Nativa Zoo
Tachigali pilgeriana (Harms) Oliveira-Filho Nativa Anemo
Zollernia ilicifolia (Brongn.) Vogel Nativa Auto
Indeterminada Inderteminada2 sp. 1 - -
Indeterminada Inderteminada3 sp. 1 - -
Indeterminada Inderteminada4 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada1 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada10 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada11 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada12 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada13 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada14 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada15 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada16 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada17 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada18 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada19 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada5 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada6 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada7 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada8 sp. 1 - -
Indeterminada Indeterminada9 sp. 1 - -
Lauraceae Aiouea saligna Meisn. Nativa Zoo
Aniba firmula (Nees & Mart.) Mez Nativa Zoo
Beilschmiedia angustifolia Kosterm. Nativa Zoo
66
cf. Ocotea diospyrifolia (Meisn.) Mez Nativa Zoo
Cinnamomum aff. triplinerve (Ruiz & Pav.) Kosterm. Nativa Zoo
Cryptocarya moschata Nees & Mart. Nativa Zoo
Cryptocarya saligna Mez Nativa Zoo
Endlicheria aff. glomerata Mez Nativa Zoo
Ocotea daphnifolia (Meisn.) Mez Nativa Zoo
Ocotea diospyrifolia (Meisn.) Mez Nativa Zoo
Ocotea glaziovii Mez Nativa Zoo
Ocotea lancifolia (Schott) Mez Nativa Zoo
Ocotea odorifera (Vell.) Rohwer* Nativa Zoo
Ocotea silvestris Vattimo-Gil Nativa Zoo
Urbanodendron aff. bahiense (Meisn.) Rohwer** Nativa Zoo
Urbanodendron bahiense (Meisn.) Rohwer** Nativa Zoo
Urbanodendron verrucosum (Nees) Mez** Nativa Zoo
Lecythidaceae Cariniana sp. 1 - Anemo
Cariniana sp. 2 - Anemo
Malpighiaceae Bunchosia fluminensis Juss. Nativa Zoo
Heteropterys nitida (Lam.) DC. Nativa Anemo
Malpighiaceae sp. 1 - -
Malpighiaceae sp. 2 - -
Malvaceae Eriotheca pentaphylla (Vell. & K.Schum.) A.Robyns Nativa Anemo
Malvaceae sp. 1 - -
Quararibea turbinata (Sw.) Poir. Nativa Zoo
Melastomataceae Melastomataceae sp. 1 - -
Meriania glabra (DC.) Triana Nativa Auto
Miconia sp. 1 - Zoo
Tibouchina estrellensis (Raddi) Cogn. Nativa Anemo
Tibouchina sp. 1 - Anemo
Meliaceae Guarea macrophylla Vahl Nativa Zoo
Guarea sp. 1 - Zoo
Meliaceae sp. 1 - -
Trichilia lepidota Mart. Nativa Zoo
Trichilia sp. 1 - Zoo
Monimiaceae Mollinedia longifolia Perkins Nativa Zoo
Mollinedia schottiana (Spreng.) Perkins Nativa Zoo
Monimiaceae sp. 1 - -
Monimiaceae sp. 2 - -
Monimiaceae sp. 3 - -
Moraceae Artocarpus heterophyllus Lam. Exótica Auto
Brosimum guianense (Aubl.) Huber Nativa Zoo
Naucleopsis oblongifolia (Kuhlm.) Carauta** Nativa Zoo
Sorocea guilleminiana Gaudich.** Nativa Zoo
Sorocea hilarii Gaudich. Nativa Zoo
Myristicaceae Virola gardneri (A.DC.) Warb. Nativa Zoo
Myrtaceae Blepharocalyx salicifolius (Kunth) O.Berg Nativa Zoo
Calyptranthes lucida Mart. ex DC. Nativa Zoo
67
Calyptranthes sp. 1 - Zoo
Calyptranthes strigipes O.Berg Nativa Zoo
Campomanesia laurifolia Gardner** Nativa Zoo
Campomanesia sp. 1 - Zoo
Eugenia batingabranca Sobral Nativa Zoo
Eugenia brasiliensis Lam. Nativa Zoo
Eugenia bunchosiifolia Nied. Nativa Zoo
Eugenia excelsa O.Berg Nativa Zoo
Eugenia florida DC. Nativa Zoo
Eugenia neoglomerata Sobral Nativa Zoo
Eugenia pisiformis Cambess. Nativa Zoo
Eugenia prasina O.Berg** Nativa Zoo
Eugenia rostrata O.Berg Nativa Zoo
Eugenia xanthoxyloides Cambess. Nativa Zoo
Marlierea excoriata Mart. Nativa Zoo
Marlierea obscura O.Berg Nativa Zoo
Marlierea suaveolens Cambess. Nativa Zoo
Myrceugenia myrcioides (Cambess.) O.Berg** Nativa Zoo
Myrcia laxiflora Cambess. Nativa Zoo
Myrcia spectabilis DC. Nativa Zoo
Myrcia splendens(Sw.) DC. Nativa Zoo
Myrcia tijucensis Kiaersk. Nativa Zoo
Myrciaria floribunda (H.West ex Willd.) O.Berg Nativa Zoo
Myrtaceae sp. 1 - Zoo
Myrtaceae sp. 2 - Zoo
Myrtaceae sp. 3 - Zoo
Myrtaceae sp. 4 - Zoo
Myrtaceae sp. 5 - Zoo
Myrtaceae sp. 6 - Zoo
Myrtaceae sp. 7 - Zoo
Myrtaceae sp. 8 - Zoo
Neomitranthes pereireana (Mattos & D.Legrand) M.C.Souza & Sobral Nativa Zoo
Plinia edulis (Vell.) Sobral Nativa Zoo
Plinia peruviana (Poir.) Govaerts Nativa Zoo
Nyctaginaceae Guapira hirsuta (Choisy) Lundell Nativa Zoo
Guapira opposita (Vell.) Reitz(Vell.) Reitz Nativa Zoo
Ochnaceae Ouratea aff. semiserrata (Mart. & Nees) Engl. Nativa Zoo
Ouratea stipulata (Vell.) Engl. Nativa Zoo
Olacaceae Tetrastylidium grandifolium (Baill.) Sleumer Nativa Zoo
Peraceae Pera glabrata (Schott) Poepp. ex Baill. Nativa Zoo
Picramniaceae Picramnia gardneri Planch. Nativa Zoo
Picramnia glazioviana Engl. Nativa Zoo
Picramnia ramiflora Planch. Nativa Zoo
Piperaceae Piper amplum Kunth Nativa Zoo
Piper mollicomum Kunth Nativa Zoo
Piper truncatum Vell. Nativa Zoo
68
Primulaceae Myrsine hermogenesii (Jung-Mend. & Bernacci) M.F.Freitas & Kin.-Gouv.
Nativa Zoo
Myrsine parvula (Mez) Otegui - Zoo
Myrsine venosa A.DC. Nativa Zoo
Stylogyne depauperata Mez Nativa Zoo
Proteaceae Roupala consimilis Mez ex Taub. Nativa Anemo
Roupala longepetiolata Pohl Nativa Anemo
Rosaceae Prunus brasiliensis (Cham. & Schltdl.) D.Dietr. Nativa Zoo
Rubiaceae Amaioua intermedia Mart. ex Schult. & Schult.f. Nativa Zoo
Bathysa stipulata (Vell.) C.Presl Nativa Auto
cf. Bathysa stipulata (Vell.) C.Presl Nativa Auto
Coffea arabica L. Subespontânea Zoo
Ixora gardneriana Benth. Nativa Zoo
Posoqueria latifolia (Rudge) Schult. Nativa Zoo
Psychotria laciniata Vell. Nativa Zoo
Psychotria leiocarpa Cham. & Schltdl. Nativa Zoo
Psychotria nuda (Cham. & Schltdl.) Wawra Nativa Zoo
Psychotria vellosiana Benth. Nativa Zoo
Rubiaceae sp. 1 - -
Rubiaceae sp. 2 - -
Rubiaceae sp. 3 - -
Rudgea jasminoides (Cham.) Müll.Arg. Nativa Zoo
Rudgea sp. 1 - Zoo
Rutaceae Citrus sp. 1 Subespontânea Zoo
Metrodorea nigra A.St.-Hil. Nativa Zoo
Salicaceae Banara parviflora (A.Gray) Benth. Nativa Zoo
Casearia sylvestris Sw. Nativa Zoo
Sapindaceae aff. Diatenopteryx sorbifolia Radlk. Nativa Anemo
Allophylus heterophyllus (Cambess.) Radlk. Nativa Zoo
Cupania furfuraceae Radlk. Nativa Zoo
Cupania oblongifolia Mart. Nativa Zoo
Cupania racemosa (Vell.) Radlk. Nativa Zoo
Cupania sp. 1 - Zoo
Matayba sp. 1 - Zoo
Sapindaceae sp. 1 - -
Sapotaceae Chrysophyllum flexuosum Mart.** Nativa Zoo
Sapotaceae sp. 1 - Zoo
Sapotaceae sp. 2 - Zoo
Solanaceae Solanum leucodendron Sendtn.** Nativa Zoo
Solanum sp. 1 - Zoo
Solanum stipulatum Vell. Nativa Zoo
Symplocaceae Symplocos aff. estrellensis Casar. Nativa Zoo
Theaceae Theaceae sp. 1 - -
Thymelaeaceae Daphnopsis fasciculata (Meisn.) Nevling Nativa Zoo
Vochysiaceae Qualea gestasiana A.St.-Hil. Nativa Anemo
69
Anexo 2: Parâmetros fitossociológicos das espécies no levantamento como um todo. NInd- número de indivíduos, RelDe- densidade relativa, Nam- número de amostras em que aparece, RelFr- frequência relativa, RelDo- dominância relativa, VI- valor de importância Família Espécie NInd RelDe NAm RelFr RelDo VI
Myrtaceae Myrceugenia myrcioides 77 6,72 13 2,31 7,08 0,054
Arecaceae Geonoma schottiana 58 5,06 13 2,31 6,48 0,046
Arecaceae Euterpe edulis 41 3,58 17 3,02 6,94 0,045
Asparagaceae Dracaena fragrans 44 3,84 5 0,89 6,26 0,037
Myrtaceae Myrcia tijucensis 32 2,79 13 2,31 3,14 0,028
Nyctaginaceae Guapira opposita 26 2,27 11 1,96 2,23 0,022
Monimiaceae Mollinedia longifolia 27 2,36 13 2,31 1,61 0,021
Myrtaceae Myrcia spectabilis 24 2,09 7 1,25 2,92 0,021
Rubiaceae Psychotria leiocarpa 31 2,71 13 2,31 1,01 0,020
Celastraceae Maytenus brasiliensis 26 2,27 11 1,96 1,77 0,020
Rubiaceae Ixora gardneriana 19 1,66 13 2,31 1,86 0,019
Celastraceae Maytenus ardisiaefolia 21 1,83 8 1,42 2,23 0,018
Myrtaceae Myrtaceae sp. 1 29 2,53 3 0,53 2,21 0,018
Sapotaceae Sapotaceae sp. 1 25 2,18 4 0,71 2,21 0,017
Meliaceae Guarea macrophylla 15 1,31 8 1,42 2,18 0,016
Meliaceae Trichilia lepidota 17 1,48 10 1,78 1,47 0,016
Lauraceae Ocotea diospyrifolia 17 1,48 9 1,6 1,25 0,014
Rubiaceae Psychotria nuda 19 1,66 11 1,96 0,71 0,014
Myrtaceae Eugenia pisiformis 25 2,18 4 0,71 1,36 0,014
Olacaceae Tetrastylidium grandifolium 13 1,13 5 0,89 1,55 0,012
Rubiaceae Amaioua intermedia 15 1,31 7 1,25 0,95 0,012
Sapotaceae Chrysophyllum flexuosum 11 0,96 4 0,71 1,06 0,009
Rubiaceae Coffea arabica 13 1,13 5 0,89 0,55 0,009
Fabaceae Swartzia simplex 13 1,13 5 0,89 0,53 0,009
Proteaceae Roupala longepetiolata 11 0,96 5 0,89 0,68 0,008
Proteaceae Roupala consimilis 9 0,79 3 0,53 1,1 0,008
Malpighiaceae Malpighiaceae sp. 1 8 0,7 5 0,89 0,81 0,008
Rubiaceae Bathysa stipulata 9 0,79 2 0,36 1,19 0,008
Sapindaceae Cupania furfuraceae 7 0,61 5 0,89 0,76 0,008
Cunoniaceae Lamanonia ternata 6 0,52 5 0,89 0,82 0,007
Chrysobalanaceae Licania kunthiana 10 0,87 6 1,07 0,23 0,007
Rubiaceae Psychotria laciniata 12 1,05 3 0,53 0,57 0,007
Lauraceae Ocotea glaziovii 7 0,61 3 0,53 0,98 0,007
Lauraceae Cryptocarya saligna 6 0,52 6 1,07 0,49 0,007
Moraceae Artocarpus heterophyllus 7 0,61 3 0,53 0,9 0,007
Indeterminada Inderteminada2 sp. 1 8 0,7 6 1,07 0,25 0,007
Fabaceae Copaifera lucens 8 0,7 4 0,71 0,59 0,007
Myrtaceae Myrcia laxiflora 6 0,52 5 0,89 0,56 0,007
Malvaceae Eriotheca pentaphylla 9 0,79 3 0,53 0,59 0,006
70
Myrtaceae Eugenia neoglomerata 5 0,44 4 0,71 0,59 0,006
Sapindaceae aff. Diatenopteryx sorbifolia 9 0,79 1 0,18 0,75 0,006
Clusiaceae Garcinia gardneriana 6 0,52 4 0,71 0,33 0,005
Ciatheaceae Ciatheaceae sp. 1 3 0,26 3 0,53 0,73 0,005
Moraceae Sorocea hilarii 6 0,52 4 0,71 0,28 0,005
Melastomataceae Meriania glabra 5 0,44 1 0,18 0,87 0,005
Picramniaceae Picramnia gardneri 4 0,35 4 0,71 0,34 0,005
Sapindaceae Cupania racemosa 4 0,35 4 0,71 0,32 0,005
Primulaceae Myrsine venosa 5 0,44 2 0,36 0,57 0,005
Erythroxylaceae Erythroxylum pulcrum 7 0,61 3 0,53 0,21 0,005
Malpighiaceae Bunchosia fluminensis 4 0,35 4 0,71 0,27 0,004
Picramniaceae Picramnia ramiflora 5 0,44 4 0,71 0,18 0,004
Theaceae Theaceae sp. 1 5 0,44 4 0,71 0,15 0,004
Sapindaceae Allophylus heterophyllus 4 0,35 4 0,71 0,2 0,004
Fabaceae Pterocarpus rohrii 3 0,26 3 0,53 0,45 0,004
Lauraceae Ocotea odorifera 4 0,35 2 0,36 0,54 0,004
Malpighiaceae Malpighiaceae sp. 2 3 0,26 2 0,36 0,61 0,004
Fabaceae Inga lenticellata 4 0,35 3 0,53 0,31 0,004
Myrtaceae Myrtaceae sp. 4 4 0,35 2 0,36 0,49 0,004
Fabaceae Ormosia cf. arborea 6 0,52 1 0,18 0,48 0,004
Chrysobalanaceae Parinari aff. brasiliensis 4 0,35 4 0,71 0,1 0,004
Lauraceae Aniba firmula 4 0,35 4 0,71 0,1 0,004
Annonaceae Guatteria australis 3 0,26 3 0,53 0,35 0,004
Fabaceae Zollernia ilicifolia 4 0,35 3 0,53 0,26 0,004
Fabaceae Tachigali pilgeriana 4 0,35 2 0,36 0,43 0,004
Lauraceae Aiouea saligna 5 0,44 2 0,36 0,33 0,004
Myrtaceae Myrtaceae sp. 6 5 0,44 2 0,36 0,32 0,004
Myrtaceae Eugenia florida 4 0,35 3 0,53 0,19 0,004
Myrtaceae Plinia edulis 5 0,44 2 0,36 0,26 0,004
Myrtaceae Eugenia prasina 3 0,26 3 0,53 0,25 0,003
Melastomataceae Miconia sp. 1 4 0,35 3 0,53 0,14 0,003
Celastraceae Maytenus communis 3 0,26 3 0,53 0,2 0,003
Clusiaceae Tovomita leucantha 3 0,26 3 0,53 0,2 0,003
Symplocaceae Symplocos aff. estrellensis 3 0,26 2 0,36 0,37 0,003
Myristicaceae Virola gardneri 5 0,44 2 0,36 0,18 0,003
Myrtaceae Eugenia batingabranca 6 0,52 1 0,18 0,27 0,003
Fabaceae Pseudopiptadenia leptostachya 2 0,17 2 0,36 0,41 0,003
Elaeocarpaceae Sloanea garckeana 3 0,26 3 0,53 0,13 0,003
Melastomataceae Melastomataceae sp. 1 4 0,35 1 0,18 0,39 0,003
Melastomataceae Tibouchina estrellensis 3 0,26 2 0,36 0,3 0,003
Myrtaceae Calyptranthes strigipes 2 0,17 2 0,36 0,38 0,003
Rubiaceae Posoqueria latifolia 3 0,26 3 0,53 0,12 0,003
Moraceae Sorocea guilleminiana 3 0,26 3 0,53 0,1 0,003
Apocynaceae Apocynaceae sp. 3 2 0,17 2 0,36 0,35 0,003
Piperaceae Piper truncatum 3 0,26 3 0,53 0,08 0,003
Lauraceae Cryptocarya moschata 3 0,26 2 0,36 0,25 0,003
71
Lauraceae Urbanodendron aff. bahiense 3 0,26 2 0,36 0,24 0,003
Ochnaceae Ouratea stipulata 3 0,26 3 0,53 0,06 0,003
Monimiaceae Mollinedia schottiana 4 0,35 2 0,36 0,13 0,003
Myrtaceae Calyptranthes sp. 1 3 0,26 2 0,36 0,21 0,003
Rubiaceae Psychotria vellosiana 3 0,26 1 0,18 0,38 0,003
Myrtaceae Myrcia splendens 2 0,17 2 0,36 0,27 0,003
Primulaceae Myrsine hermogenesii 2 0,17 2 0,36 0,27 0,003
Elaeocarpaceae Sloanea hirsuta 3 0,26 2 0,36 0,18 0,003
Bignoniaceae Handroanthus sp. 2 2 0,17 2 0,36 0,25 0,003
Celastraceae Maytenus sp. 1 2 0,17 2 0,36 0,23 0,003
Lauraceae Ocotea silvestris 2 0,17 2 0,36 0,23 0,003
Myrtaceae Myrciaria floribunda 3 0,26 2 0,36 0,14 0,003
Arecaceae Astrocaryum aculeatissimum 2 0,17 2 0,36 0,22 0,003
Meliaceae Trichilia sp. 1 4 0,35 1 0,18 0,22 0,003
Rubiaceae Rubiaceae sp. 2 3 0,26 2 0,36 0,13 0,003
Lauraceae Urbanodendron bahiense 2 0,17 2 0,36 0,21 0,002
Annonaceae Annona parviflora 2 0,17 2 0,36 0,19 0,002
Primulaceae Stylogyne depauperata 3 0,26 2 0,36 0,1 0,002
Rubiaceae Rudgea jasminoides 3 0,26 2 0,36 0,08 0,002
Vochysiaceae Qualea gestasiana 3 0,26 1 0,18 0,26 0,002
Myrtaceae Marlierea suaveolens 2 0,17 2 0,36 0,16 0,002
Myrtaceae Myrtaceae sp. 5 3 0,26 1 0,18 0,25 0,002
Sapindaceae Sapindaceae sp. 1 2 0,17 2 0,36 0,16 0,002
Boraginaceae Cordia trichoclada 2 0,17 1 0,18 0,31 0,002
Indeterminada Indeterminada1 sp. 1 2 0,17 2 0,36 0,13 0,002
Solanaceae Solanum sp. 1 2 0,17 2 0,36 0,12 0,002
Malpighiaceae Heteropterys nitida 2 0,17 2 0,36 0,11 0,002
Araliaceae Schefflera longipetiolata 2 0,17 2 0,36 0,1 0,002
Fabaceae Lonchocarpus cultratus 2 0,17 1 0,18 0,27 0,002
Annonaceae Annona sp. 1 3 0,26 1 0,18 0,16 0,002
Asteraceae Critoniopsis aff. stellata 4 0,35 1 0,18 0,07 0,002
Euphorbiaceae Joannesia princeps 2 0,17 2 0,36 0,07 0,002
Apocynaceae Apocynaceae sp. 1 2 0,17 1 0,18 0,24 0,002
Celastraceae Maytenus cestrifolia 2 0,17 2 0,36 0,06 0,002
Apocynaceae Apocynaceae sp. 6 2 0,17 2 0,36 0,05 0,002
Myrtaceae Plinia peruviana 1 0,09 1 0,18 0,31 0,002
Anacardiaceae Tapirira guianensis 2 0,17 2 0,36 0,04 0,002
Euphorbiaceae Croton sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,3 0,002
Fabaceae Peltogyne angustiflora 1 0,09 1 0,18 0,29 0,002
Indeterminada Indeterminada8 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,29 0,002
Rubiaceae Rubiaceae sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,28 0,002
Fabaceae Fabaceae sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,25 0,002
Myrtaceae Marlierea excoriata 2 0,17 1 0,18 0,17 0,002
Euphorbiaceae Maprounea guianensis 1 0,09 1 0,18 0,24 0,002
Myrtaceae Myrtaceae sp. 7 1 0,09 1 0,18 0,24 0,002
Fabaceae Fabaceae sp. 2 1 0,09 1 0,18 0,22 0,002
72
Fabaceae Inga striata 2 0,17 1 0,18 0,14 0,002
Myrtaceae Marlierea obscura 1 0,09 1 0,18 0,22 0,002
Sapindaceae Cupania oblongifolia 1 0,09 1 0,18 0,21 0,002
Myrtaceae Myrtaceae sp. 8 1 0,09 1 0,18 0,2 0,002
Indeterminada Indeterminada12 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,2 0,002
Sapindaceae Matayba sp. 1 2 0,17 1 0,18 0,11 0,002
Sapotaceae Sapotaceae sp. 2 1 0,09 1 0,18 0,19 0,002
Lauraceae Ocotea lancifolia 1 0,09 1 0,18 0,19 0,002
Monimiaceae Monimiaceae sp. 2 1 0,09 1 0,18 0,18 0,002
Indeterminada Indeterminada5 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,17 0,001
Burseraceae Protium heptaphyllum 1 0,09 1 0,18 0,16 0,001
Fabaceae Ormosia sp. 1 2 0,17 1 0,18 0,07 0,001
Malvaceae Quararibea turbinata 2 0,17 1 0,18 0,08 0,001
Myrtaceae Eugenia bunchosiifolia 2 0,17 1 0,18 0,08 0,001
Salicaceae Casearia sylvestris 1 0,09 1 0,18 0,16 0,001
Rutaceae Citrus sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,15 0,001
Indeterminada Indeterminada19 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,14 0,001
Nyctaginaceae Guapira hirsuta 2 0,17 1 0,18 0,04 0,001
Chrysobalanaceae Licania octandra 1 0,09 1 0,18 0,13 0,001
Myrtaceae Blepharocalyx salicifolius 1 0,09 1 0,18 0,13 0,001
Malvaceae Malvaceae sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,11 0,001
Moraceae Brosimum guianense 2 0,17 1 0,18 0,03 0,001
Peraceae Pera glabrata 1 0,09 1 0,18 0,11 0,001
Lecythidaceae Cariniana sp. 2 1 0,09 1 0,18 0,11 0,001
Monimiaceae Monimiaceae sp. 3 1 0,09 1 0,18 0,11 0,001
Myrtaceae Myrtaceae sp. 3 1 0,09 1 0,18 0,1 0,001
Picramniaceae Picramnia glazioviana 1 0,09 1 0,18 0,1 0,001
Fabaceae Myroxylon peruiferum 1 0,09 1 0,18 0,08 0,001
Myrtaceae Calyptranthes lucida 1 0,09 1 0,18 0,08 0,001
Myrtaceae Eugenia excelsa 1 0,09 1 0,18 0,08 0,001
Thymelaeaceae Daphnopsis fasciculata 1 0,09 1 0,18 0,08 0,001
Indeterminada Indeterminada6 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,08 0,001
Myrtaceae Neomitranthes pereireana 1 0,09 1 0,18 0,08 0,001
Rubiaceae Rudgea sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,08 0,001
Apocynaceae Tabernaemontana aff. flavicans 1 0,09 1 0,18 0,07 0,001
Indeterminada Indeterminada13 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Indeterminada Indeterminada18 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,07 0,001
Euphorbiaceae Euphorbiaceae sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Indeterminada Indeterminada11 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Indeterminada Indeterminada14 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Lauraceae cf. Ocotea diospyrifolia 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Melastomataceae Tibouchina sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Moraceae Naucleopsis oblongifolia 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Myrtaceae Campomanesia sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,05 0,001
Myrtaceae Eugenia brasiliensis 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Myrtaceae Myrtaceae sp. 2 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
73
Ochnaceae Ouratea aff. semiserrata 1 0,09 1 0,18 0,06 0,001
Piperaceae Piper amplum 1 0,09 1 0,18 0,05 0,001
Rutaceae Metrodorea nigra 1 0,09 1 0,18 0,05 0,001
Combretaceae Terminalia januariensis 1 0,09 1 0,18 0,05 0,001
Lauraceae Ocotea daphnifolia 1 0,09 1 0,18 0,05 0,001
Apocynaceae Apocynaceae sp. 4 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Bignoniaceae Handroanthus sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Erythroxylaceae Erythroxylum cuspidifolium 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Indeterminada Indeterminada9 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,04 0,001
Myrtaceae Eugenia xanthoxyloides 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Salicaceae Banara parviflora 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Indeterminada Inderteminada3 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Indeterminada Indeterminada15 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Indeterminada Indeterminada17 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Lauraceae Beilschmiedia angustifolia 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Lecythidaceae Cariniana sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Meliaceae Guarea sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Meliaceae Meliaceae sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Myrtaceae Campomanesia laurifolia 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Myrtaceae Eugenia rostrata 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Piperaceae Piper mollicomum 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Primulaceae Myrsine parvula 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Rubiaceae cf. Bathysa stipulata 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Solanaceae Solanum leucodendron 1 0,09 1 0,18 0,03 0,001
Apocynaceae Apocynaceae sp. 2 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Apocynaceae Apocynaceae sp. 5 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Asteraceae Piptocarpha sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,01 0,001
Erythroxylaceae Erythroxylum citrifolium 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Fabaceae Abarema cochliacarpos 1 0,09 1 0,18 0,01 0,001
Fabaceae Apuleia leiocarpa 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Indeterminada Inderteminada4 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Indeterminada Indeterminada10 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Indeterminada Indeterminada16 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Indeterminada Indeterminada7 sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,01 0,001
Lauraceae Cinnamomum triplinerve 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Lauraceae Endlicheria aff. glomerata 1 0,09 1 0,18 0,01 0,001
Lauraceae Urbanodendron verrucosum 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Monimiaceae Monimiaceae sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,01 0,001
Rosaceae Prunus brasiliensis 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Rubiaceae Rubiaceae sp. 3 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
Sapindaceae Cupania sp. 1 1 0,09 1 0,18 0,01 0,001
Solanaceae Solanum stipulatum 1 0,09 1 0,18 0,02 0,001
74
Anexo 3: Parâmetros fitossociológicos das espécies no interior. NInd- número de indivíduos, RelDe- densidade relativa, Nam- número de amostras em que aparece, RelFr- frequência relativa, RelDo- dominância relativa, VI- valor de importância
Espécies NInd RelDe NAm RelFr RelDo VI
Geonoma schottiana 43 10,62 7 3,1 13,43 0,091
Guapira opposita 18 4,44 5 2,21 5,26 0,040
Ixora gardneriana 12 2,96 6 2,65 3,49 0,030
Mollinedia longifolia 16 3,95 5 2,21 2,32 0,028
Trichilia lepidota 10 2,47 4 1,77 2,72 0,023
Euterpe edulis 8 1,98 3 1,33 3,34 0,022
Maytenus brasiliensis 8 1,98 5 2,21 2,36 0,022
Tetrastylidium grandifolium 7 1,73 3 1,33 3,14 0,021
Ocotea diospyrifolia 9 2,22 4 1,77 1,96 0,020
Guarea macrophylla 7 1,73 4 1,77 2,19 0,019
Psychotria nuda 8 1,98 6 2,65 0,92 0,019
Maytenus ardisifolia 7 1,73 4 1,77 1,97 0,018
Chrysophyllum flexuosum 8 1,98 2 0,88 2,57 0,018
Psychotria leiocarpa 10 2,47 4 1,77 0,81 0,017
Coffea arabica 9 2,22 3 1,33 1,26 0,016
Sapotaceae sp. 1 5 1,23 3 1,33 2,11 0,016
Swartzia simplex 8 1,98 3 1,33 1,03 0,014
Meriania glabra 5 1,23 1 0,44 2,53 0,014
Eriotheca pentaphylla 7 1,73 2 0,88 1,57 0,014
Eugenia neoglomerata 4 0,99 3 1,33 1,66 0,013
Cryptocaria saligna 4 0,99 4 1,77 0,84 0,012
Inga lenticellata 4 0,99 3 1,33 0,91 0,011
Garcinia gardneriana 5 1,23 3 1,33 0,57 0,010
Tachigali pilgeriana 4 0,99 2 0,88 1,24 0,010
Sorocea hilarii 4 0,99 3 1,33 0,67 0,010
Eugenia prasina 3 0,74 3 1,33 0,72 0,009
Eugenia batingabranca 6 1,48 1 0,44 0,79 0,009
Theaceae sp. 1 4 0,99 3 1,33 0,37 0,009
Myrcia tijucensis 3 0,74 2 0,88 1,04 0,009
Bunchosia fluminensis 3 0,74 3 1,33 0,6 0,009
Ocotea odorifera 3 0,74 1 0,44 1,44 0,009
Melastomataceae sp. 1 4 0,99 1 0,44 1,14 0,009
Myrtaceae sp. 4 3 0,74 1 0,44 1,37 0,009
Psychotria stenocalyx 5 1,23 2 0,88 0,43 0,009
Myrcia laxiflora 3 0,74 2 0,88 0,72 0,008
Guatteria australis 2 0,49 2 0,88 0,91 0,008
Roupala longipetiolata 2 0,49 2 0,88 0,87 0,008
Calyptranthes sp. 1 3 0,74 2 0,88 0,6 0,007
Eugenia tinguyensis 3 0,74 2 0,88 0,55 0,007
Handroanthus sp. 2 2 0,49 2 0,88 0,73 0,007
Cupania furfuraceae 2 0,49 2 0,88 0,72 0,007
75
Trichilia sp. 1 4 0,99 1 0,44 0,65 0,007
Maytenus sp. 1 2 0,49 2 0,88 0,68 0,007
Rubiaceae sp. 2 3 0,74 2 0,88 0,38 0,007
Zollernia ilicifolia 3 0,74 2 0,88 0,37 0,007
Ocotea glaziovii 3 0,74 1 0,44 0,79 0,007
Aiouea saligna 4 0,99 1 0,44 0,54 0,007
Myrceugenia myrcioides 2 0,49 2 0,88 0,57 0,007
Amaioua intermedia 2 0,49 2 0,88 0,53 0,006
Sapindaceae sp. 1 2 0,49 2 0,88 0,48 0,006
Marlierea suaveolens 2 0,49 2 0,88 0,47 0,006
Sloanea garckeana 2 0,49 2 0,88 0,34 0,006
Alophyllus heterophyllus 2 0,49 2 0,88 0,29 0,006
Maytenus comunis 2 0,49 2 0,88 0,28 0,006
Picramnia ramiflora 2 0,49 2 0,88 0,28 0,006
Annona sp. 1 3 0,74 1 0,44 0,46 0,005
Apocynaceae sp. 1 2 0,49 1 0,44 0,69 0,005
Cryptocarya moschata 2 0,49 1 0,44 0,67 0,005
Maytenus cestrifolia 2 0,49 2 0,88 0,18 0,005
Aniba firmula 2 0,49 2 0,88 0,17 0,005
Indeterminada8 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,84 0,005
Peltogyne angustiflora 1 0,25 1 0,44 0,84 0,005
Myrtaceae sp. 1 2 0,49 2 0,88 0,13 0,005
Marlierea excoriata 2 0,49 1 0,44 0,49 0,005
Calyptranthes strigipes 1 0,25 1 0,44 0,67 0,005
Myrsine hermogenesii 1 0,25 1 0,44 0,67 0,005
Sloanea monosperma 2 0,49 1 0,44 0,42 0,005
Fabaceae sp. 2 1 0,25 1 0,44 0,64 0,004
Malpighiaceae sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,64 0,004
Marlierea obscura 1 0,25 1 0,44 0,64 0,004
Cupania oblongifolia 1 0,25 1 0,44 0,61 0,004
Indeterminada12 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,58 0,004
Ocotea lancifolia 1 0,25 1 0,44 0,55 0,004
Urbanodendrum bahiense 1 0,25 1 0,44 0,52 0,004
Indeterminada5 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,5 0,004
Quararibea turbinata 2 0,49 1 0,44 0,24 0,004
Eugenia bunchosifolia 2 0,49 1 0,44 0,23 0,004
Protium heptaphyllum 1 0,25 1 0,44 0,47 0,004
Urbanodendrum aff. bahiense
1 0,25 1 0,44 0,47 0,004
Ormosia sp. 1 2 0,49 1 0,44 0,21 0,004
Apocynaceae sp. 3 1 0,25 1 0,44 0,45 0,004
Myrciaria floribunda 2 0,49 1 0,44 0,19 0,004
Guapira hirsuta 2 0,49 1 0,44 0,13 0,004
Annona parviflora 1 0,25 1 0,44 0,33 0,003
Pera glabrata 1 0,25 1 0,44 0,33 0,003
Pterocarpus rohrii 1 0,25 1 0,44 0,31 0,003
76
Myrtaceae sp. 3 1 0,25 1 0,44 0,29 0,003
Picramnia glazioviana 1 0,25 1 0,44 0,28 0,003
Eugenia excelsa 1 0,25 1 0,44 0,25 0,003
Myrcia splendens 1 0,25 1 0,44 0,25 0,003
Astrocaryum aculeatissimum 1 0,25 1 0,44 0,23 0,003
Indeterminada6 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,23 0,003
Neomitranthes pereireana 1 0,25 1 0,44 0,23 0,003
Rudgea sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,23 0,003
Indeterminada13 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,18 0,003
Joanesia princeps 1 0,25 1 0,44 0,18 0,003
Euphorbiaceae sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,16 0,003
Indeterminada11 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,16 0,003
Indeterminada14 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,16 0,003
Myrtaceae sp. 2 1 0,25 1 0,44 0,16 0,003
Naucleopsis oblongifolia 1 0,25 1 0,44 0,16 0,003
Ouratea aff. semiserrata 1 0,25 1 0,44 0,16 0,003
Schefflera longepetiolata 1 0,25 1 0,44 0,16 0,003
Piper amplum 1 0,25 1 0,44 0,15 0,003
Indeterminada1 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,12 0,003
Indeterminada9 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,11 0,003
Erythroxylum cuspidifolium 1 0,25 1 0,44 0,09 0,003
Eugenia xonthoxyloides 1 0,25 1 0,44 0,09 0,003
Meliaceae sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,08 0,003
Ouratea stipulata 1 0,25 1 0,44 0,08 0,003
Sorocea guilleminiana 1 0,25 1 0,44 0,08 0,003
Inderteminada2 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,07 0,003
Licania kunthiana 1 0,25 1 0,44 0,07 0,003
Beilschmiedia angustifolia 1 0,25 1 0,44 0,06 0,003
Campomanesia laurifolia 1 0,25 1 0,44 0,06 0,003
Eugenia rostrata 1 0,25 1 0,44 0,06 0,003
Stylogyne depauperata 1 0,25 1 0,44 0,06 0,003
Heteropterys nitida 1 0,25 1 0,44 0,05 0,002
Rubiaceae sp. 3 1 0,25 1 0,44 0,05 0,002
Rudgea jasminoides 1 0,25 1 0,44 0,05 0,002
Symplocos aff. variabilis 1 0,25 1 0,44 0,05 0,002
Cupania sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Inderteminada4 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Indeterminada10 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Indeterminada7 sp. 1 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Ocotea silvestris 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Parinari aff. brasiliensis 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Posoqueria latifolia 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Urbanodendrum verrucosum 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
Virola gardneri 1 0,25 1 0,44 0,04 0,002
77
Anexo 4: Parâmetros fitossociológicos das espécies em bordas acima das estradas. NInd- número de indivíduos, RelDe- densidade relativa, Nam- número de amostras em que aparece, RelFr- frequência relativa, RelDo- dominância relativa, VI- valor de importância
Espécies NInd RelDe NAm RelFr RelDo VI
Myrceugenia myrcioides 72 16,18 9 4,31 17,48 0,127
Euterpe edulis 21 4,72 7 3,35 9,6 0,059
Myrcia tijucensis 25 5,62 8 3,83 6,22 0,052
Myrcia spectabilis 23 5,17 6 2,87 7,1 0,050
Maytenus brasiliensis 17 3,82 5 2,39 2,56 0,029
Geonoma schottiana 12 2,7 3 1,44 4,12 0,028
Maytenus ardisifolia 12 2,7 3 1,44 3,96 0,027
Amaioua intermedia 13 2,92 5 2,39 2,05 0,025
Bathysa stipulata 9 2,02 2 0,96 3,19 0,021
Psychotria leiocarpa 11 2,47 4 1,91 0,96 0,018
Licania kunthiana 9 2,02 5 2,39 0,55 0,017
Guapira opposita 7 1,57 5 2,39 0,95 0,016
Mollinedia longifolia 6 1,35 5 2,39 1,13 0,016
Inderteminada2 sp. 1 7 1,57 5 2,39 0,61 0,015
Trichilia lepidota 5 1,12 4 1,91 1,25 0,014
Psychotria nuda 9 2,02 3 1,44 0,68 0,014
Cupania furfuraceae 5 1,12 3 1,44 1,37 0,013
Ixora gardneriana 4 0,9 4 1,91 1,06 0,013
Ocotea glaziovii 4 0,9 2 0,96 1,91 0,013
Ocotea diospyrifolia 6 1,35 3 1,44 0,82 0,012
Tetrastylidium grandifolium 6 1,35 2 0,96 1,26 0,012
Guarea macrophylla 4 0,9 2 0,96 1,63 0,012
Roupala longipetiolata 8 1,8 2 0,96 0,73 0,012
Malpighiaceae sp. 1 4 0,9 3 1,44 0,96 0,011
Roupala consimilis 4 0,9 2 0,96 1,29 0,010
Myrtaceae sp. 6 5 1,12 2 0,96 0,85 0,010
Erythroxylum pulcrum 6 1,35 2 0,96 0,46 0,009
Miconia sp. 1 4 0,9 3 1,44 0,38 0,009
Ciatheaceae sp. 1 2 0,45 2 0,96 1,26 0,009
Picramnia gardneri 3 0,67 3 1,44 0,48 0,009
Swartzia simplex 5 1,12 2 0,96 0,46 0,008
Parinari aff. brasiliensis 3 0,67 3 1,44 0,22 0,008
Psychotria velloziana 3 0,67 1 0,48 1,02 0,007
Lamanonia ternata 2 0,45 2 0,96 0,73 0,007
Myrcia laxiflora 2 0,45 2 0,96 0,66 0,007
Plinia edulis 4 0,9 1 0,48 0,6 0,007
Eugenia florida 3 0,67 2 0,96 0,34 0,007
Symplocos aff. variabilis 2 0,45 1 0,48 0,94 0,006
Qualea gestasiana 3 0,67 1 0,48 0,69 0,006
Myrtaceae sp. 5 3 0,67 1 0,48 0,67 0,006
Virola gardneri 4 0,9 1 0,48 0,45 0,006
78
Malpighiaceae sp. 2 2 0,45 1 0,48 0,81 0,006
Alophyllus heterophyllus 2 0,45 2 0,96 0,27 0,006
Lonchocarpus cultratus 2 0,45 1 0,48 0,73 0,006
Cupania racemosa 2 0,45 2 0,96 0,2 0,005
Sorocea guilleminiana 2 0,45 2 0,96 0,21 0,005
Piper truncatum 2 0,45 2 0,96 0,19 0,005
Plinia peruviana 1 0,22 1 0,48 0,84 0,005
Apocynaceae sp. 6 2 0,45 2 0,96 0,13 0,005
Tapirira guianensis 2 0,45 2 0,96 0,11 0,005
Aniba firmula 2 0,45 2 0,96 0,1 0,005
Mollinedia schottiana 3 0,67 1 0,48 0,3 0,005
Fabaceae sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,68 0,005
Myrtaceae sp. 7 1 0,22 1 0,48 0,65 0,005
Myrtaceae sp. 8 1 0,22 1 0,48 0,54 0,004
Matayba sp. 1 2 0,45 1 0,48 0,29 0,004
Myrcia splendens 1 0,22 1 0,48 0,51 0,004
Sapotaceae sp. 2 1 0,22 1 0,48 0,51 0,004
Monimiaceae sp. 2 1 0,22 1 0,48 0,49 0,004
Chrysophyllum flexuosum 2 0,45 1 0,48 0,24 0,004
Urbanodendrum aff. bahiense 2 0,45 1 0,48 0,22 0,004
Stylogyne depauperata 2 0,45 1 0,48 0,21 0,004
Artocarpus heterophylus 1 0,22 1 0,48 0,41 0,004
Aiouea saligna 1 0,22 1 0,48 0,39 0,004
Calyptranthes strigipes 1 0,22 1 0,48 0,39 0,004
Indeterminada19 sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,39 0,004
Garcinia gardneriana 1 0,22 1 0,48 0,37 0,004
Eriotheca pentaphylla 2 0,45 1 0,48 0,13 0,004
Sorocea hilarii 2 0,45 1 0,48 0,13 0,004
Blepharocalyx salicifolius 1 0,22 1 0,48 0,34 0,004
Licania octandra 1 0,22 1 0,48 0,34 0,004
Zollernia ilicifolia 1 0,22 1 0,48 0,34 0,004
Pseudopiptadenia leptostachya 1 0,22 1 0,48 0,3 0,003
Malvaceae sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,3 0,003
Tovomita leucantha 1 0,22 1 0,48 0,3 0,003
Cariniana sp. 2 1 0,22 1 0,48 0,28 0,003
Maytenus comunis 1 0,22 1 0,48 0,29 0,003
Indeterminada1 sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,25 0,003
Calyptranthes lucida 1 0,22 1 0,48 0,23 0,003
Annona parviflora 1 0,22 1 0,48 0,21 0,003
Posoqueria latifolia 1 0,22 1 0,48 0,21 0,003
Bunchosia fluminensis 1 0,22 1 0,48 0,18 0,003
Copaifera lucens 1 0,22 1 0,48 0,18 0,003
Indeterminada18 sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,18 0,003
Tibouchina sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,15 0,003
Ocotea daphnifolia 1 0,22 1 0,48 0,12 0,003
Ocotea odorifera 1 0,22 1 0,48 0,12 0,003
79
Schefflera longepetiolata 1 0,22 1 0,48 0,12 0,003
Terminalia januariensis 1 0,22 1 0,48 0,12 0,003
Myrsine hermogenesii 1 0,22 1 0,48 0,1 0,003
Banara parviflora 1 0,22 1 0,48 0,09 0,003
Handroanthus sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,09 0,003
Picramnia ramiflora 1 0,22 1 0,48 0,09 0,003
Sloanea monosperma 1 0,22 1 0,48 0,09 0,003
Inderteminada3 sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,08 0,003
Indeterminada15 sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,08 0,003
Urbanodendrum bahiense 1 0,22 1 0,48 0,08 0,003
cf. Bathysa stipulata 1 0,22 1 0,48 0,06 0,003
Cryptocaria saligna 1 0,22 1 0,48 0,07 0,003
Indeterminada17 sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,07 0,003
Myrsine sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,07 0,003
Cariniana sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,06 0,003
Cryptocarya moschata 1 0,22 1 0,48 0,06 0,003
Abarema cochliacarpos 1 0,22 1 0,48 0,03 0,002
Apocynaceae sp. 5 1 0,22 1 0,48 0,04 0,002
Cinnamomum triplinerve 1 0,22 1 0,48 0,04 0,002
Endlicheria aff. glomerata 1 0,22 1 0,48 0,03 0,002
Erythroxylum citrifolium 1 0,22 1 0,48 0,04 0,002
Monimiaceae sp. 1 1 0,22 1 0,48 0,03 0,002
Myrtaceae sp. 4 1 0,22 1 0,48 0,04 0,002
Ouratea stipulata 1 0,22 1 0,48 0,03 0,002
Sloanea garckeana 1 0,22 1 0,48 0,03 0,002
Anexo 5: Parâmetros fitossociológicos das espécies em bordas abaixo das estradas. NInd- número de indivíduos, RelDe- densidade relativa, Nam- número de amostras em que aparece, RelFr- frequência relativa, RelDo- dominância relativa, VI- valor de importância
Espécies NInd RelDe NAm RelFr RelDo VI
Dracaena fragrans 44 14,86 5 3,94 22,02 0,136
Myrtaceae sp. 1 27 9,12 1 0,79 7,63 0,058
Eugenia tinguyensis 22 7,43 2 1,57 4,13 0,044
Sapotaceae sp. 1 20 6,76 1 0,79 5,22 0,043
Euterpe edulis 12 4,05 7 5,51 7,82 0,058
Psychotria leiocarpa 10 3,38 5 3,94 1,32 0,029
aff. Diatenopiterys sorbifolia 9 3,04 1 0,79 2,65 0,022
Copaifera lucens 7 2,36 3 2,36 1,84 0,022
Psychotria stenocalyx 7 2,36 1 0,79 1,48 0,015
Artocarpus heterophylus 6 2,03 2 1,57 2,64 0,021
Ormosia cf. arborea 6 2,03 1 0,79 1,69 0,015
Mollinedia longifolia 5 1,69 3 2,36 1,39 0,018
Myrsine venosa 5 1,69 2 1,57 2,02 0,018
80
Roupala consimilis 5 1,69 1 0,79 2,19 0,016
Coffea arabica 4 1,35 2 1,57 0,42 0,011
Guarea macrophylla 4 1,35 2 1,57 2,87 0,019
Lamanonia ternata 4 1,35 3 2,36 1,94 0,019
Myrcia tijucensis 4 1,35 3 2,36 1,66 0,018
Vernonia aff. oppositifolia 4 1,35 1 0,79 0,25 0,008
Geonoma schottiana 3 1,01 3 2,36 1,14 0,015
Ixora gardneriana 3 1,01 3 2,36 0,95 0,014
Malpighiaceae sp. 1 3 1,01 1 0,79 0,81 0,009
Myrceugenia myrcioides 3 1,01 2 1,57 1,33 0,013
Tibouchina estrelensis 3 1,01 2 1,57 1,04 0,012
Brosimum guianense 2 0,68 1 0,79 0,1 0,005
Cordia trichoclada 2 0,68 1 0,79 1,09 0,009
Cupania racemosa 2 0,68 2 1,57 0,87 0,010
Inga striata 2 0,68 1 0,79 0,48 0,007
Maytenus ardisifolia 2 0,68 1 0,79 0,28 0,006
Ocotea diospyrifolia 2 0,68 2 1,57 0,97 0,011
Picramnia ramiflora 2 0,68 1 0,79 0,17 0,005
Psychotria nuda 2 0,68 2 1,57 0,49 0,009
Pterocarpus rohrii 2 0,68 2 1,57 1,21 0,012
Rudgea jasminoides 2 0,68 1 0,79 0,23 0,006
Solanum sp. 1 2 0,68 2 1,57 0,42 0,009
Tovomita leucantha 2 0,68 2 1,57 0,3 0,009
Trichilia lepidota 2 0,68 2 1,57 0,23 0,008
Apocynaceae sp. 2 1 0,34 1 0,79 0,05 0,004
Apocynaceae sp. 3 1 0,34 1 0,79 0,7 0,006
Apocynaceae sp. 4 1 0,34 1 0,79 0,11 0,004
Apuleia leiocarpa 1 0,34 1 0,79 0,06 0,004
Astrocaryum aculeatissimum 1 0,34 1 0,79 0,51 0,005
Campomanesia sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,18 0,004
Casearia sylvestris 1 0,34 1 0,79 0,57 0,006
cf. Ocotea diospyrifolia 1 0,34 1 0,79 0,19 0,004
Chrysophyllum flexuosum 1 0,34 1 0,79 0,3 0,005
Ciatheaceae sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,93 0,007
Citrus sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,54 0,006
Croton sp. 1 1 0,34 1 0,79 1,06 0,007
Cryptocaria saligna 1 0,34 1 0,79 0,64 0,006
Daphnopsis fasciculata 1 0,34 1 0,79 0,3 0,005
Erythroxylum pulcrum 1 0,34 1 0,79 0,12 0,004
Eugenia brasiliensis 1 0,34 1 0,79 0,19 0,004
Eugenia florida 1 0,34 1 0,79 0,23 0,005
Eugenia neoglomerata 1 0,34 1 0,79 0,07 0,004
Guapira opposita 1 0,34 1 0,79 0,23 0,005
Guarea sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,07 0,004
Guatteria australis 1 0,34 1 0,79 0,11 0,004
Heteropterys nitida 1 0,34 1 0,79 0,32 0,005
81
Indeterminada16 sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,06 0,004
Joanesia princeps 1 0,34 1 0,79 0,04 0,004
Malpighiaceae sp. 2 1 0,34 1 0,79 1,1 0,007
Maprounea guianensis 1 0,34 1 0,79 0,85 0,007
Maytenus brasiliensis 1 0,34 1 0,79 0,04 0,004
Metrodorea nigra 1 0,34 1 0,79 0,18 0,004
Mollinedia schottiana 1 0,34 1 0,79 0,07 0,004
Monimiaceae sp. 3 1 0,34 1 0,79 0,37 0,005
Myrcia laxiflora 1 0,34 1 0,79 0,25 0,005
Myrcia spectabilis 1 0,34 1 0,79 0,97 0,007
Myrciaria floribunda 1 0,34 1 0,79 0,25 0,005
Myroxylon peruiferum 1 0,34 1 0,79 0,3 0,005
Ocotea silvestris 1 0,34 1 0,79 0,74 0,006
Ouratea stipulata 1 0,34 1 0,79 0,06 0,004
Picramnia gardneri 1 0,34 1 0,79 0,57 0,006
Piper mollicomum 1 0,34 1 0,79 0,07 0,004
Piper truncatum 1 0,34 1 0,79 0,05 0,004
Piptocarpha sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,04 0,004
Plinia edulis 1 0,34 1 0,79 0,14 0,004
Posoqueria latifolia 1 0,34 1 0,79 0,09 0,004
Prunus brasiliensis 1 0,34 1 0,79 0,06 0,004
Pseudopiptadenia leptostachya 1 0,34 1 0,79 1,06 0,007
Roupala longipetiolata 1 0,34 1 0,79 0,37 0,005
Rubiaceae sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,97 0,007
Solanum leucodendron 1 0,34 1 0,79 0,1 0,004
Solanum stipulatum 1 0,34 1 0,79 0,06 0,004
Tabernaemontana aff. flavicans 1 0,34 1 0,79 0,24 0,005
Theaceae sp. 1 1 0,34 1 0,79 0,09 0,004
Anexo 6: Variáveis ambientais medidas por unidade amostral.
Parcela Declividade Altitude Vert OL/NS
BB1 17,8 534 OL
BB10 29,0 532 OL
BB2 16,0 587 NS
BB3 32,3 631 OL
BB4 28,5 512 NS
BB5 38,0 587 OL
BB6 36,0 609 OL
BB7 34,8 610 OL
BB8 19,0 595 NS
BB9 31,0 528 OL
BC1 23,0 493 NS
BC10 27,8 430 NS
82
BC2 28,8 533 OL
BC3 28,8 532 OL
BC4 25,8 583 OL
BC5 28,8 681 OL
BC6 26,8 667 NS
BC7 15,3 514 OL
BC8 18,5 478 NS
BC9 34,3 437 NS
IN1 30,3 552 -
IN10 34,0 678 -
IN2 29,0 663 -
IN3 26,3 637 -
IN4 23,0 723 -
IN5 21,0 662 -
IN6 21,0 592 -
IN7 20,3 563 -
IN8 22,5 663 -
IN9 33,5 629 -