UnG – UNIVERSIDADE DE GUARULHOS
ALUNA: FERNANDA MÔNICA VICTOR DO OURO
ORIENTADORA: MSC. VANDA DOS SANTOS SILVA
LEVANTAMENTO FLORÍSTICO E FITOSSOCIOLÓGICO DAS ESPÉCIES ABÓREAS
E HERBÁCEAS DE UM FRAGMENTO URBANO LOCALIZADO NO MUNICÍPIO DE
GUARULHOS – SP
RELATÓRIO PARCIAL
GUARULHOS
Estado de São Paulo - Brasil
Agosto/2005
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1. INTRODUÇÃO
Grandes extensões florestais começaram a ser reduzidas em São
Paulo no início da segunda metade do século XIX, com o estabelecimento
da cultura cafeeira através de extensas plantações no Vale do Paraíba
(César, 1978). As atividades agrícolas e industriais aliada a expansões dos
centros urbanos fizeram com que na década de 70 a devastação florestal
alcançasse níveis alarmantes. As matas naturais de São Paulo foram
reduzidas a apenas 6,13% da sua área original em 1981.
Mesmo assim, segundo o relatório do IBT (2005) a vegetação de São
Paulo ainda é muito diversificada, estando presente no Estado, a Floresta
Atlântica, que ocorre na Serra do Mar (“Floresta Ombrófila Densa”), e se
estende para o planalto interior com fisionomias variadas de tipos de
Florestas Mesófilas semidecíduas. As áreas abertas da região central e do
oeste são dominadas pelos Cerrados, incluindo Campos Sujos e até
Cerradões. Destacam-se também Restingas, Dunas e Manguezais, na
região costeira. Pela posição geográfica do Estado, ocorrem associados
elementos de floras tipicamente tropicais e de floras mais característica de
regiões subtropicais.
Esses ecossistemas desempenham serviços ambientais importantes
dentre eles a depuração do ar e da água, o controle de cheias e da erosão
do solo, o tamponamento climático e a oferta de recursos naturais (De
Groot, 1992).
Apesar da grande importância, a floresta tropical continua sofrendo
forte pressão em sua estrutura e composição. Devido ao intenso ritmo de
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devastação das áreas de florestas primária, a maior parte da vegetação das
zonas tropicais é constituída por florestas secundárias (Mendonça et al,
1992), isto é, uma vegetação que não é a original, e sim que cresceu após
a remoção desta. Dessa maneira, estando submetidos às mais variadas
formas de intervenções antrópicas, a maioria dos remanescentes florestal
junto aos centros urbanos já é de florestas secundárias apresentando uma
distribuição bastante descontínua.
A floresta secundária jamais se igualará a floresta primária (floresta
intocada ou aquela em que a ação humana não provocou significativas
alterações), em termos de biodiversidade. A afirmação é dos pesquisadores
Eric Davidson, da Woods Hole Research Center, e Plínio Barbosa de
Camargo, da Universidade de São Paulo. Segundo os cientistas, embora a
floresta secundária tenha papel fundamental no que diz respeito aos
efeitos climáticos, em termos de biodiversidade, o novo ecossistema tem
até 50% menos espécies em relação ao cenário original (Ministério da
Ciência e Tecnologia, 2004).
Tal ritmo de destruição da cobertura vegetal tem levado a
degradação dos solos, dos recursos biológicos e dos recursos estéticos da
paisagem natural, empobrecendo a capacidade das áreas de fornecer
benefícios à sociedade e, comprometendo em maior ou menor escala a sua
característica mais notável, a biodiversidade (UNESCO –PNUNMA & FAO,
1980; Jesus, 1992).
Devido a estas grandes explorações, surgiu a necessidade de serem
criadas áreas de preservação. Segundo Pádua & Coimbra Filho (1979) a
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primeira idéia de preservação de uma área natural no país partiu de André
Rebouças em 1876, sugerindo a proteção da Ilha do Bananal e Sete
Quedas. Porém somente em 1937 foi criado o primeiro Parque Nacional, o
de Itatiaia.
O rápido desenvolvimento das cidades trouxe como algumas de suas
conseqüências: aumento na demanda por áreas de lazer, tornando estas
áreas protegidas locais de intensa visitação (Negreiros et al, 1974b; César,
1978; Quintão, 1983); além de um alarmante ritmo no desmatamento das
florestas restringido as formações vegetacionais a fragmentos isolados
menores que 100 hectares.
Estes fragmentos são os últimos refúgios de muitas espécies
ameaçadas de extinção. Entretanto estes fragmentos de pequena extensão,
importantes como depósitos da biodiversidade, carecem de estudos que
determinem seu estado atual de conservação, grau de diversidade e
práticas conservacionistas adequadas para o manejo (Viana et al, 1992).
Observa-se que a redução do habitat disponível e o isolamento em
graus variados são os fatores da fragmentação que mais influenciam na
perda da biodiversidade (Harris & Silva Lopez, 1992). Vale ressaltar que o
número e o grau de isolamento é importante, mas a freqüência e a
intensidade da ação antrópica, e a vegetação natural em volta do
fragmento podem ter um papel ainda mais importante (Turner & Corlett,
1996). Assim, o grau de isolamento não depende apenas da distância entre
os fragmentos, mas também do tipo de vizinhança, do tempo de
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isolamento e da conectividade entre os fragmentos (Forman & Godron,
1986; Saunders et al, 1991).
Caso a distância entre fragmentos seja muito grande, ou inexistam
outros fragmentos que possam ser utilizados, ou ainda os fragmentos se
tornem isolados por barreiras, as populações podem se desequilibrar
(Ishihata, 1999).Pequenos fragmentos têm menor número de espécies do
que fragmentos maiores (Turner, 1996). No entanto, estudos indicam que
mesmo os fragmentos menores que 100 hectares podem conter uma
proporção relativamente grande de sua biodiversidade por décadas após o
isolamento (Turner & Corlett, 1996). Em geral fragmentos pequenos de
habitats naturais também são mais suscetíveis à invasão biológica do que
grandes áreas contínuas (Cronk & Fuller, 1995; Laurance & Bierregaard,
1997).
As florestas urbanas são ecossistemas compostos pela interação
entre sistemas naturais e sistemas antropogênicos (Nowak et al 2001).
Diante das fortes pressões exercidas sobre as comunidades naturais,
devido principalmente ao rápido aumento da população humana no
planeta, têm-se apressado as pesquisas, visando documentar e preservar a
diversidade biológica, na tentativa de reconhecer nas comunidades
naturais, aspectos essenciais ao seu desenvolvimento (Winemiller, 1992). A
verdade é que, em um país onde a biodiversidade é pouco conhecida como
o nosso, há espécies que podem ter sido extintas antes mesmos de serem
catalogadas e outras que, ao serem descobertas, entram imediatamente
para a trágica lista das ameaçadas de extinção (Apremavi, 2005).
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Nas regiões mais densamente povoadas, onde a paisagem foi
fortemente alterada, as mudanças florísticas e estruturais das comunidades
vegetais podem ter sido definidas por fatores “externos” ao ecossistema,
como as características da circunvizinhança, em especial quando há grande
dependência de recursos alóctones para a regeneração ou quando a matriz
serve como fonte de propágulos de espécies exóticas (Wunderle Jr.1997,
Horvitz et al. 1998, Tabarelli et. al. 1999, Metzger 2000, Laurance 1999).
A magnitude de todas essas alterações tem sido associada,
principalmente, ao tamanho dos remanescentes florestais (Turner, 1996).
Fragmentos pequenos englobariam menor heterogeneidade ambiental do
que fragmentos grandes e, devido à sua área reduzida, suportariam um
menor número de espécies, as populações seriam menores e, portanto,
mais sujeitas à extinção (Hill & Curran, 2001). Além disso, fragmentos
pequenos seriam mais afetados pelo efeito de borda devido à sua maior
razão borda; interior (Kapos, 1989).
A perda de espécies não se daria simplesmente por um efeito de
redução de área ou perda de heterogeneidade ambiental. Algumas espécies
não persistiriam em fragmentos devido às alterações das condições
microclimáticas em relação à floresta contínua, resultantes do efeito de
borda (Lovejoy et al. 1996, Kapos et al. 1997). Outras se extinguiriam
devido a eventos genéticos ou demográficos (Shafer, 1981), perda de
variabilidade genética (Lande, 1988) e declínio da reprodução devido à
perda de polinizadores (Aizen & Feisinger, 1994).
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A alteração da composição original ocorreria porque muitas espécies
se beneficiariam das condições do ambiente fragmentado. Espécies
associadas às atividades antrópicas e espécies características de ambientes
perturbados, como lianas e espécies dos estádios sucessionais iniciais,
teriam suas capacidades de colonização e expansão aumentadas (Tabarelli
et al., 1999; Laurence et al., 2001). As espécies que são dispersas pelo
vento (anemocóricas) também poderiam ser beneficiadas em paisagens
fragmentadas. Em ambientes mais abertos (matriz), suas chances de
atingirem longas distâncias são maiores (Howe & Smallwood, 1982),
enquanto para as espécies zoocóricas, a matriz, muitas vezes, constitui um
obstáculo intransponível. A penetração e/ou o aumento excessivo da
abundância dessas espécies alteraria gradualmente a composição original
(Terborgh, 1992).
Espécies invasoras também teriam suas oportunidade de expansão
aumentadas nesses fragmentos (Gómez-Pompa, 1971; Brown & Brown,
1992; Laurence et al., 1998). Espécies invasoras são aquelas que
alcançaram determinadas áreas em conseqüência de atividades humanas
(Pysek 1995 ; Dilich et al. 2002). Segundo Janzen (1983), Bierregaard et al.
(1992) e Gascon et al. (1999), tais espécies viriam, principalmente do
entorno dos fragmentos, dominado por atividades antrópicas.Espécies
pioneiras são componentes naturais dessas florestas, mas regeneram
somente sob altas intensidades de luz, situação que, em florestas naturais,
só ocorrem em grandes clareiras ou bordas de mata (Budowski, 1965,
Hartshom 1978, Swaine & Whitmore 1988). A penetração e/ou o aumento
excessivo da abundância dessas espécies alteraria gradualmente a
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composição original das florestas fragmentadas e também influenciaria a
abundância e persistência de espécies da composição original (Terborgh,
1992).
Nas áreas de borda dos remanescentes, ocorreriam alterações
abióticas e bióticas. Dentre as abióticas podemos citar: aumento na
penetração de luz e da temperatura e redução da umidade relativa do ar e
do solo (Kapos, 1989; Matlack, 1993; Didhan & Lawton, 1999). Os efeitos
bióticos referem-se a mudanças na composição, distribuição e abundância
dos organismos (Lovejoy et al., 1996; Willians-Linera, 1990, Che et al.
1992).
As bordas dos fragmentos de mata são mais atingidas pelo vento e
pela insolação do que o interior da floresta. Entre outros impactos que
recebem, as bordas ficam mais secas, com isso, são abertos caminhos para
a invasão de espécies não nativas da região. As espécies exóticas, como as
gramíneas, impedem a regeneração da mata no local em que se instalam.
O efeito pode ser devastador, porque o ciclo de maior luminosidade e
menor umidade na borda se repete, assim como a invasão de espécies
exóticas. O processo de estrangulamento da mata pode levar vários dos
fragmentos florestais à extinção. Por isso, não adianta criar reservas que
sejam artificialmente isoladas, degradando suas fronteiras (Gottlieb, 1999).
O potencial de recursos inaproveitados do bioma Mata Atlântica e
ecossistemas associados, pode ser revelado através de estudos florísticos e
fitossociológicos. Estes estudos podem ocorrer em diferentes níveis e,
dependendo da atividade envolvida, proporcionar diretrizes para uma
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política de conservação realista, bem como fornecer uma gama de
informações aplicáveis em diferentes campos de conhecimento.Estes
campos em especial são: manejo de áreas silvestres, recuperação de áreas
degradadas, produção de sementes e mudas, avaliação de impactos,
licenciamento ambiental, indicação correta de espécies para revegetação,
determinação de endemismos, localização de espécies para prospecção
química, determinação de espécies raras, identificação de habitats
preferenciais das espécies, entre outros (Aguiar, 2003).
As florestas tropicais são, entre os maiores “habitats”, os mais ricos
em espécies e os que estão em maior perigo pela constante exploração dos
seus recursos. Desse modo, a diversidade biológica deve ser tratada como
um assunto global para ser classificada, utilizada e, acima de tudo
preservada (Wilson & Peter, 1995).
A MATA ATLÂNTICA
O início da destruição da Mata Atlântica data da chegada dos
portugueses em 1500. Embora ocupada por grupos indígenas tupis
relativamente numerosos, como os Tupinambás, que já praticavam a
agricultura, os relatos dos viajantes e estudiosos do século XVI não
registram qualquer sinal de destruição da cobertura florestal. Ao contrário,
segundo Holanda (1995), as descrições são de uma floresta intocada, de
enorme riqueza natural e que levaram muitos dos que aqui chegaram no
início da colonização a "acreditarem seriamente estar nas Américas o
paraíso terrestre".
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Segundo os resultados do mais recente estudo realizado pela
Fundação SOS Mata Atlântica, em parceria com o INPE (Instituto Nacional de
Pesquisas Espaciais) e o Instituto Socioambiental, publicado em 1998, entre
os anos de 1990 e 1995 mais de meio milhão de hectares de florestas
foram destruídos em nove estados nas regiões sul, sudeste e centro-oeste,
que concentram aproximadamente 90% do que resta da Mata Atlântica no
País. Um valor equivalente a mais de 714 mil campos de futebol
literalmente eliminados do mapa em apenas cinco anos, a uma velocidade
de um campo de futebol derrubado a cada quatro minutos. Uma destruição
proporcionalmente três vezes maior do que a verificada na Amazônia no
mesmo período.
As matas atlânticas assemelham-se às matas amazônicas em
fisionomia e em composição florística, deferindo delas tanto quanto
distarem do Equador. Em todas as florestas do tipo pluvial perenifólio,
latifoliado, do Brasil, onde quer que ocorram, sobressaem muitas
características comuns: todas são densas, escuras e mal ventiladas, e, por
isso, contêm bastante umidade em seu interior. Há, todavia algo de
essencial comum a quase todas estas matas: elas são ecossistemas
extremamente complexos, com grande número de nichos ecológicos, de
modo que quase não faz muito sentido falar no clima geral sob qual
crescem, nem sob o solo em que se desenvolvem (Ferri, 1980).
A cobertura da Mata Atlântica antes da chegada dos europeus
durante o século XVI era de aproximadamente 1,0 a 1,5 milhões de
quilômetros quadrados estendendo-se do Rio Grande do Norte (6°N) ao Rio
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Grande do Sul (30ºS) sendo a floresta tropical com maior gradiente
latitudinal (Brown & Brown, 1992) .
Atualmente as somas das parcelas dispersam da floresta atlântica
não alcança mais do que 10.000 km², ou seja, menos do que 3% da sua
área original. Praticamente desapareceu nos Estados do Rio Grande do
Norte, Paraíba, Pernambuco, Alagoas e Sergipe onde restam apenas
algumas áreas com florestas secundárias. Reduziu-se a poucas áreas na
Bahia e no Espírito Santo, sendo que com diversos graus de alteração ou
degradação remanesce nas encostas mais inacessíveis da Serra do Mar nos
estados do Rio de Janeiro, São Paulo, Paraná e Santa Catarina, praticamente
não existindo mais no Rio Grande do Sul. Nas restingas, de norte a sul, é
formada por árvores altas com até 25 m de altura com copas extensas e
regulares que se tocam e se fecham. Entre a copa e o solo cobertos com
detritos vegetais, existe um estrato inferior pouco denso, com arvoretas,
arbustos, palmeiras e grande quantidade de epífitas. Entre outras árvores
dominam as canelas, leiteiras, figueiras, paineiras e angicos; dentre o
estrato arbustivo, aparecem as sorocas, muricis, abaneiros, angelins, arcode-pipa, folha-redonda, tento e pitangas; gravatás, orquídeas, cactos e
caetés embelezam o estrato inferior (AC & M, 1984).
As diversas divisões fitogeográficas do Brasil tiveram início, segundo
Ferri (1974), com Martius, em 1837, que utilizou nomes da mitologia grega
para caracterizar as várias províncias fitogeográficas do Brasil. Toda a faixa
de vegetação a que chamamos atlântica foi denominada de “Região das
Dríades” (ninfa dos bosques). Recebendo mais tarde outras denominações.
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O mapa da vegetação brasileira de Andrade-Lima (1966), a Mata
Atlântica
está
distribuída
desde
próximo
a
25º
de
latitude
sul,
apresentando, porém, uma interrupção, compreendida entre 14º 27’ no sul
da Bahia e 17º 41’ no norte do Espírito Santo, onde cede lugar à chamada
“Hiléia Baiana”, encarada como um enclave amazônico, de idêntica
composição e estrutura às matas de terra firme. Numa outra interrupção
localizada entre 27º 7’ (Itapemirim) e 22º nas proximidades de Campos, no
Estado do Rio de Janeiro, ela é substituída por uma “floresta estacional
subcaducifólia tropical”.
Mata Atlântica ainda é a terceira maior formação vegetal do Brasil
(depois da Amazônia e do Cerrado) ocupando 13% do território nacional e
sendo a segunda de maior diversidade biológica depois da região
Amazônica. Ela está entre as florestas mais ricas do mundo em
biodiversidade e também em endemismo, além disso, está também entre
as florestas mais ameaçadas do mundo, já tendo perdido 93% de sua
cobertura original, sendo considerada pela Conservation International um
dos cinco principais hotspots (região de extrema diversidade biológica que
se encontram sobre alto grau de ameaça) do planeta, de acordo com o
Conselho Federal de Biologia (CFBIO, 2005).
Conforme Leitão Filho (1982), no estado de São Paulo, a mata
atlântica está situada nas encostas da Serra do Mar, com penetrações mais
para o interior, parcialmente no Sul do Estado, onde adquire dimensões
razoavelmente grandes representa a maior área de floresta natural
remanescente existente, como também corresponde à área menos
desenvolvida.
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Romariz (1968) chama esta vegetação de floresta latifoliada úmida
de encosta e informa que outros autores chamam-na de mata atlântica.
Outros autores ainda dão-lhe outros nomes, como Coutinho (1962) que
adota o nome de mata pluvial tropical concordando com Wettstein (1904).
Andrade–Lima (1966) apresentou um mapa do Conselho Nacional de
Geografia, no qual as florestas costeiras fazem parte das formações
florestais perinifólias latifoliadas, juntamente com as matas amazônicas de
terra firma, a hiléia sul-baiana, as caatingas amazônicas, o mangue, as
matas de igapó e de várzea da Amazônia, acentuando mais ainda uma
semelhança entre a mata atlântica de encosta com as matas amazônicas de
terra firma, fazendo uma distinção, ao denominar de “formação florestal
higrófila costeira” a mata atlântica e de “formação florestal higrófila
hileiana” as matas amazônicas de terra firme.
Para Walter (1971), o que delimita a floresta pluvial tropical é a zona
climática equatorial, que se estende, aproximadamente, de 10ºN a 10ºS,
fato que deixaria a mata atlântica, em sua maior distribuição, fora desta
classificação. Mas a sua localização costeira, o seu relevo propicia a
existência destas matas costeiras além do Trópico de Capricórnio.
As divergências de opiniões sobre a utilização do termo mata
atlântica foram, incansavelmente, discutidos durante XLVII Congresso
Nacional de Botânica, realizado em 1996 em Nova Friburgo-Rio de Janeiro.
Naquela oportunidade científica parece ter chegado a um consenso de que
o termo mata atlântica seja usado sob duas denominações: mata atlântica
sensu lato e mata atlântica sensu stricto.
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Os grupos ecológicos, geralmente formados por formas de vida
similares, que ocupam o mesmo nicho e tem semelhantes papéis
funcionais, são denominados de sinúsias (Gams, 1918; Saxton, 1924;
Richards, 1952). De acordo com Veloso & Klein (1957), a Floresta Atlântica,
no sul do Brasil, apresenta-se com diversas sinúsias organizadas em
estratos lenhosos (árvores, arvoretas e arbustos) bastante desenvolvidos e
densos, acompanhados por um estrato arbóreo bastante diversificado,
ambos floristicamente muito heterogêneos, e aliados a uma profusão de
epífitas e lianas.
ESPÉCIES HERBÁCEAS
As espécies herbáceas compreendem o estrato inferior das
comunidades vegetais, sendo erva, caracterizada pela morfologia em si,
principalmente pela consistência e estrato herbáceo, o termo empregado
com base na altura que as ervas atingem, a maioria dos autores considera
até 1 m, no máximo 2 m.
Contudo, as características destas plantas
podem ser bastante apropriadas à sua utilização
como indicadores de
condições ambientais.
Schutz (1969) refere-se às ervas como “plantas cormófitas com
caules herbáceos, isto é, não lenhosos” e aos caules como sendo
geralmente verdes, menos resistentes e pouco lignificados.
Mueller-Dombois
&
Ellenberg
(1974)
subdividem
o
estrato
herbáceo, considerando: H1- estrato herbáceo superior, com ervas maiores
que 30 cm de altura; H2- estrato herbáceo médio, de 10-30cm de altura e
H3 – estrato herbáceo inferior, com até 10 cm de altura.
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Richards (1952) aborda aspectos da floresta pluvial tropical e divide
a comunidade vegetal em sinúsias; referindo-se às espécies herbáceas,
agrupa-as em seduzia das ervas do solo. Explica que esta sinúsia não é
sinônimo de “field layer”, pois grandes partes das plantas que constituem
esta camada são indivíduos jovens de árvores, arbustos e trepadeiras
lenhosas.
Cain & Castro (1959), estudando a floresta tropical no Brasil e
baseados em Richards (1952), dividiram as plantas em sinúsias de acordo
com a exigência de assimilar carboidratos, colocando-as em plantas
autotróficas ou nutricionalmente independentes; subdividiram-nas em: a)
pequenos arbustos e ervas altas com aproximadamente 1 a 1,5m de altura;
b) ervas pequenas, incluindo duas sociedades diferentes de ervas e
plântulas: 1-sociedade tolerante à luz; 2- sociedade dos fetos, com relação
luminosa intermediária, recebendo esparsos raios solares. Uma outra
sinúsia é constituída pelas plantas saprófitas.
De acordo com Silvestre,L.S. & Rosa,M.M.(2002), o levantamento de
plantas herbáceas, incluindo as plântulas de espécimes lenhosos, constitui
informação complementar de extrema importância no estudo da estrutura
de comunidades florestais, fornecendo também dados referentes aos
mecanismos de regeneração da floresta.
LEVANTAMENTO FITOSSOCIOLÓGICO
A fitossociologia, segundo Rodrigues & Gandolfi (1998), é o ramo
da Ecologia Vegetal que procura estudar, descrever e compreender a
associação de espécies vegetais na comunidade, que por sua vez
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caracterizam as unidades fitogeográficas, como resultado das interações
destas espécies entre si e com o seu meio.
No Congresso Internacional de Botânica de Paris, em 1954, a
definição de Guinochet, Lebrun e Molinier foram mundialmente aceita
(Martins, 1989): “Fitossociologia é o estudo das comunidades vegetais do
ponto de vista florístico, ecológico, corológico e histórico”.
Para Martins (1989), a Fitossociologia envolve o estudo das interrelações de espécies vegetais dentro da comunidade vegetal no espaço e
no tempo. Refere-se ao estudo quantitativo da composição, estrutura,
funcionamento, dinâmica, historia, distribuição e relações ambientais da
comunidade vegetal. Apoia-se muito sobre a Taxonomia Vegetal e tem
estreitas relações com a Fitogeografia e as Ciências Florestais.
Trabalhos como de Mueller-Dombois & Ellenberg (1974) e BraunBlanquet (1983) são alguns dos comumente citados como referência na
elaboração de trabalhos de fitossociologia. A disciplina presta-se,
conforme Rodrigues & Gandolfi (1998), para identificar os parâmetros
quantitativos de uma comunidade vegetal, definindo parâmetros de
abundância e relações de dominância e importâncias relativas; permite
ainda interferências sobre a distribuição espacial de cada espécie. Estes
estudos utilizam métodos fundamentados em características fisionômicas e
estruturais da vegetação, e são os que melhor atende os requisitos de
simplicidade de aplicação e de análise de um maior número de informações
conjuntas (Patonja et al., 1997).
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A fitossociologia nasceu no continente europeu (Braun –Blanquet,
1996). Conforme sua expansão e os problemas de análise de vegetação,
presentes em cada região, seus termos e conceitos diversificaram-se, os
maiores contrastes ocorrendo entre a Europa e os Estados Unidos da
América do Norte. Também a Grã-Bretanha adotou termos e conceitos
diferentes das demais escolas de Fitossociologia (Poore, 1995).
Nos Estados Unidos, a distribuição natural e a diversidade de
espécies arbóreas apresentaram os maiores problemas de análise.
Preocupados com as mudanças temporais e com a dinâmica das florestas
sobre uma grande área, os fitossociologistas, dos Estados Unidos
desenvolveram muitas técnicas de análise quantitativa da vegetação,
principalmente a partir dos métodos empregados pelos agrimensores do
U.S. Land Survey Service, nos levantamentos florestais antigos. Portanto, na
América do Norte, os métodos fitossociológicos nasceram, principalmente,
a partir de levantamentos florestais, para estudar, predominantemente, o
componente arbóreo de florestas, em áreas de grande extensão (MuellerDombois & Ellenberg, 1974).
De acordo com Martins (1989) a primeira fase da fitossociologia no
Brasil ocorreu a partir de 1930, caracterizando por estar ligada ao
renomado Instituto Oswaldo Cruz, incumbido de buscar informações
fundamentadas das epidemias de febre amarela e de malária.
Tal como na Europa, a Fitossociologia surgiu no Brasil com a
aplicação do método de parcelas, utilizando as técnicas de análise de
Braun-Blanquet (1966). Somente a partir de 1969, começaram a ser feitos
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levantamentos de composição florística e de estrutura fitossociológica de
comunidades vegetais com o emprego de um método de distâncias, o de
quadrantes (Goodland, 1969).
Segundo Martins (1989), os primeiros trabalhos de fitossociologia
florestal no Brasil foram os de Davis (1945) e Veloso (1945), realizados na
Serra dos Órgãos, no Estado do Rio de Janeiro.
Davis (1945) tentou estabelecer relações entre o ambiente da
floresta, hospedeiros, vetores, e o vírus da febre amarela silvestre, em duas
localidades diferentes do município de Teresópolis, Estado do Rio de
Janeiro. Nestas mesmas localidades, Veloso (1945) desenvolveu estudos
mais detalhados sobre o clima, o solo e a vegetação. Para estudar a
vegetação, utilizou as mesmas picadas feitas por Davis (1945), porém com
algumas mudanças.
A
fitossociologia
como
ciência,
refere-se
ao
estudo
das
comunidades vegetais, do ponto de vista florístico e estrutural, conforme
proposto por Braun Blanquet (1979). O levantamento fitossociológico tem
por
objetivo
a
quantificação
da
composição
florística,
estrutura,
funcionamento, dinâmica e distribuição de uma determinada vegetação.
A estes trabalhos seguiram-se os de Veloso & Klein (1957, 1961,
1963, 1968a, 1968b) realizados principalmente, na encosta atlântica no
Estado de Santa Catarina, aliados às descrições florísticas e estruturais de
associações vegetais.
Dentre
os
procedimentos
de
amostragem
adotados
nos
levantamentos fitossociológicos no Brasil destacam-se: (a) os de dois
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estágios-sistemático entre linhas e aleatório dentro da linha (Jardim,
Hosokawa, 1986/87 e Calegário et al., 1993); (b) o de amostragem em
conglomerados com quatro sub-unidades em cruz (Rosot, Machado e
Figueiredo, 1982); (c) o procedimento sistemático com parcelas lançadas
ao longo de um transecto (França, 1991), e parcelas a ser distribuídas
sistematicamente na área a ser estudada (Scolforo, Lima e Silva, 1993;
Soares, Dias e Silva, 1993); (d) o método dos quadrantes lançados
sistematicamente na área, com o objetivo de encontrar parâmetros
fitossociológicos, para fins de manejo em cerrado (Costa Neto et al, 1991).
No Estado de São Paulo, um dos primeiros a efetuar levantamentos
fitossociológicos
foi
Martins
(1978,1979),
no
Parque
Estadual
de
Vassununga, município de Santa Rita do Passa Quatro, em floresta
estacional semidecidual. Descreveu a origem dos métodos baseados em
distâncias e aplicou o método de quadrantes.Dos dados obtidos, o autor
fez uso como material de tese como, também, colaborou com sugestões
para
o
aperfeiçoamento
do
método.Em 2003, Martins descreve a
fitossociologia como sendo o estudo das causas e efeitos da coabitação de
plantas em um determinado ambiente, do surgimento, constituição e
estrutura dos agrupamentos vegetais e dos processos que implicam em sua
continuidade ou em sua mudança ao longo do tempo. Portanto, prossegue
o autor, o objeto do estudo da fitossociologia é a comunidade vegetal.
O MUNICÍPIO DE GUARULHOS
Guarulhos localiza-se na região metropolitana de São Paulo,
fazendo divisa com os municípios de Mairiporã, Nazaré Paulista e Santa
19
Isabel ao norte, Arujá e Itaquaquecetuba a leste e São Paulo ao sul e a
oeste (IBGE, 2001). O Trópico de Capricórnio divide Guarulhos em duas
partes, marcando sua passagem cartográfica no bairro de Vila Galvão, no
sentido W-E (oeste-leste). O município situa-se na faixa de latitude do
Trópico de Capricórnio, 23º27’-S e 23º24”-S, na porção central da cidade,
e, 46º25”-W (longitude oeste) e possui uma área de 341 km², sendo 174
km² correspondentes à zona urbana e 146 km² correspondente à zona
rural. Os 21km² restantes são ocupados pela área do Aeroporto
Internacional de Cumbica. Com um crescimento médio de 4,31% ao ano,
verificado entre 1991 e 1996, Guarulhos já é a segunda maior cidade em
número de habitantes no Estado de São Paulo e a 13º do País segundo
dados do IBGE (Fundação Instituto Brasileiro de Geografia e Estatístico).
Guarulhos teve sua origem como elemento de defesa do povoado
de São Paulo. Pois se acredita que existiram povoados posicionados
estrategicamente na defesa de São Paulo, sendo Guarulhos um deles. Seu
crescimento econômico deu-se inicialmente em função da mineração do
ouro. O início do século XX foi marcado pela chegada da estrada de ferro,
da energia elétrica (Light & Power), dos pedidos de instalação de rede
telefônica,
licenças
para
implantações
de
indústrias
de
atividades
comerciais e dos serviços de transportes de passageiros. Na década de 40,
chegaram ao Município indústrias do setor elétricas, metalúrgicas,
plásticas, alimentício, borracha, calçados, peças para automóveis, relógios
e couros (Câmara Municipal de Guarulhos). Com a inauguração da Via
Dutra em 1952, ligando os dois pólos de desenvolvimento cultural e
populacional mais importantes da Nação – de um lado São Paulo, no
20
momento histórico de aceleração industrial, e de outro lado o Rio de
Janeiro, ainda Capital Federal e centro de decisões políticas e econômicas , Guarulhos teve então o impulso necessário para o seu desenvolvimento.
O processo de urbanização de Guarulhos devastou a biota ao longo
dos anos. Da fauna original restaram poucas espécies mais resistentes, que
sobreviveram às ações antrópicas e a um processo de redução drástica de
seus habitats, fatores que levaram a uma conseqüente redução de seu
potencial genético, em decorrência, reduziram a diversidade de espécies
que ali conviviam (Prefeitura de Guarulhos, 2005).
Com base na evolução, percebemos que a estruturação do espaço
físico territorial e sócio-econômico está intimamente ligada à questão
ambiental, como comenta Marcondes (1999): “a configuração entre a
cidade e recursos naturais existentes no presente podem ser remetida às
formas de definição da estrutura fundiária no século passado”.
BOSQUE MAIA
Os parques são áreas relativamente extensas de terra ou água, que
contém formações ou paisagens de significado nacional, onde espécies de
plantas ou animais, sítios geomorfológicos e habitats são de grande
interesse científico, educacional e recreacional (IBAMA, 1989).
O Bosque Maia implantado na Avenida Paulo Faccini, no bairro
Cidade Maia, se constitui num fragmento florestal, em meio à cidade de
Guarulhos. É uma área municipal sob a administração da Secretaria do Meio
Ambiente.
A
área
do
parque
é
de
170
mil
m²,
tem
a
forma
aproximadamente triangular, é cercado por alambrado e recortado
21
internamente por passeio interligados e pavimentados de largura entre 2 e
5 m, delimitando canteiros onde a vegetação é mantida.
Segundo Putinati e Nunes (2000), quando a cidade de Guarulhos
findava na atual Praça Getúlio Vargas, cujos terrenos prestava-se a um
campo esportivo, ocupado pelo Paulista Futebol Clube, tudo o que ficava
ao redor era quase inabitado. O local onde hoje se localiza a Cidade Maia
fazia parte de uma pequena fazenda de propriedade de Renato Andrade
Maia, um advogado da capital. Ele ocupou o cargo de componente da
Comissão Municipal de Agricultura, oportunidade em que chegou a propor
a construção de um Mercado Municipal no local onde hoje é ocupado pelo
Bosque Maia (Figura 1), assim registrado nos anais da Câmara Municipal.
Dessa pequena fazenda de Renato Maia - cujo único acesso era pela
Estrada do Cocaia, hoje chamada Avenida Tiradentes.
Figura 1 - Bosque maia – 1979
22
Com a morte de Renato Maia, os herdeiros dele resolveram, de
1961 a 1996, promover o loteamento da pequena fazenda. O prefeito da
cidade era Mário Antonelli, que condicionou a aprovação do projeto de
loteamento à criação de uma reserva preservando a área coberta de Mata
Atlântica, como área institucional da Prefeitura. E assim foi feito (Putinati e
Nunes, 2002).
Demarcado o Bosque Maia, os lotes foram sendo vendidos e surgiu,
então, a Cidade Maia, destinada a quem tivesse recursos para a edificação
de moradias de alta categoria. Na gestão de Waldomiro Pompêo, a referida
área passou a ter oficialmente, o nome de Recanto Municipal da Árvore,
mas não conseguiu desassociar o nome de Maia do referido recanto, razão
pela qual consagrou-se o nome de Bosque Maia para a área pública (Lopes
e Ranaldi, 1999).
Em cinco de abril de 1990, com a promulgação da Lei Orgânica do
Município, ficou instituída que o Bosque Maia é área de Preservação do
Patrimônio Cultural de Guarulhos (Lopes e Ranaldi, 1999).
O parque oferece trechos de Mata Atlântica com diversas árvores,
entre elas: o pau-óleo, pau-ferro, pau-jacaré, copaíba, jacarandá-mimoso,
ingá, ipê-amarelo, entre outras, que abrigam animais de pequeno porte e
aves, faz parte da sua paisagem o lago, e as nascentes (Putinati e Nunes,
2002).O parque é utilizado para práticas de caminhadas, ginásticas e lazer.
Oferece
dois
“playgrounds”
para
as
crianças,
pista
de
“Cooper”,
equipamentos para ginástica, quatro quadras poliesportivas, uma pista de
“bicicross”, ciclovia, um campo de areia, quiosques, trilhas, pistas para
23
caminhadas, uma pista de “skate” e mesas para jogos de dama e pingpong (Putinati e Nunes, 2002).
PARÂMETROS FITOSSOCIOLÓGICOS
Os
termos
genericamente
referidos
como
parâmetros
fitossociológicos são:
1.
Densidade. Densidade por área é o número de indivíduos, quer de
uma espécie, quer de todas as espécies em conjunto, por unidade de
área. Densidade relativa é a proporção do número de indivíduos de uma
espécie em relação ao número total de indivíduos amostrados, em
porcentagem.
2.
Abundância é uma estimativa visual da densidade, em que as
espécies são grupadas em classes de abundância: abundante, comum,
freqüente, ocasional, rara. Alguns autores chamam-na de freqüência.
3.
Freqüência. Freqüência absoluta é a porcentagem de unidades de
amostragem com ocorrência da espécie, em relação ao número total de
unidades de amostragem. Freqüência relativa é a proporção da
freqüência absoluta de uma espécie em relação à soma das freqüências
absolutas de todas as espécies em porcentagem.
4.
Presença é uma outra forma de exprimir a freqüência, em que as
espécies são agrupadas em classes: classe 5 – espécies que ocorrem em
80% a 100% das unidades de amostragem; classe 4 – 60% a 80%; classe
3 – 40% a 60%; classe 2 – 20% a 40%; classe 1 - 0% a 20%.
5.
Dominância é o parâmetro que busca expressar a influência de cada
espécie na comunidade através de sua biomassa. A dominância absoluta
24
é obtida através da soma das áreas transversais (g) dos indivíduos de
uma mesma espécie, por hectare. A dominância relativa corresponde à
participação, em percentagem, em relação à área basal total (G).
6.
Importância é representada pela soma dos valores relativos de
densidade, freqüência e dominância. Também se diz que as espécies de
maiores
valores
não
relativos
daqueles
parâmetros
têm
maior
importância na comunidade estudada.
7.
Regeneração natural consiste no levantamento dos descendentes das
plantas arbóreas, envolvendo geralmente as plantas entre 10 cm de
altura até o limite de diâmetro estabelecido arbitrariamente no
levantamento estrutural.
Os resultados das análises estruturais, principalmente a estrutura
horizontal
(densidade,
dominância,
freqüência,
índice
de
valor
de
importância) permitem fazer deduções sobre origem, características
ecológicas, dinamismo e tendências do futuro desenvolvimento da floresta
(Hosokawa et al., 1998).
FORMAS DE CRESCIMENTO
As formas de crescimento são as diferentes classes da estrutura
visível das plantas e constituem um componente importante da estrutura
física da comunidade (Krebs, 1994). De acordo com o trabalho de Teixeira
(1998), baseado em Krebs (1994), são considerados:
1.
Erva: plantas sem ramos lenhosos perenes acima do solo, incluindo
gramíneas;
25
2.
Arbusto: são plantas lenhosas de porte pequeno, a maioria com
altura inferior a 3m (Krebs, 1994), as quais apresentam ramificações
desde a base, desprovidas total ou quase totalmente de tronco (Ferri et
al., 1981);
3.
Árvore: definidas como plantas lenhosas de maior porte, a maioria
com altura superior a 3m (Krebs,1994), providas de tronco que se
ramifica na parte superior, formando uma copa(Ferri et al,1981);
4.
Feto arborescente: pteridófitas de hábito arborescente;
5.
Lianas: são as plantas cujo crescimento em altura depende da
sustentação mecânica fornecida por outras plantas (Morellato, 1991) e
se apóiam ou por enrolamento (cipós), ou por meio de gavinhas e
órgãos semelhantes (trepadeiras) (Ferreira, 1988).
O estudo entre tamanho e forma em árvores também é importante
no entendimento da estrutura dinâmica das florestas (King, 1996; Sposito
& Santos, 2001).
CATEGORIAS SUSSECIONAIS
Os grupos ecológicos adotados na tentativa de classificar as plantas
identificadas foram baseados no trabalho de Teixeira (1998) e Knobel
(1995), considerando nesta primeira fase, as plântulas e indivíduos jovens
na sua forma adulta o que será reparado na segunda fase, de
fitossociologia. As principais características dos grupos para a classificação
sucessional são:
1.
Pioneiras
(P):
inclui
as
espécies
herbáceas
e
arbustivas
(principalmente), heliófitas que requerem alta luminosidade em todas as
26
fases do seu ciclo de vida. Possui um ciclo de vida curto, crescimento
rápido,
madeira
com
baixa
densidade,
grandes
quantidades
de
sementes e germinam após algum tipo de perturbação colonizando
normalmente grandes clareiras.
2.
Secundárias iniciais (SI): constitui um grupo bastante heterogêneo,
que inclui as espécies arbustivas e arbóreas que podem germinar
condições de alta e média luminosidade, podendo estabelecer-se no
sub-bosque da floresta em estádios sucessionais iniciais, em clareiras,
borda de matas e beira de rios..Seus indivíduos podem ser ciófitos ou
heliófitos, estabelecendo-se no sub-bosque da floresta, enquanto os
indivíduos adultos são heliófitos e encontrados apenas em clareiras e
locais com alta luminosidade. Produzem sementes em abundância, com
dormência mais longa do que as climácicas e que germinam após algum
tipo de perturbação.
3.
Secundárias
tardias
(ST):
têm
as
mesmas
características
das
secundárias iniciais diferindo destas por terem ciclo de vida mais longo
e se estabelecerem na floresta em um estágio posterior, dentro do
processo de sucessão secundária. Inclui espécies que podem germinar
em condições de baixa luminosidade, e podem estabelecer-se no subbosque de florestas em estádios sucessionais intermediário ou em
pequenas clareiras. . A distinção entre as espécies secundárias iniciais e
tardias é realizada também pela ordem cronológica de estabelecimento
dentro do processo de sucessão secundária e na duração média do ciclo
de vida (Tabarelli, 1994).
27
4.
Climácicas (C): inclui espécies que germinam, estabelecem-se e
desenvolve-se no subosque de florestas climácicas, em condições de
baixa luminosidade, apresentando crescimento lento e ciclos de vida
longos.
5.
Exóticas
(Ex):
não
constitui
uma
categoria
sucessional,
mas
apresentam caráter funcional, e constituem espécies que foram
introduzidas, plantadas ou que ocorrem de forma subespontânea.
2.
OBJETIVOS
Este projeto tem como objetivo geral conhecer a composição
florística arbórea herbácea do Bosque Maia, um fragmento de floresta
urbana localizado no município de Guarulhos exposto a fortes pressões
decorrentes de ações antrópicas.
Como objetivo específico este trabalho visa conhecer a composição
das espécies florestais em regeneração, a estrutura fitossociológica das
plantas invasoras, estudo dos processos de sucessão florestal neste
fragmento urbano, fornecer dados para a elaboração de medidas de
manejo adequadas para a conservação dessa área.
3.
MATERIAIS E MÉTODOS
O presente trabalho tem como área de estudo o Recanto Municipal
da Árvore, mais conhecido como Bosque Maia (Anexo 1) que possui uma
área de 170 mil m², e fica localizado na Av. Paulo Faccini sem número. Este
se constitui num fragmento florestal, com uma vegetação remanescente de
floresta atlântica, em meio à cidade de Guarulhos.
28
INVENTÁRIO DE ESPÉCIES
Foram coletados indivíduos jovens, arbóreos e herbáceos com PAP
(perímetro do tronco à altura do peito – aproximadamente 1,30m acima do
solo) < 15 cm de diâmetro em toda a área do bosque, sendo coletados no
mínimo três indivíduos de cada espécie. Estes foram etiquetados de acordo
com a ordem de coleta, tendo como propósito fazer um inventário das
espécies presentes no Parque. Quando presentes, as amostras de flores,
inflorescências
e
frutos
foram
fixadas
em
álcool
70°
GL
para
posteriormente servirem como dados na caracterização das espécies,
sendo estudados morfologicamente.
O material coletado foi colocado entre folhas de jornal em prensas
de madeira e posto para secar em estufas elétricas a uma temperatura
aproximada de 70ºC, por cerca de 48 horas, ou de acordo com o grau de
sensibilidade peculiar a cada espécie. Após a secagem foram montadas as
exsicatas, fixando as amostras em cartolina com etiquetas de identificação
contendo dados de família, gênero e espécie (quando possível) e nome
popular regional. Estas foram envolvidas em papel Kraft para uma melhor
conservação.
4.
RESULTADOS PARCIAIS
A relação das espécies coletadas para a elaboração do inventário foi
concluída com auxílio de bibliografias específicas e um especialista na
área. Foram coletados 288 indivíduos distribuídos em 31 famílias e 50
gêneros, sendo as famílias Myrtaceae, Euphorbiaceae e Asteraceae
29
melhores representadas nesta primeira etapa (anexo 3). Peixoto (1991/92),
afirma que quando se analisa a biodiversidade da mata atlântica
comparando-a com outras regiões tropicais os dados mais surpreendentes
é o grande número de Myrtaceae.
Alguns materiais botânicos não puderam, nesta etapa, serem
identificados por não terem florido até a presente data. Segue abaixo a
tabela 1 (anexo 2) com a relação das espécies.
30
5.
BIBLIOGRAFIA
AGUIAR, O.T.Comparação entre os métodos de quadrantes e parcelas na
caracterização da composição florística e fitossociológica de um
trecho de floresta ombrófila densa no Parque Estadual “Carlos
Botelho” – São Miguel Arcanjo, São Paulo.Piracicaba, 2003. 120p.
Dissertação de Mestrado – Escola Superior de Agricultura “Luís
Queiroz”, USP.
AIZEN, M.A. & FEINSINGER, P. 1994. Forest fragmentation, pollination, and
plant reproduction in a chaco dry Forest, Argentina. Ecology 75: 330351.
ANDRADE-LIMA,D.1966. Vegetação. In Atlas Nacional do Brasil (IBGE).
Conselho Nacional de Geografia, Rio de Janeiro, cap. 2.11.
APREMAVI - Associação de Preservação do Meio Ambiente do Alto Vale do
Itajaí
BIERREGAARD, R.O.; LOVEJOY, T.E.; KAPOS, V.; SANTOS, A.A. & HUTCHINGS,
R.W.1992. The biological dynamics of tropical rainforest fragments.
Bioscience 42: 859-866.
BRAUN-BLANQUET,J. 1979.Sociologia Vegetal: bases para el studio studio
de las comunidades vegetais. Madrid: Blume.
BROWN, K.S.Jr. & BROWN, G.G.. 1992. Habitat alteration and species loss in
Brazilian forests. Pp. 129-142. In: T.C. Whitmore & J.A. Slater (ed.).
Tropical deforestation and species extinction. Chapman and Hall,
London.
31
BUDOWSKY, G. 1965. Distribution of tropical American rain forest species
in light of successional process. Turrialba 15: 40-42.
CAIN & CASTRO, G.M.O. 1959. Manual of vegetation analysis. Harper &
Row, New York.
CALEGÁRIO, N.; SOUZA, A.L.; MARANGON, 2.C.; SILVA, A.F. Parâmetros
florísticos e
fitossociológicos da regeneração natural de espécies
arbóreas nativas no sub-bosque de povoamentos de Eucalyptus.
Revista Árvore, Viçosa, v.17, n.1, p.16-29, 1993.
CESAR, S.F.1978. Pressões urbanas sobre áreas silvestres: Reserva da
Cantareira: um exemplo. Silvicultura: Anais do 3º Congresso Florestal
Brasileiro: 220-221.
COSTA NETO, F.; COUTO, J.; RAMALHO, R.S.; GOMES, J.M. Subsídios
técnicos para um plano de manejo sustentado em áreas de cerrado.
Revista Árvore, Viçosa, v.15, n.3, p.241-256, set./dez. 1991.
CRONK, Q.C.B. & FULLER, J.L. 1995. Plant invaders. Chapman & Hall,
London.
DE GROOT, R.S.1992. Functions of nature: evaluation of nature in
environmental planning, management and decision making. The
Netherlands: Wolters-Noordhoff, 315 p..
DIDHAM, R.K. & LAWTON, J.H. 1999. Edge structure determines the
magnitude of changes in microclimate and
vegetation structure in
tropical forest fragments. Biotropica 31: 17-30.
32
DILICH, R., KISSER, N. & PIVELLO, V.R. 2002. A invasão de um fragmento
florestal em São Paulo (SP) pela palmeira australiana Archontophoenix
cunninghamiana H. Wendl. & Drude. Revista Brasileira de Botânica 25:
55-64.
FERRI, M.G.1974. Ecologia- temas e problemas brasileiros. São Paulo, USP.
188p.
FERRI, M.G.1980. Vegetação brasileira. Belo Horizonte: Ed. Itatiaia; São
Paulo:Ed. da Universidade de São Paulo. 157p.
FORMAN, R.T.T.; GODRON, N. 1986. Landscape Ecology. Jhon Wiley & Sons.
New York.
FRANÇA, J.T. Estudo da sucessão secundária em áreas contíguas a
mineração de cassiterita na floresta nacional do Jamarí-RO. Piracicaba:
ESALQ, 1991. 169p. (Dissertação - Mestrado em Ciências Florestais).
GAMS,H.1918. Prinzipienfragen der vegetationsforschung. Vjschr.naturf
Ges. Zürich.
GASCON,
C.;
LOVEJOY,
T.E.;
BIERREGAARD
Jr.,R.O.;
MALCOM,
J.R.;
STOUFFER, P.C.; VASCONCELOS, H.L.; LAURANCE; ZIMMERMAN, B.;
TOUCHER, M. & BORGES, S. 1999. Matrix habitat and species richness
in tropical forest remnants. Biological Conservation 91: 223-229.
GÓMEZ-POMPA, A. 1971. Posible papel de la vegetación secundaria em la
evolución de la flora tropical. Biotropica, v.3, p. 125-135.
GOODLAND, R. 1969. An ecological study of the cerrado vegetation of
South Central Brazil. Montreal, McGILL Univ. (Thesis Ph.D.), 224p.
33
GOTTLIEB, O.R. A Natureza quantificada. Ciência Hoje, Rio de Janeiro, v.
26, n. 154, p.6-10, out. 1999. Entrevista concedida à Peter Seild,
Alicia Ivanissevich e Cássio Leite Vieira.
HARRIS,
L.D.;
SILVA-LOPES,
G.
1992.
Forest
fragmentation
and
conservation of biological diversity. Pp. 197-237. In: Fielder P.I., Jain.
S.R.
Conservation
Biology.
The
teory
and
practice
of
nature
conservation preservation and management. New York.
HARTSHORN, G.S. 1978. Treefalls and tropical forest dynamics. Pp 671638. In: Tonlinson & M.H. Zimmerman (eds.), Tropical trees as living
systems. Cambridge University Press, New York.
HILL, J.L. & CURRAN, P.J. 2001. Species composicion in fragmented forests :
conservation implications of changing forest area. Applied Geography
21: 157-174.
HORVITZ,
C.C.;PASCARELLA,
J.B.;McMANN,S.
FREEDMAN,
A.
&
HOFSTETTER, R.H.1998. Functional roles of invasive non-indigenous
plants in hurricane-affected subtropical harwood forests. Ecological
Applications, 8 (4), pg. 947-74.
HOWE, H.F. & SMALLWOOD, J. 1982. Ecology of seed dispersal. Ann. Rev.
Ecol. Syst. 13:201-228.
http://apremavi.com.br/pmatatlantica.htm- acessado em 25/06/05.
http://www.ibot.sp.gov.br - acessado em 20/06/2005.
IBGE
–
Instituto
Brasileiro
de
Geografia
e
Estatística.
http://www.sidra.ibge.gov.br/bda/2.000
34
IBT - Instituto de Botânica. Secretaria de Estado do Meio Ambiente.
ISHIHATA, L. 1999.Bases para a seleção de áreas prioritárias para a
implantação de conservação em regiões fragmentadas. Dissertação de
Mestrado. Universidade de São Paulo, Piracicaba.
JANSEN, D.H. 1983.
No park is a island: increase in interference from
outside as park size decreases. Oikos 41: 402-410.
JARDIM,F.C.S.; HOSOKAWA, R.T. 1986/87. Estrutura da floresta tropical
úmida da Estação Experimental de Silvicultura Tropical do INPA. Acta
Amazônica, n. 16/17(n° único).
JESUS, R.M 1992. Recuperação de areas degradadas. In: 2º Congresso
Nacional Sobre Essências Nativas, São Paulo.
KAPOS, V. 1989. Effects of isolation on the water status of forest patches in
the brasilian Amazon. Journal of Tropical Ecology 5: 173-185.
KAPOS, V.; WANDERLLI, E.; CAMARGO, J.L. & GANADE, G. 1997. Edgerelated changes in environment and plants responses due to Forest
fragmentation in Central Amazônia. Pp 33-34. In: W.F. Laurence &
R.O.
Bierregaard
(ed.).
Tropical
forest
remnants:
Ecology,
management, and conservation of forest communities. University of
Chicago Press. Chicago.
KING, D. A.1996. Allometry and life history of tropical trees.J. Trop. Ecol.
12:25-44.
KNOBEL, M.G.1995. Aspectos da regeneração natural do componente
arbóreo-arbustivo, de trecho da floresta da Reserva Biológica do
35
Instituto de Botânica, São Paulo.São Paulo,123p. Dissertação de
Mestrado – Instituto de Biociências, USP.
KREBS, C.J.1994. Ecology: The experimental analysis of distribution and
abundance. 4 ed. New York: HarperCollins.
LANDE, R.1988. Genetics and demography in biological conservation.
Science 242: 1455-1460.
LAURANCE, W.F. & BIERREGAARD, J.R.,R.O.1997. Tropical forest remnants.
University of Chicago Press, Chicago.
LAURANCE, W.F. 1999. Introduction and synthesis. Biological Conservation.
91: 101-107.
LAURANCE, W.F.; FERREIRA, L.V.; RANKIN-DE-MERONA, J.M. & LAURANCE,
S.G.1998ª. Rain forest fragmentation and the dynamics of amazonima
tree communities. Ecology 79: 2032-2040.
LAURANCE, W.F.; FERREIRA; L.V.; RANKIN-DE-MERONA, J.M. & LAURANCE,
S.G.; HUTCHINGS, R.W. & LOVEJOY, T.E. 1998B. Effectes of forest
fragmentation
on
recruitment
patterns
in
amazonian
tree
communities. Conservation Biology 12: 460-464.
LAURANCE, W.F.; PÉREZ-SALICRUP,D.; DELAMÔNICA,P.; FEARNSIDE, P.M.;
D’ANGELO,S.; JEROLINSKI,A.; POHL,L. & LOVEJOY, T.E. 2001. Rain
forest fragmentation and structure of amazonian tree communities.
Ecology 82: 105-116.
36
LEITÃO FILHO, H.F.1982. Aspectos taxonômicos das florestas do Estado de
São Paulo. In Anais do Congresso Nacional sobre Essências Nativas.
Silvic. São Paulo, vol.16, p.197-206.
LOPES,S.; RANALDI, J.1999. O Novo Bosque Maia. Boletim Informativo
produzido pela Acessoria de Imprensa do Gabinete do Prefeito, n.29,
28 set. 1999. Disponível em: Biblioteca Municipal de Guarulhos.
LOVEJOY,
T.E.;
QUINTELA,
BIERREGAARD,
C.E.;
HARPER,
R.O.;
L.H.;
RYLANDS,
BROWN,
A.B.;
K.S.;
MALCOM,
POWELL,
J.R.;
G.V.N.;
SCHUBART, H.O.R. & HAYS, B. 1996. Edge and other effects of
isolation on Amazon forest fragments. Pp 257-285. In: M.E. Soule
(ed.). Consedrvation Biology: the science of scarcity and diversity.
Sinauer, Suderland. USA.
MARTINS, F.R.1978. Critérios para avaliação de recursos vegetais. In:
Simpósio sobre a comunidade vegetativa como unidade biológica,
turística e econômica, São Paulo. Anais...São Paulo: Academia de
Ciências do Estado de São Paulo – ACIESP, p136-49.(ACIESP, 15).
MARTINS, F.R.1979. O método de quadrantes e a fitossociologia de uma
flooresta residual do interior do estado de São Paulo: Parque Estadual
de Vassununga.São Paulo, 239p. Tese de Doutorado – Instituto de
Biociências, USP.
MARTINS, F.R.1989.Fitossociologia de florestas do Brasil: um histórico
bibliográfico. Pesquisas, v.40, p.103- 164. (série botânica).
37
MATLACK, G.R. 1993. Microenvirnment variation within and among forest
edge sites in the eastern United States. Biological Conservation 66:
185-194.
MEFFE, G.K. & CARROL, R.1997. Principles of conservation biology. 2ed.
Sinawer
Associates, Massachusetts.
METZGER, J.P.2000.Tree functional group richness and landscape structure
in a Brazilian tropical fragmented landscape. Ecological-Applications.
10 (4): 1147-1161.
MINISTÉRIO DA CIÊNCIA E TECNOLOGIA. 2004. Floresta secundária perde
50 % da biodiversidade. Ana Paula Soares- acessória de imprensa do
INPE. http://agenciact.mct..gov.br – acessado em 12/05/2005.
MORELLATO, L.P.C.1991. Estudo da fenologia de árvores, arbustos e lianas
de uma floresta semidecídua no sudeste do Brasil. Tese de Doutorado.
Universidade Estadual de Campinas. UNICAMP.
MUELLER- DOMBOIS,D. & ELLENBERG, H. 1974. Aims and methods of
vegetation ecology. John Wiley & Sons, New York, NY.
MURCIA,C. 1995. Edge effects in fragmented forests: implications for
conservation. Trends in Ecology and Evolution 10: 58-62.
NEGREIROS, O.C.; CARVALHO, C.T.; CESAR, S.F.; DUARTE, F.R.; DESHLER,
W.O. & THELEN, K.D.1974b. Plano de manejo para o Parque Estadual
da Cantareira. Boletim Técnico do Instituto Florestal 10. 58p.
38
NOWAK, J.N., NOBLE, M.H., SISINNI, S.M. & DWYER, J.F. Peole & Trees:
Assessing the US Urban Forest Resourse. Journal of Forestry, v.99, n.3,
p.37-42, 2001.
PÁDUA, M.T.J. & COIMBRA FILHO, A.F.1979. Os Parques Nacionais do Brasil.
São Paulo. José Olympio Ed. 223p.
PEIXOTO, A. L. Vegetação da costa atlântica. In: Monteiro, S. & Kaz, L.
(coords.) Floresta Atlântica. Rio de Janeiro, Edições Alumbramento,
Livroarte Editora, p. 33-42. 1991/92.
PREFEITURA
DE
GUARULHOS.
2005.
Bosque
Maia.
http://guarulhos.sp.gov.br/05_cidade/entreterimento/parques_praças
.htm. acessado em 17/07/05.
PUTINATI, N.; NUNES, T. Bosque Maia, lazer e natureza. Cidade, Guarulhos,
agosto 2000/ setembro 2002. Jornal municipal de Guarulhos –
Caderno Enfocando, p. 5-6. Disponível em: Biblioteca Municipal de
Guarulhos.
PYSEC,P., PRACH,K.; REJMANEK, M.& WADE,M. 1995. Plant invasions:
general aspects and special problems. SPB, Amsterdam.
QUINTÃO, A.T. 1983. Evolução do conceito de Parques Nacionais e sua
relação com o processo de desenvolvimento do Brasil Florestal 54:
13-28.
RICHARDS, P.W.1952. The tropical rain Forest. Cambridge, University. 450p.
39
RODRIGUES, S.M.C.B. 1998.
Florística e fitossociologia de uma área de
cerrado em processo de desertificação no município de Gilbués-PI.
UFRPE. Dissertação de Mestrado.
ROMARIZ,D.A. 1968. A Vegetação. In: Brasil, a terra e o homem. V.I. As
bases físicas. 2ed. São Paulo, Cia. Editora Nacional. P.521-572.
ROSOT, N.C.; MACHADO, .S.A.; FIGUEIREDO FILHO, A. 1982. Análise
estrutural de uma floresta tropical como subsídio básico para a
elaboração de um plano de manejo florestal. Silvicultura em São Paulo
16 (a): 468-490.
SAUNDERS,
D.A.;
HOBBS,
consequences
R.J.
&
MARGULES,
C.R.
1991.
Biological
of ecosystem fragmentation: a review. Conservation
Biology 5: 18-32.
SAXTON, W.T.1924. Phases of vegetation under monsoon conditions. J.
Ecol., 12: 1-38.
SCHULTZ, A.R. 1969. Dicionário de Botânica. Porto Alegre, Globo. 240p.
SCOLFORO, J.R.; LIMA, J.T.; SILVA, ST. Equações de biomassa e volume para
cerrado senso stricto. In: Congresso Florestal
Panamericano 1,e
Congresso Florestal Brasileiro 7, Curitiba, 1993. Anais... : Curitiba:
SBS-SBEF, 1993. p.508-510.
SHAFER, M.L. 1981. Minimum populations size for species conservation.
Bioscience 31: 131-134.
SILVESTRE, L.S. & ROSA, M.T.2002. Manual metodológico para estudos
botânicos na mata atlântica. Seropédica, RJ: EDUR, 121p.
40
SPOSITO, T.C. & SANTOS, F.A.M.2001. Scaling of stem and crown in the
eight Cecropia (Cecropiaceae) species of Brazil. Am.J.Bot.88:939-949.
SWAINE, M.D. & WITMORE, T.C. 1998.
On the definition of ecological
species groups in tropical rain forests.Vegetatio 75: 81-86.
TABARELLI, M.; MANTOVANI, W. & PERES, C.A. 1999.
Effects of habitat
fragmentation on plant guild struture in the montane Atlantic Forest
of southeastern Brazil. Biological Conservation 91: 119-127.
TABARELLI, M.1994.Clareiras naturais e dinâmica sucessional de um trecho
de floresta da Serra da Cantareira, SP. São Paulo, 143p. Dissertação de
Mestrado – Instituto de Biociências, USP.
TEIXEIRA, C.V.1998. Florística e estrutura de borda de um fragmento
florestal em São Paulo,SP.São Paulo, 182p. Dissertação de Mestrado –
Instituto de Biociências, USP.
TERBORGH, J. 1992. Maintenance of diversity in tropical forests. Biotropica
24: 283-292.
TURNER, I.M. & CORLETT, R.T. 1996. The conservation value of small,
isolated fragments of lowland tropical rain forest. Trends in Ecology
and Evolution 11: 330-333.
TURNER, I.M. 1996.
Species loss in fragments of tropical rain forest: a
review of evidence. Journal of Applied Ecology 33: 200-209.
UNESCO/ PNUNMA/ FAO. 1980. Ecossistemas de los bosques tropicales.
UNESCO/ CIFA, Paris.
41
VELOSO, H.P.; KLEIN, R.M.1957. As comunidades e as associações vegetais
da mata pluvial do sul do Brasil.I. As comunidades do município do
Brusque, estado de Santa Catarina. Sellowia, v.9, p.81-235.
VELOSO, H.P.; KLEIN, R.M.1961.As comunidades e associações vegetais da
mata pluvial do sul do Brasil. III. As associações de planícies costeiras
do quaternário, situadas entre o Rio Itapocu (estado de Santa Catarina)
e a Bacia de Paranaguá (estado do Paraná). Sellowia, v.13, p.205-260.
VELOSO, H.P.; KLEIN, R.M.1968a .As comunidades e associações vegetais
da mata pluvial do sul do Brasil.V. Agrupamentos arbóreos da encosta
catarinense situados em sua parte norte. Sellowia, v.20, p.53-126.
VELOSO, H.P.; KLEIN, R.M.1968b .As comunidades e associações vegetais
da mata pluvial do sul do Brasil. VI. Agrupamentos arbóreos dos
contrafortes da Serra Geral situados ao sul da costa catarinense e ao
norte da costa sul rio-grandense. Sellowia, v.20, p.127-180.
VELOSO,H.P.1945. As comunidades e as estações botânicas de Teresópolis,
estado do Rio de Janeiro. Rio de Janeiro: Museu Nacional,
45p. (
Boletim do Museu Nacional, Ser. Botânica, 3).
VIANA, V.M. et al.1992. Restauração e manejo de fragmentos florestais. In:
Congresso Nacional Sobre Essências Nativas, 2. São Paulo. Anais…São
Paulo: Instituto Florestal, v.2.
WALTER, H. 1971. Ecology of tropical and subtropical vegetation. Edinburg,
Oliver & Boyd. P.51-60.
WILLIANS-LINERA,
G.
1990.
Vegetation
structure
and
enviromental
conditions of forest edges in Panamá. Journal of Ecology 78: 356-373.
42
WUNDERLE Jr., J.M.1997. The role of animal seed dispersal in accelerating
native forest regeneration on degraded tropical lands. Forest Ecology
and Management. 99 (1-2) 223-235.
43