UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO
DEPARTAMENTO DE BIODIVERSIDADE, EVOLUÇÃO E MEIO AMBIENTE
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA DE BIOMAS TROPICAIS
AVALIAÇÃO DA SUSTENTABILIDADE DE UM TRECHO DE MATA CILIAR INUNDÁVEL À
MARGEM DO RIO DAS VELHAS, SABARÁ, MG, COM O USO DE INDICADORES VEGETAIS DE
RESTAURAÇÃO
VINÍCIUS LONDE FERREIRA
OURO PRETO, MG
2013
Vinícius Londe Ferreira
AVALIAÇÃO DA SUSTENTABILIDADE DE UM TRECHO DE MATA CILIAR INUNDÁVEL À
MARGEM DO RIO DAS VELHAS, SABARÁ, MG, COM O USO DE INDICADORES VEGETAIS DE
RESTAURAÇÃO
Dissertação apresentada ao Programa de
Pós-Graduação em Ecologia de Biomas
Tropicais, Departamento de Biodiversidade,
Evolução e Meio Ambiente, da Universidade
Federal de Ouro Preto como requisito
parcial para a obtenção do título de Mestre
em Ecologia.
Ouro Preto, MG.
2013
UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO
INSTITUTO DE CIÊNCIAS EXATAS E BIOLÓGICAS
Departamento de Biodiversidade, Evolução e Meio Ambiente
Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais
AVALIAÇÃO DA SUSTENTABILIDADE DE UM TRECHO DE MATA CILIAR INUNDÁVEL À
MARGEM DO RIO DAS VELHAS, SABARÁ, MG, COM O USO DE INDICADORES VEGETAIS DE
RESTAURAÇÃO
VINÍCIUS LONDE FERREIRA
Dissertação apresentada ao Programa de
Pós-Graduação em Ecologia de Biomas
Tropicais, Departamento de Biodiversidade,
Evolução e Meio Ambiente, da Universidade
Federal de Ouro Preto como requisito
parcial para a obtenção do título de Mestre
em Ecologia.
Orientador: Dr. Hildeberto Caldas de Sousa
Co-orientadora: Dra. Alessandra Rodrigues Kozovits
Ouro Preto, MG
Agosto de 2013
EPÍGRAFE______________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
“Assim como os gomos produzem novos gomos e estes, caso sejam
vigorosos, formam ramos que eliminam de todos os lados os ramos mais
fracos, ocorre o mesmo com as gerações na grande árvore da vida. Os
ramos mortos e quebrados são sepultados nas camadas da crosta terrestre,
enquanto as suas suntuosas ramificações, sempre vivas e incessantemente
renovadas, cobrem a superfície.”
Charles R. Darwin
A Origem das Espécies, 1859.
i
AGRADECIMENTOS_______________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
E após dois anos, enfim, é chegado o momento de expressar minha gratidão àqueles que
fizeram parte desta história!
Inicialmente agradeço a N. S. Aparecida, sim! a N. S. Aparecida! biólogos podem e
acho até de devem ter fé em algo, ou em alguém, para que possam refletir constantemente
sobre seus atos e ter auxílio espiritual para enfrentar as lutas e batalhas da vida,
principalmente quando parecer estar perdido. Na imagem de Aparecida depositei minha
esperança, as boas energias e o desejo constante de dar prosseguimento aos meus estudos, e
assim vou prosseguindo...
Em segundo lugar agradeço aos meus pais, Vandir e Maria de Lourdes, pela
educação a mim dada, por acreditarem nos meus sonhos e apoiarem minhas decisões,
mesmo que estas me distanciassem de seu lar. Agradeço também pelo auxílio financeiro,
principalmente nos meses iniciais pós-mudança, sei que não foi fácil, mas com o tempo hei
de compensá-los. Amo vocês!
Aos meus irmãos Valéria e Vitor agradeço por todos os momentos felizes que
passamos juntos, e que apesar de nossas individualidades, um siga apoiando o outro nesta
longa estrada. Quando um dos irmãos se dispersa do ninho parece que os vínculos são
rompidos, paira no ar a separação, contudo, ao mesmo tempo, faz-se crescer o incansável
amor entre eles. Não se esqueçam de que amo vocês!
Às minhas avós, Cecília, pelas constantes orações e exemplo de perseverança frente
as adversidades da vida, e, a vó Rosa, também pelas orações, pedidos de proteção,
telefonemas acolhedores e pelo melhor biscoito de polvilho com chá de funcho que já
devorei; não bastasse é simplesmente a pessoa de maior coração que já conheci. Sem
palavras às duas!
Ainda no círculo familiar, agradeço a todos que torceram por mais esta conquista,
jamais esquecerei das faixas e cartazes de felicitações que recebi logo após saber que havia
sido selecionado para o mestrado! Aos primos, padrinhos, tios e tias, mas, sem dúvida, em
especial à tia Márcia; sempre preocupada, ajudando como pode (e às vezes até como não
pode), atenciosa e me impulsionando a voar cada vez mais alto. Tenho certeza de que o
futuro lhe reserva boas surpresas nas mãos de seus filhos, e meus afilhados, Gabriel e
Isabela. Posso dizer orgulhosamente da família que tenho...
ii
AGRADECIMENTOS_______________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Voltando agora para Ouro Preto, cidade acolhedora, diferente de todas que já
conheci, com ar de magia, seja nos dias ensolarados ou neblinados; é com paixão que ando
pelos paralelepípedos recobertos de histórias e mistérios. Aqui conheci um mundo novo,
fiz novas descobertas e conheci pessoas que ficarão para sempre na memória.
A primeira delas trata-se do Dr. Hildeberto Caldas de Sousa, meu orientador (ou
desorientador como costumo brincar), pessoa de bem com a vida, carismática, sorridente,
arriscado a cantor de samba, mas por vezes enrolado nos seus afazeres. O início foi um
pouco complicado até um se adaptar ao estilo do outro, ainda mais em meio a alterações de
projeto, greves na universidade e falta de recursos. Não me esquecerei das vezes que
acordou cedo e tirou seu carro da garagem para sairmos a procura de áreas de estudo para
meu mestrado, nem das vezes que me pedia para ficar em sua casa tomando conta das
coisas. Ao Hilde minha gratidão e amizade!
Ao Laboratório de Anatomia Vegetal que me recebeu de braços abertos, passou a
ser meu lar e oficio, e, onde fiz amizades que levarei para o resto da vida, entre as quais
cito meus irmãos: Regislainy Gomes, Daniela Antunes e Amauri Bueno, trio perfeito para
conversas sérias ou momentos de descontração com muitas risadas, seja no laboratório, em
casa, na rua, no carro ou me “descabaçando” alcoolicamente numa festa. Ah! E não posso
me esquecer também de nossa “curica irmã” Juliana Pereira, a pernambucana mais mineira
que conheço. É.... temos muitas histórias para contar! Espero que estejamos sempre juntos
mesmo que o tempo venha um dia nos distanciar. Amo-os de paixão!
Agradeço também ao meu grande companheiro Luciano, ou Lulu como costumo
chamá-lo, pelo apoio, pelas conversas, ensinamentos, pelo conforto que sempre me deu em
Ouro Preto e acima de tudo pela incontestável amizade e carinho. Tenha certeza que os
dias tiveram mais contexto com a sua presença.
Ao Horto Botânico da UFOP, onde pude germinar, plantar e replantar minhas
centenas de milhares de filhinhas, despender horas e horas durante a semana e aos sábados
cuidando para que se mantivessem vívidas e rendessem este fruto chamado dissertação.
Obrigado ao Sr. Mário por ter me ajudado a cultivá-las com carinho e por vezes ter dado
um duro me ajudando a buscar solo para plantá-las.
Não posso deixar de abraçar duas criaturinhas singelas que me perseguiram por
quase dois anos pelo campus da UFOP, um ir e vir de patas, sob calor ou frio, correndo
atrás dos pássaros pelo caminho ou atrás dos carros nas ruas, me esperando durante horas
iii
AGRADECIMENTOS_______________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
ao lado do laboratório ou no horto botânico, muitas vezes me deixando envergonhado por
suas atitudes. Agradeço, inclusive, por terem sujado minhas roupas na alegria de me ver,
ensinando-me com isso a valorizar cada gesto de afeto. Ao “lilico” e sua namoradinha
“sem nome” um cafuné amoroso.
Abraço todos os professores do Biomas, com os quais tive contato, pelos
ensinamentos, mas principalmente a Dra. Alessandra Kozovits, por ter aceitado a coorientação neste projeto, por me socorrer nos momentos de dificuldade, pelas conversas e
exímio exemplo de profissional acadêmico.
Agradeço imensamente à Professora Maria Rita S. Muzzi da Universidade Federal
de Minas Gerais por nos ter recebido amistosamente e por ter cedido uma de suas áreas
recuperadas para meu estudo; aqui estão os resultados desta empreitada.
Não posso deixar de agradecer também ao PPG em Ecologia de Biomas Tropicais
pela receptividade e assistência, à PROPP pelo auxílio financeiro para participação em
eventos científicos e, à CAPES pela concessão de minha bolsa de estudo, sem a qual não
teria alcançado mais este objetivo.
Aqui muito aprendi e espero que o mestrado seja apenas o começo de uma grande
trajetória...
Meu muito obrigado a todos que estiveram envolvidos nesta fase!!!
iv
SUMÁRIO___________________________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
INTRODUÇÃO GERAL......................................................................................................................... 01
1.1. Degradação dos Ecossistemas Naturais .......................................................................... 01
1.2. Matas Ciliares: Visão Geral ............................................................................................. 01
1.3. Restauração Ecológica: da Terminologia à Aplicabilidade ............................................. 02
1.4. Frente ao Aquecimento Global e aos Desafios da Sociedade Moderna ........................ 06
1.5. Indicadores Ecológicos e a Avaliação de Áreas Restauradas ......................................... 07
2. Referências Bibliográficas ............................................................................................................... 09
3. Histórico da Área de Estudo ............................................................................................................ 11
3.1. O fragmento recuperado ................................................................................................. 13
4. Objetivo Geral ................................................................................................................................. 14
***
CAPÍTULO 01 ....................................................................................................................................... 15
COMPOSIÇÃO FLORÍSTICA E ESTRUTURA DA VEGETAÇÃO COMO INDICADORES DE RESTAURAÇÃO EM UMA
MATA CILIAR INUNDÁVEL NO RIO DAS VELHAS, MINAS GERAIS
Resumo/Abstract ................................................................................................................................ 16
1. Introdução ....................................................................................................................................... 18
2. Material e Métodos ........................................................................................................................ 19
2.1. Área de estudo ................................................................................................................ 19
2.2. Desenho amostral ........................................................................................................... 20
2.3. Coleta e identificação do material botânico ................................................................... 21
3. Resultados ...................................................................................................................................... 21
4. Discussão ......................................................................................................................................... 27
5. Conclusões ....................................................................................................................................... 31
6. Agradecimentos .............................................................................................................................. 31
7. Referências Bibliográficas ............................................................................................................... 31
***
CAPÍTULO 02 ...................................................................................................................................... 34
APORTE DE SERAPILHEIRA COMO INDICADOR DE PRODUTIVIDADE E DO RESTABELECIMENTO DE FUNÇÕES
ECOLÓGICAS NUMA ÁREA REABILITADA NO RIO DAS VELHAS, MG
Resumo/Abstract................................................................................................................................. 35
1. Introdução ....................................................................................................................................... 36
v
SUMÁRIO___________________________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
2. Material e métodos ......................................................................................................................... 37
2.1. Área de estudo ................................................................................................................ 37
2.2. Delineamento experimental ........................................................................................... 37
3. Resultados ....................................................................................................................................... 38
4. Discussão ......................................................................................................................................... 39
5. Conclusões ....................................................................................................................................... 43
6. Referências Bibliográficas ............................................................................................................... 44
***
CAPÍTULO 03 …….………….………………………………………………………………………………………………………………. 47
EVALUATION OF A REHABILITATED RIPARIAN ZONE OF FIVE-YEARS-OLD: IS IT ALREADY SUSTAINABLE?
Abstract ……………………………………………………………………………………………………………………………………...... 48
1. Introduction ……………………….……………………………………………………………………………………………………… 49
2. Material and Methods ………..……………………………………………………………………………………………….……. 50
2.1. Study Area ………………………………………………………………………………………………………………..… 50
2.2. Experimental Design …………………………………………………………………………………………………… 50
2.2.1. Canopy Openness ………………………………………………………….……………………………. 50
2.2.2. Natural Regeneration …………………..…………………………………………………………….. 51
2.2.3. Seed Bank ……………………………………………………………………………….…………………… 51
2.2.4. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………. 52
3. Results ……………………………………………..……………………………………………………………………………………….. 52
3.1. Canopy Openness ……………..……………………………………………………………………………………….. 52
3.2. Natural Regeneration …….………………………………………………………………………………………….. 52
3.3. Seed Bank …………………………………………………………………………………………………………………… 54
3.4. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………………………. 56
4. Discussion …………..……………………………………………………………………………………………………………………… 58
4.1. Canopy Openness …………..………………………………………………………………………………………….. 59
4.2. Natural Regeneration …………………………………………………………………………………………………. 59
4.3. Seed Bank …………………………………………………………………………………………………………………… 60
4.4. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………………………. 61
5. Conclusions ………………………………………………………………………………………………………………………………… 63
6. Acknowledgements ………..…………………………………………………………………………………………………………. 63
7. Literature Cited ………………………………………………………………………………………………………………………….. 64
***
vi
SUMÁRIO___________________________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
CAPÍTULO 04 ……….……………………………………………………………………………………………………………………….. 68
SELECTING KEY-INDICATORS THAT BEST REPRESENT THE LEVEL OF RECOVERY IN RESTORED RIPARIAN ZONES: A
STUDY CASE AT DAS VELHAS RIVER, MINAS GERAIS, BRAZIL
Abstract ….……………………………………………………………………………………………………………………………………… 69
1. Introduction ………………..…………………………………………………………………………………………………………….. 70
2. Material and Methods ………………………………..…………………………………………………………………………….. 71
2.1. Site of study ……………………………………………………………………………………………………………….. 71
2.2. Experimental Design …………………………………………………………………………………………………… 72
2.2.1. Species Richness …………..…………….………………………………………………………………. 72
2.2.2. Litterfall Production …………..………………………………………………………………….……. 72
2.2.3. Canopy Openness ……………………………………………………………………………………….. 73
2.2.4. Natural Regeneration …………..…………………………………………………………………….. 73
2.2.5. Seed Bank ……………………………………………………………………………………………………. 74
2.2.6. Seed Rain ……………………………..………..…………………………………………………………… 74
3. Results ……………………………………………………………………………………………………………………………………..… 75
3.1. Species Richness …………………………………………………………………………………………………………. 75
3.2. Litterfall Production ……..……………………………………………………………………………………………. 76
3.3. Canopy Openness ………………………………………………………………………………………………………. 77
3.4. Natural Regeneration …………………………………………………………………………………………………. 77
3.5. Seed Bank …………………………………………………………………………………………………………………… 78
3.6. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………………………. 80
4. Discussion ……………………………………..…………………………………………………………………………………………... 80
4.1. Positive Answers …………..……………………………………………………………………………………………. 81
4.2. Negative Answers ………..…………………………………………………………………………………………….. 82
4.3. Which indicator represent better the reality at forest? ..…………………………………………… 85
5. Acknowledgements …………………………..………………………………………………………………………………………. 87
6. Literature Cited ……………………………………………………….…………………………………………………………………. 87
vii
LISTA DE FIGURAS_________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
INTRODUÇÃO GERAL
Figura 1. Imagem de satélite da mata ciliar reabilitada foco deste trabalho, no Rio das Velhas,
Sabará, MG, com detalhes das zonas de amortecimento (imagem de cima), e
mostrando também que a região é bastante antropizada (imagem de baixo)
.............................................................................................................................................. 12
CAPÍTULO 01
Figura 1. Imagem de satélite da mata ciliar reabilitada foco deste trabalho, no Rio das Velhas,
Sabará, MG, com detalhes das zonas de amortecimento (imagem de cima), e
mostrando também que a região é bastante antropizada (imagem de baixo)
.............................................................................................................................................. 19
Figura 2. Frequência de indivíduos arbóreos por classe de diâmetro na área reabilitada à
margem
do
Rio
das
Velhas,
município
de
Sabará,
MG
....................................................................................................................................... 29
CAPÍTULO 02
Figura 1. Precipitação anual registrada em uma estação automática localizada na região da mata
ciliar reabilitada no Rio das Velhas, Sabará, MG. Fonte: Instituto Nacional de
Meteorologia ................................................................................................................. 38
Figura 2. Produção total de serapilheira e por frações em cada mês ao longo de um ano na mata
ciliar reabilitada no leito do Rio das Velhas, Sabará, MG ........................................... 39
Figura 3. Produção de serapilheira total em cada parcela amostral na mata ciliar reabilitada no
leito do rio das Velhas, Sabará, MG. Valores apresentados na borda superior indicam a
média de produtividade por zona de plantio, lembrando que a zona 1 está mais
próxima
da
margem
do
rio
....................................................................................................................................... 40
CAPÍTULO 03
Figure 1. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry
and rainy seasons on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais
State, Brazil …………………………………………………….……………………………………………… 53
Figure 2. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on
rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,
Brazil……………………………………………………………………………………………………………… 56
Figure 3. Monthly production of seeds collected during one year in studied rehabilitated forest
at
Das
Velhas
River,
Sabará,
Minas
Gerais
State,
Brazil………………………………………………………..……………………………………………………. 57
viii
LISTA DE FIGURAS_________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
CAPÍTULO 04
Figure 1. Satellite image of the studied rehabilitated riparian zone at Das Velhas River,
municipally of Sabará, Minas Gerais State, Brazil, with details of buffer zones (picture
above), and showing the anthropic region where the forest located is (picture
below)…………………………………………………………………………………………………………….. 71
Figure 2. Total litterfall production and fractions of litter along one year in the rehabilitated
forest
at
Das
Velhas
River,
Minas
Gerais
State,
Brazil…………………………………………………………….……………………………………………….. 77
Figure 3. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry
and rainy seasons on rehabilitated area at Das Velhas River, Minas Gerais State,
Brazil……………………………………………………………………………………………………………… 78
Figure 4. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on
rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,
Brazil……………………………………..………………………………………………………...……………. 79
Figure 5. The three vegetal indicators that best assessed the rehabilitated ecosystem were (1)
species richness, (2) seed bank, and (3) natural regeneration. Each indicator represent
one ecological attribute (circles) that composes the ecosystem, and they give important
information
that
can
be
used
in
management
actions…..……………………………………………………………………………………………………….. 86
ix
LISTA DE TABELAS_________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
INTRODUÇÃO GERAL
Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de
mata ciliar inundável no Rio das Velhas, Sabará, MG................................................. 13
CAPÍTULO 01
Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de
mata
ciliar
inundável
no
Rio
das
Velhas,
Sabará/MG.................................................................................................................... 20
Tabela 2. Dados fitossociológicos das espécies arbóreas registradas na mata ciliar reabilitada à
margem do Rio das Velhas, Sabará, MG...................................................................... 23
Tabela 3. Lista de espécies associadas registradas na área reabilitada à margem do Rio das
Velhas, município de Sabará, MG classificadas quanto à forma de
vida................................................................................................................................. 24
CAPÍTULO 03
Table 1. At the left side shown are the planted species on the rehabilitated forest, and the right
side the regenerating species, founded after 5 years, at Das Velhas River, Sabará, Minas
Gerais State, Brazil. Regenerant species with the symbol * were planted and the others
arrived by dispersal……..…………………………………………………………………………………… 53
Table 2. Species list common to three and two seed banks collected on the rehabilitated forest
at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil..……………………………………… 55
Table 3. Species recorded on seed rain classified in native or exotic, life form and some
phytosociologic parameters in rehabilitated area at Das Velhas River, Sabará, Minas
Gerais State, Brazil…………………………………………………………………………………………… 57
CAPÍTULO 04
Table 1. Checklist of arboreal species recorded in the rehabilitated forest at Das Velhas River,
Sabará, Minas Gerais State, Brazil……………..………………………………………………………. 75
Table 2. Number of botanic families and species by family (nº sp/fam) in each seed bank
collected on the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,
Brazil……………………………………………………………………………………………………………... 78
Table 3. Species recorded in rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais
State, Brazil, on seed rain classified in native or exotic, life form and some
phytosociologic parameters (Abu= abundance/ AF = absolute frequency/ RF= relative
frequency/
AD=
absolute
density/
RD=
relative
density)……………………………………………………………………..……………………………………. 80
x
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
1. INTRODUÇÃO GERAL
1.1. Degradação dos Ecossistemas Naturais
Os ecossistemas naturais possuem habilidades em suportar e manter comunidades de
organismos, com composição de espécies, diversidade e organização funcional. Esta capacidade é
denominada integridade ecológica, sendo um sistema íntegro (viável), aquele que possui
características ecológicas dominantes, como elementos de composição, função, estrutura e
processos, e pode resistir e se recuperar de distúrbios naturais ou antrópicos (PARRISH et al., 2003).
Sob a terminologia da SER (Society for Ecological Restoration International 2004) degradação
refere-se às mudanças sutis ou graduais que reduzem a integridade e saúde sob o prisma ecológico.
Outra colocação menos generalista é fornecida por Lamb & Gilmour (2003), segundo os quais, a
degradação ambiental pode ser compreendida como a perda da estrutura, da produtividade e da
diversidade de espécies nativas, sendo que uma área degradada pode ainda conter árvores, contudo
sua integridade ecológica inicial foi rompida. Já a FAO (Food and Agriculture Organization of the
United Nations, 2001) definiu a degradação florestal como as mudanças ocorridas numa floresta, que
afetam a estrutura e função do local, bem como reduzem sua capacidade no fornecimento de
produtos e serviços. Notam-se em ambas as conceituações que a degradação está diretamente
ligada à integridade ecológica, causando sua ruptura ou redução.
A degradação florestal pode ser atribuída a diversos fatores, tanto naturais como antrópicos,
como por exemplo, extremos climáticos, estresses bióticos, modificações no uso do solo, deposição
de poluentes aéreos, acidificação (HÜTTL & SCHNEIDER, 1998) e principalmente pelo desmatamento,
que é a conversão de áreas florestadas em outros tipos de uso do solo (FAO, 2001).
1.2. Matas Ciliares: Visão Geral
Entre os inúmeros ecossistemas importantes, destacam-se as matas ciliares, de
inquestionável relevância ambiental, compreendidas como áreas de transição semi-terrestrial
regularmente influenciadas pela água doce, usualmente se estendendo de bordas de corpos de água
para as bordas de comunidades de terras mais altas (NAIMAN et al., 2005). Fitoecologicamente, as
florestas ciliares são todos os tipos de vegetação arbórea às margens de cursos de água,
independentemente de sua área ou região de ocorrência e de sua composição florística (AB’SÁBER,
2004).
As matas ciliares são ecossistemas dinâmicos exercendo importantes funções ecológicas,
hidrológicas e geomorfológicas, como a geração do escoamento direto em micro bacias
hidrográficas, armazenamento da água e aumento de sua vazão na estação seca, contribuem ainda
1
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
com a ciclagem de nutrientes, com a melhoria da qualidade da água, evitam processos de erosão e
assoreamento nas margens, além de manter interação direta com o ecossistema aquático (LIMA &
ZAKIA, 2004; PRIMO & VAZ, 2006).
Contudo, mesmo de grande valor, as matas ciliares não foram poupadas da destruição
desenfreada dos recursos naturais ao longo dos anos, tendo sofrido diversos impactos, e estando
hoje reduzidas a poucos fragmentos, e mesmo estes, perturbados (CARVALHO et al., 2005).
Considerando que a maioria das cidades se estabeleceu às margens dos rios, as matas ciliares foram
eliminadas, e hoje os resultados são inundações, poluição, doenças e modificação da paisagem, além
disso, a ausência da vegetação ciliar amplia a possibilidade de contaminação dos corpos de água por
sedimentos, resíduos de adubos e defensivos agrícolas, conduzidos pelo escoamento superficial da
água no terreno (FERREIRA & DIAS, 2004).
Nas últimas décadas, devido a questões legais e a problemas hídricos, houve aumento de
iniciativas de restauração de matas ciliares, no intuito de proteger reservatórios de abastecimento
público e recuperar zonas ciliares mineradas, mas com raros projetos voltados à restauração baseada
em princípios ecológicos (RODRIGUES & NAVE, 2004).
1.3. Restauração Ecológica: da Terminologia à Aplicabilidade
Uma ciência emergente, com suas raízes em projetos práticos de restauração em todo o
mundo (HOBBS, 2007), a restauração ecológica auxilia no reestabelecimento de um ecossistema que
foi degradado, danificado ou destruído, com frequência, como resultado direto ou indireto das
atividades humanas (SER, 2004).
É uma atividade que inicia ou acelera a recuperação de um ecossistema, respeitando sua
saúde, integridade e sustentabilidade (SER, 2004), e a forma de intervenção requerida dependerá do
tipo e extensão do dano gerado ao ecossistema, sendo que quanto mais degradado e perdidos os
processos ecossistêmicos básicos, mais árdua e dispendiosa será a restauração (HOBBS, 2007).
Diferentes abordagens têm causado certa confusão terminológica na ecologia da
restauração, mas apesar disto, três termos têm sido bastante difundidos, a saber: Restauração, cuja
meta é recriar um ecossistema o mais próximo possível daquele originalmente existente na área;
Recuperação, utilizada em situações onde a produtividade ou a estrutura é recuperada, entretanto a
biodiversidade original não retorna; e a Reabilitação, onde a função protetora e os serviços
ecológicos podem ser reestabelecidos, bem como parte da biodiversidade original e por razões
ecológicas ou econômicas, a nova floresta pode incluir espécies não originalmente presentes no local
(LAMB & GILMOUR, 2003).
2
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Os termos adotados nas ações destinadas a recuperação de áreas degradadas são demasiado
distintos, todavia as técnicas utilizadas podem ser parecidas, frisando que se deve priorizar o
reestabelecimento da integridade ecológica, ou seja, as funções e estruturas do ecossistema, sem
focar excessivamente na composição de espécies (MORAES et al., 2010).
A destruição de áreas com vegetação nativa levou à criação de longas distâncias entre os
fragmentos remanescentes, juntamente à drástica redução da biodiversidade, tornando dificultoso o
contato entre populações próximas e sua sustentabilidade (BERTONCINI & RODRIGUES, 2008). A
conservação de ambientes naturais intactos é, sem dúvidas, indispensável e prioritária, pois não há
substitutos para habitats de boa qualidade, contudo, em várias partes do planeta permanecem
poucas áreas remanescentes inalteradas e muitas não possuem tamanho suficiente para sustentar a
biota, e, portanto, precisam ser melhoradas ou expandidas (HOBBS & HARRIS, 2001). Assim, a
biologia da conservação e a restauração ecológica têm muito a ganhar numa interação, onde a
restauração constitua parte integral da conversação biológica (YOUNG, 2000).
Muitas áreas degradadas têm a capacidade de se recuperar sozinhas, dependendo de alguns
fatores, como o grau de desmatamento, fragmentação, e a extensão da biodiversidade que foi
perdida. A sucessão secundária pode ocorrer ligeiramente rápida em locais onde o desmatamento
aconteceu relativamente recente (anos x décadas), onde existem algumas árvores residuais, banco
de plântulas, estoque de sementes no solo de espécies nativas, e muito importante, onde há
remanescentes florestais nativos na paisagem (LAMB et al., 2005).
Às vezes a simples remoção da pressão de pastejo pelo gado e a exclusão do fogo podem
levar a um incremento expressivo na diversidade e abundância de indivíduos arbóreos regenerantes
em áreas degradadas próximas a fragmentos florestais remanescentes, que são fontes importantes
de propágulos, além de certamente evitar muitos custos e riscos envolvidos na introdução de
espécies durante projetos de recuperação (BERTONCINI & RODRIGUES, 2008).
Em pastagens na região central do Brasil, pesquisas têm sugerido que a sucessão inicial de
florestas sazonais decíduas não precisa ser estimulada uma vez que a perturbação seja interrompida,
e interessantemente, resultados mostram que esforços intensivos de restauração podem na verdade
tornar a recuperação mais lenta, por exemplo, pela limpeza prévia da área onde muitos indivíduos
jovens regenerantes são destruídos (SAMPAIO et al., 2007).
Percebe-se que alterar de um estado não degradado para um estado degradado é
relativamente fácil, mas mover-se de um estado degradado para outro menos degradado muitas
vezes requer significativamente mais esforços, além da simples remoção do impacto, pois os
3
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
processos ecológicos podem ter sido alterados a ponto de que a simples remoção do estresse seja
insuficiente para promover a recuperação da área (HERRICK et al., 2006).
A restauração de matas ciliares precisa ser estratégica e sistemática, de forma que metas
específicas devem ser incluídas em um amplo espectro, preferencialmente no nível de bacia
hidrográfica. Além disso, algumas medidas alternativas têm sido sugeridas, como a implementação
de silviculturas nas zonas ripárias para recuperar funções ecológicas específicas, como por exemplo,
a estabilidade do canal, a entrada de liteira e outros detritos (NAIMAN et al., 2005).
Outra medida pode ser o incremento das denominadas “zonas ciliares de amortecimento”. A
zona de amortecimento mais simples constitui-se de faixas de vegetação herbácea compostas por
uma ou várias espécies ao longo do córrego, onde gramíneas e leguminosas são usadas de acordo
com as condições locais em larguras variando de 15 a 50 metros (NAIMAN et al., 2005).
Em outra forma mais complexa são utilizadas múltiplas espécies em três zonas distintas,
desde as terras mais altas até a margem do curso de água. A primeira zona consiste numa floresta
não manejada ao longo da margem que fornece sombreamento e detritos ao curso de água; a
segunda zona é uma floresta manejada, onde são plantadas espécies arbustivas nativas e; a terceira
zona consiste de uma faixa filtro composta por gramíneas e forbs nativos que interceptam e reduzem
a concentração de partículas superficiais que escorrem de culturas adjacentes e se movem mais
lentamente pela zona de amortecimento (SCHULTZ et al., 2004). A largura das zonas é variável e
depende do tipo e uso do solo, mas recomenda-se o mínimo de 10 m para a zona 01, mínimo de 3 a
4 m para a zona 02 e um mínimo de 6 a 7 m para a zona 03 (NAIMAN et al., 2005).
As zonas ciliares de amortecimento são uma prática agroflorestal reconhecida que fornecem
não somente fitorremediação para alguns poluentes, mas também aumentam a biodiversidade dos
ecossistemas terrestre e aquático, promovem a estabilização da margem, reduzem danos causados
pelas inundações, recarregam o lençol freático, sequestram carbono e ainda fornecem
oportunidades de recreação e produtos madeireiros e não madeireiros (SCHULTZ et al., 2004).
Outra forma de intervenção, um modelo baseado na sucessão, consiste em linhas de plantio
de preenchimento e diversidade. Nas linhas de preenchimento, de 15 a 30 espécies de crescimento
rápido são plantadas para promover uma rápida cobertura do solo e melhorar as condições
ambientais próximas ao solo. Nas linhas de diversidade são implantadas de 70 a 80 espécies arbóreas
secundárias tardias e clímax que promoverão desenvolvimento a longo tempo e a manutenção da
estrutura florestal, além de introduzir maior diversidade funcional ao sistema (RODRIGUES et al.,
2009).
4
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Diversos outros modelos podem ser encontrados na literatura cientifica, desde a restauração
baseada apenas no plantio de espécies pioneiras, de grupos funcionais, ou de espécies de mercado
(madeireiras) (LAMB et al., 2005), a plantios por semeadura direta, modelos que consideram a
raridade e abundância das espécies, modelos de enchimento, modelos de enriquecimento, dentre
outros (KAGEYAMA & GANDARA, 2004; BARBOSA, 2004).
Projetos de restauração ecológica têm aumentado em todo o mundo e estas florestas
restauradas podem melhorar os serviços ecossistêmicos e contribuir para a conservação biológica,
mas é sabido que as mesmas não correspondem à composição e estrutura da cobertura florestal
original, e, além disso, é preciso cautela para não promover uma homogeneização biótica através do
plantio difundido de um pequeno número de espécies nativas levando a um decréscimo da
diversidade genética (CHAZDON, 2008). A variação genética dentro das populações representa o
potencial para auxiliar na adaptação dos indivíduos frente a novos eventos seletivos (RICE & EMERY,
2003).
Gandolfi et al. (2007), discutindo sobre a ideia de que cada árvore do dossel funciona como
um filtro da biodiversidade, ressaltam que a utilização de poucas espécies de dossel em projetos de
restauração, juntamente com a intensa seleção de algumas espécies tropicais para fins madeireiros,
reduz a disponibilidade de micro sítios espécie-específicos para a regeneração e afeta a
biodiversidade futura nestas florestas implantadas.
Assim, a complexidade ambiental deve ser levada em consideração no momento da escolha
e da distribuição das espécies nos projetos de recuperação ciliar para haver heterogeneidade da
vegetação implantada, pois a homogeneização pode ter consequências imprevisíveis na dinâmica e
na diversidade das áreas recuperadas (RODRIGUES & NAVE, 2004).
Além da complexidade ecológica, é importante relembrar que a maior parte das matas
ciliares foi modificada por influências humanas permanecendo com características restritas, e como
consequência, objetivar restaurá-las aos estados originais é frequentemente irreal e nem sempre
desejável, por exemplo, quando os estados originais são confrontados com as exigências das
sociedades modernas, suas necessidades de bens e serviços ou mesmo em termos de qualidade
estética (NAIMAN et al., 2005).
Finalmente, no contexto da restauração ecológica, é válido lembrar que as ações atuais são
no sentido de acelerar o processo de regeneração natural, sendo a recuperação de áreas degradadas
uma consequência do uso incorreto da paisagem e dos solos, e apenas uma tentativa limitada de
remediar um dano que na maioria das vezes poderia ter sido evitado (RODRIGUES & GANDOLFI,
1998; 2004).
5
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
1.4. Frente ao Aquecimento Global e aos Desafios da Sociedade Moderna
Nos últimos anos outro fator que tem sido debatido e incorporado nas decisões de manejo
da restauração ecológica (e também na biologia da conservação) é a evolução das espécies
concomitante ao aquecimento global. Um entendimento completo do papel da evolução na
formação das espécies e populações auxiliará os ecólogos da restauração na tomada de decisões de
manejo que facilitem a persistência da diversidade face à mudança climática global, sendo uma
medida potencial a ser adotada a manipulação da arquitetura genética de populações alvo para
elevar suas habilidades em se adaptar às condições de mudança (RICE & EMERY, 2003).
Por outro lado, o fato de as áreas restauradas não retornarem ao seu estado original, talvez
seja um ponto positivo quando considerada a mudança climática global. Como argumentado por
Harris et al. (2006), a restauração ecológica está incluída no conjunto de respostas humanas às
mudanças climáticas, e utilizar o passado, quando ele não é um indicador acurado do futuro, acabará
sendo contrário em termos de obtenção de resultados de restauração realísticos e duradouros,
sendo essencial incorporar previsões de ambientes futuros no planejamento e nas práticas da
restauração.
É imprescindível, para o sucesso dos projetos de restauração, conscientizar os distintos
segmentos da sociedade sobre a importância da recuperação das matas ciliares e áreas degradadas
como um todo, além é claro da conservação dos remanescentes existentes (MARTINS, 2011). Devem
ser realizadas campanhas de educação ambiental nas escolas e na mídia, além de serem
consideradas outras circunstâncias, como os padrões de posse da terra, questões legais e como os
projetos afetarão as comunidades locais. Estas considerações irão determinar se a comunidade se
envolverá no processo e trabalhará em prol do seu sucesso. Sem o envolvimento da sociedade é
improvável o sucesso de qualquer forma de restauração florestal (LAMB & GILMOUR, 2003;
MARTINS, 2011).
Um desafio é tornar a restauração ecológica atrativa aos proprietários de terra, mas alguns
esforços têm sido sugeridos como, por exemplo, o incremento de políticas e um conjunto de leis
apropriadas, empréstimos financeiros e incentivos fiscais, fornecimento de informações e assistência
técnica aos proprietários e comunidades, desenvolvimento de sistemas silviculturais, entre outros
(LAMB et al., 2005). O melhoramento das tecnologias de semeadura direta, juntamente com a
inoculação de fungos micorrízicos ou bactérias fixadoras de nitrogênio, também podem ajudar a
reduzir custos e incentivar projetos de restauração, além disso, o mercado para serviços ecológicos
como o sequestro de carbono, a biodiversidade e redução da salinidade também contribuem (LAMB
& GILMOUR, 2003).
6
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
No Estado de São Paulo, por exemplo, existem duas principais motivações para a restauração
ecológica, sendo elas (i) as exigências de mercado, tal como a certificação ambiental para exportação
de produtos, principalmente o açúcar, por grandes empresas e (ii) programas governamentais que
fornecem incentivos e encorajamento da restauração em propriedades privadas (RODRIGUES et al.,
2011). Contudo, existe a necessidade de uma abordagem diferenciada para a restauração em
pequenas propriedades que, por vezes, detêm maior proporção de áreas ripárias do que nas grandes
propriedades vinculadas à produção da cana-de-açúcar (RODRIGUES et al., 2011).
Como demonstrado por Knoke et al. (2009), no sul do Equador, as necessidades de
subsistência da população local podem ser conciliadas com objetivos de conservação. O concílio
entre preservação de remanescentes florestais, reflorestamento com árvores para corte seletivo e
pastagens garante maior renda líquida anual aos proprietários do que o uso de pastagens apenas, já
que uma atividade sozinha está mais susceptível a oscilações de mercado. A diversificação na
produção pode não somente reduzir o desmatamento em 45%, mas também aumentar os lucros dos
proprietários em 65% após as áreas abandonadas improdutivas serem recuperadas (KNOKE et al.,
2009).
No Quênia, a restauração é atualmente chave para o crescimento econômico do país. O
Complexo Florestal de Mau, que gera cerca de US$320 milhões por ano em serviços (água,
ecoturismo etc), não foi poupado da degradação, sendo desmatados 107.000 ha da cobertura
florestal nas últimas décadas (25% da floresta original) (FELA, 2010). Mortes, perdas de colheitas,
gado e outros meios de subsistência são resultantes da degradação que acarretou em secas e
inundações severas, e o objetivo agora é aumentar a cobertura florestal do país de 1.7% para 10%
até meados de 2020, o projeto conta com a participação das comunidades locais (FELA, 2010).
1.5. Indicadores Ecológicos e a Avaliação de Áreas Restauradas
Após a implantação dos projetos de restauração é importante avaliar o seu sucesso, por meio
de indicadores de avaliação e monitoramento, para verificar se o projeto necessita de novas
interferências ou mesmo ser redirecionado objetivando acelerar os processos de sucessão e
recuperação das funções ciliares (MARTINS, 2011). O monitoramento é considerado como uma parte
essencial de muitos planos de conservação e de avaliação de recursos (COUSINS & LINDBORG, 2004).
A utilização de indicadores é interessante uma vez que permite realizar comparações entre
projetos finalizados e a recomendação de técnicas, dependendo da situação da área a ser recuperada
e dos objetivos pretendidos. Contudo, é pouco provável o estabelecimento de indicadores de uso
universal, generalista, devido à complexidade de ambientes e a diversidade de situações existentes
(RODRIGUES & GANDOLFI, 2004).
7
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Indicadores ecológicos podem ser utilizados para avaliar uma condição ambiental, fornecer
um sinal de alerta de mudanças no ambiente ou para diagnosticar as causas de um problema
ambiental (DALE & BEYELER, 2001). Os indicadores são ferramentas úteis porque suas características
principais representam uma tentativa de reduzir a complexidade, evitar também medidas
complicadas e selecionar métodos mais simples que podem levar a uma representação satisfatória
de uma complexa relação (MÜLLER & LENZ, 2006).
Como a seleção de indicadores envolve uma ação cognitiva e cultural de observação do
ambiente de um modo particular, sob certas premissas e preferências, a interpretação das
informações obtidas pelo uso de indicadores implicitamente reflete os valores daqueles que os
desenvolvem e os selecionam (SCHILLER et al., 2001).
Indicadores têm sido fortemente procurados para uma variedade de propósitos, tal como
indicadores da integridade ecossistêmica, da biodiversidade e mudanças ambientais (COUSINS &
LINDBORG, 2004). Indicadores ecológicos deveriam preencher alguns critérios como ser de fácil
medição, ser sensível ao estresse sobre o sistema, responder ao estresse de forma previsível, ser
antecipatório, predizer mudanças que podem ser evitadas por ações de manejo, ser integrativo, ter
respostas de baixa variabilidade e conhecidas a perturbações, aos estresses antropogênicos e as
mudanças ao longo do tempo (DALE & BEYELER, 2001).
Um grupo promissor de indicadores de avaliação e monitoramento, de áreas restauradas e
naturais, são os indicadores vegetativos, de relativa facilidade na quantificação, e em sua maioria
referentes à comunidade como, por exemplo, a riqueza, a diversidade, a equabilidade vegetal, as
fisionomias e grupos ecológicos, e também outros parâmetros como a chuva de sementes, banco de
sementes, produção de liteira e silvigênese (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998; MARTINS, 2011).
Além dos indicadores vegetativos existem outros como o fluxo e ciclagem de nutrientes, a
micro e mesofauna do solo, a presença e estrutura de grupos faunísticos, e populações de insetos,
como formigas, cupins, vespas, abelhas e besouros (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998; MARTINS,
2011). O investimento atual no planejamento e definição de programas de monitoramento resultará
em dados de alta qualidade e utilidade para os próximos anos (TIERNEY et al., 2009).
Martins (2011) atenta para a importância em considerar que a avaliação de projetos de
recuperação, através de indicadores, é função das metas e objetivos pretendidos com ela, ou seja,
não se deve esperar elevada biodiversidade em um projeto muito localizado cujo objetivo tenha sido
o da proteção do solo e do curso de água contra os efeitos adversos da erosão em uma área
extremamente degradada.
8
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Uma dificuldade em selecionar indicadores apropriados é lidar com a complexidade dos
sistemas ecológicos, além disso, a aplicação de um único indicador pode não ser suficiente para
demonstrar o sucesso ou insucesso de um projeto de recuperação de matas ciliares, portanto, é
necessário utilizar um conjunto de indicadores representativos da estrutura, função e composição do
sistema (DALE & BEYELER, 2001; MARTINS, 2011).
2. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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3. HISTÓRICO DA ÁREA DE ESTUDO
A área de estudo situa-se a jusante da ponte da BR-381, na divisa dos municípios de Belo
Horizonte e Sabará (Fig. 1). Por volta do ano de 2006 a área apresentava elevado grau de degradação
devido a interferências causadas a montante do rio que acabaram modificando sua morfologia
fluvial. Havia acentuado processo de erosão e assoreamento, onde o curso de água escavava a
margem esquerda e depositava sedimentos na margem direita, causando instabilidade e pondo em
risco residências do entorno.
O alto grau de degradação despertou o interesse de pesquisadores da Universidade Federal
de Minas Gerais que estudaram meios de resolver tais problemas. O projeto para recuperação da
área faz parte do Programa de Revitalização da Bacia do Rio das Velhas/Projeto Manuelzão e teve
apoio de pesquisadores do Departamento de Botânica, Departamento de Engenharia Hidráulica, e
11
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Museu de História Natural da UFMG, além de órgãos governamentais (SEMAD e MMA) e empresas
privadas.
As soluções encontradas para a recuperação da área, que tem cerca de 500 m de extensão,
foram o rebaixamento da margem direita e criação de uma floresta inundável, além da
desaceleração do processo de erosão e solapamento na margem esquerda. As medidas propostas
foram concretizadas no ano de 2007 e desde então estudos têm sido realizados para verificar a
eficiência das diversas técnicas de recuperação utilizadas na área.
Figura 1. Imagem de satélite da mata ciliar reabilitada foco deste trabalho, no Rio das Velhas,
Sabará, MG, com detalhes das zonas de amortecimento (imagem de cima), e mostrando
também que a região é bastante antropizada (imagem de baixo). Fonte: Google Earth, data das
imagens: 30/06/2012.
__________________________________________________________________________________
12
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
3.1. O fragmento recuperado
O trecho reabilitado, foco deste trabalho, foi denominado de “floresta inundável” implantada
no projeto de revitalização com cerca de 4680 m2 e localizada entre as coordenadas geográficas
19°50’22.35”S e 43°51’59.20”W (Fig. 1). O sistema de plantio baseou-se no estudo de Schultz et al.
2004, implantando-se o modelo de “zonas de amortecimento”, sendo elas; Zona 01 - de preservação
arbórea adjacente ao curso de água, Zona 02 - de manejo com espécies arbóreas, e Zona 03 tamponamento e de manejo do solo (Fig. 1). As espécies utilizadas no plantio são listadas na Tabela
1.
Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de mata
ciliar inundável no Rio das Velhas, Sabará, MG.
ZONAS DE
ESPÉCIES PLANTADAS
PLANTIO
-Myrsine sp. (pororoca)
-Psidium guajava L. (goiaba)
-Miconia sp.
-Croton urucurana Baill. (sangra d’água)
-Morus nigra L. (amoreira)
01
-Inga edulis Mart. (ingá de metro)
-Eugenia uniflora L. (pitanga)
-Inga vera Willd. (ingá)
-Psidium rufum Mart. ex DC. (goiabinha)
-Erythrina verna Vell. (eritrina)
02
03
Herbáceas
(área geral)
-Piptadenia gonoacantha (Mart.)
J.F.Macbr. (pau jacaré)
- Inga edulis Mart. (ingá de metro)
-Luehea grandiflora Mart. & Zucc. (açoita
cavalo)
-Anadenanthera peregrina (L.) Speg.
(angico)
-Centrolobium tomentosum Guillem. ex
Benth. (arariba)
-Hymenaea courbanil L. (jatobá)
-Handroanthus impetiginosus (Mart. ex
DC.) Mattos (ipê roxo)
-Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze
(mimosa)
-Samanea tubulosa (Benth.) Barneby &
J.W.Grimes (sete cascas)
-Acrocomia aculeata (Jacq.) Lodd. ex
Mart. (macaúba)
-Ceiba speciosa (A.St.-Hil.) Ravenna
(paineira)
-Sterculia sp. (pau rei)
-Cecropia sp. (embaúba)
-Peltophorum dubium (Spreng.) Taub.
(canfístula)
-Machaerium sp. (jacarandá)
-Machaerium hirtum (Vell.) Stellfeld
(jacarandá de espinho)
-Arachis pintoi Krapov. & W.C.Greg.
-Stylosanthes guianensis (Aubl.) Sw.
-Piper umbelattum L.
-Miconia sp.
-Helianthus annuus L.
-Tradescantia sp.
Fonte: Projeto fornecido pela Prof.ª Mª Rita S. Muzzi, Departamento de Botânica UFMG (2007).
Este trecho específico apresenta características distintas, pois (1) trata-se de uma área sem
resiliência, cuja vegetação começou a se estabelecer somente a partir do plantio, após a remoção
13
Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
dos depósitos de areia e cobertura com solo alóctone; (2) o rio exerce forte pressão de seleção sobre
a comunidade vegetal através de inundações periódicas na estação chuvosa e (3) a região é bastante
antropizada com o estabelecimento de estradas, residências e empresas próximas.
4. OBJETIVO GERAL
Avaliar a efetividade da reabilitação, após cinco anos de implantação, em um trecho
de mata ciliar no leito do Rio das Velhas utilizando indicadores vegetais de
restauração.
14
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
COMPOSIÇÃO FLORÍSTICA E ESTRUTURA DA VEGETAÇÃO COMO INDICADORES DE RESTAURAÇÃO
EM UMA MATA CILIAR INUNDÁVEL NO RIO DAS VELHAS, MINAS GERAIS
Vinícius LONDE1, 3, Hildeberto C. de SOUSA1, Alessandra R. KOZOVITS1, Maria Rita S. MUZZI2
1
Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais, Departamento de Biodiversidade, Evolução e
Meio Ambiente, Universidade Federal de Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, MG, Brasil;
2
Programa de Pós-Graduação em Biologia Vegetal, Departamento de Botânica, Universidade Federal de Minas
Gerais, Belo Horizonte, MG, Brasil;
3
Autor para correspondência: [email protected]
15
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Resumo. A vegetação é um parâmetro importante na classificação de habitats, pois as plantas são
elementos conspícuos e estacionários do ecossistema, havendo relativa facilidade em sua
mensuração e acompanhamento ao longo do tempo. No presente trabalho objetivou-se conhecer a
estrutura do estrato arbóreo, a composição florística e as diferentes formas de vida da vegetação,
além de averiguar se as espécies implantadas se estabeleceram com sucesso em um trecho de mata
ciliar reabilitada às margens do Rio das Velhas, município de Sabará, MG, após cinco anos do plantio.
Para tal, foram sorteadas 15 parcelas de 100 m2 cada nas quais foram amostrados todos os
indivíduos arbóreos e coletado material botânico fértil destes e de outros estratos da vegetação. 220
indivíduos arbóreos foram registrados, pertencentes a 27 espécies, com altura média de 5,4 m,
diâmetro de 7,4 cm e área basal total de 12547,1 m 2ha-1. Constatou-se que três das espécies
arbóreas plantadas não se desenvolveram, enquanto outras três exóticas surgiram. Houve registros
de arbustos, ervas e trepadeiras, com aumento de 76% na riqueza total de espécies, embora sendo, a
maioria, composta por ervas daninhas. As espécies arbóreas mais abundantes foram Croton
urucurana com 28 indivíduos, Mimosa bimucronata e Piptadenia gonoacantha com 27 indivíduos
cada e Samanea tubulosa com 21. Verificou-se que as árvores da área têm ainda a crescer e a
acumular biomassa, mas atenção especial deve ser dada às espécies exóticas estabelecidas,
recomendando-se também o manejo extensivo das ervas e arbustos invasores que podem
comprometer a regeneração natural na floresta estudada. A estrutura e a composição florística
foram indicadores úteis da condição de sustentabilidade da floresta estudada sendo recomendados
para uso em outras pesquisas em áreas em processo de restauração.
Palavras chave: estrutura fitossociológica; formas de vida; indicadores vegetais.
Abstract. The vegetation is a good parameter in the habitat classification because plants are
stationary elements of the ecosystem having relative ease of its measurement and accompaniment
along the time. In this study, we aimed to know the structure at tree layer, the floristic composition
and the different kinds of life forms, besides checking if the species planted establishing with success
in a stretch of rehabilitated riparian zone at the Das Velhas River, municipally of Sabará, Minas Gerais
State, after five years of planting. We established 15 plots of 100m2 at area where all arboreal
individuals sampled were and fruitful botanical material collected was of all life forms. Recorded
were 220 arboreal individuals of 27 species with average height of 5.4 m, diameter of 7.4 cm and
total basal area of 12547.1 m2ha-1. Three tree planted species did not develop but other three exotic
species emerged. There recorded was of shrubs, herbs and climbers with increased of 76% at total
species richness but the major composed by weeds. The arboreal species most abundant were
Croton urucurana with 28 individuals, Mimosa bimucronata and Piptadenia gonoacantha with 27
individuals each and Samanea tubulosa with 21. The trees of the area have until to growth and
16
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
accumulate biomass but special attention given should be the exotic species and we also recommend
make extensive management of invasive herbs and shrubs that might compromise the natural
regeneration. The structure and floristic composition were useful indicators of the sustainable level
at forest, and used can be in other areas in restoration process.
Key words: phytosociological structure; life forms; restoration indicators.
17
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
1. INTRODUÇÃO
As florestas ciliares são todos os tipos de vegetação arbórea às margens de cursos de água,
independentemente de sua área, região de ocorrência e composição florística (AB’SÁBER, 2004),
possuindo ampla heterogeneidade fisionômica, vegetal e estrutural (MARTINS, 2011). Devido a sua
grande importância na manutenção de processos ecossistêmicos, e pela crescente conscientização
da população sobre a necessidade de conservação dos recursos naturais, têm-se constatado fortes
avanços científicos e melhoria nos projetos de restauração das matas ciliares (MARTINS, 2011).
Na fase posterior (e algumas vezes na fase anterior) à implementação dos projetos de
restauração são utilizados indicadores de avaliação e monitoramento visando conhecer o estado
atual da área para tomar decisões de manejo, quando necessárias (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998).
Neste sentido, a vegetação é uma característica útil na classificação de habitats, pois as plantas
vasculares são elementos conspícuos e estacionários havendo relativa facilidade na sua mensuração
e acompanhamento ao longo do tempo (BOWERS & BOUTIN, 2008).
Entre os indicadores vegetais que podem ser utilizados na avaliação de áreas destacam-se a
estrutura do estrato arbóreo e a composição florística. A estrutura se refere à forma como a
comunidade vegetal está organizada no espaço e pode ser mensurada, entre outros, pela densidade
de indivíduos e pela altura média do dossel (BRANCALION et al., 2012). A composição florística
refere-se às espécies e grupos funcionais integrantes da comunidade e são caracterizados através da
riqueza e diversidade de espécies nativas regionais, pela presença de árvores exóticas, pela
classificação quanto às formas de vida, etc. (BRANCALION et al., 2012).
Além disso, os levantamentos florísticos são importantes às pesquisas botânicas e ecológicas,
pois permitem conhecer a fitodiversidade local, ou seja, quais espécies vegetais ocorrem em
determinada comunidade indicando, inclusive, se existem e quais são as espécies exóticas e
invasoras presentes na área (MORO & MARTINS, 2011). E para ter uma ideia mais clara da flora local
e da contribuição de cada hábito de crescimento à riqueza total, é interessante realizar, junto aos
trabalhos fitossociológicos do estrato lenhoso, o levantamento qualitativo dos demais hábitos e
formas de vida presentes na área produzindo uma lista de espécies associadas (MORO & MARTINS,
2011).
Assim, considerando a relevância da avaliação de áreas recuperadas para a verificação de seu
status atual, o presente estudo objetivou conhecer a estrutura do estrato arbóreo e a composição de
espécies de outras formas de vida, e utilizá-las como indicadores para avaliar um trecho de mata
ciliar reabilitada há cinco anos à margem do Rio das Velhas/MG.
18
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
2. MATERIAL E MÉTODOS
2.1. Área de estudo
O Rio das Velhas é o maior tributário do Rio São Francisco e sua bacia está localizada na
região central do Estado de Minas Gerais, a qual é fortemente urbanizada e possui uma população
estimada em 4,5 milhões de habitantes distribuídos em 51 municípios (POLIGNANO et al., 2001).
A área de estudo faz parte do Programa de Revitalização da Bacia do Rio das Velhas/Projeto
Manuelzão, desenvolvido pela Universidade Federal de Minas Gerais, e situa-se a jusante da ponte
da BR-381 na divisa entre os municípios de Belo Horizonte e Sabará. O local é bastante antropizado,
estando nos arredores de um frigorífico e um bairro residencial. No ano de 2007, entre outras ações,
foi implantada uma “mata inundável” com cerca de 4680 m2 objetivando conter erosão do solo (Fig.
1).
O modelo de plantio utilizado foi o de zonas de amortecimento (SCHULTZ et al., 2004),
implantando-se três zonas: 01) de preservação arbórea adjacente ao curso de água, 02) de manejo
com espécies arbóreas e 03) de tamponamento e manejo do solo. Em cada zona foram plantadas
distintas espécies, listadas na Tabela 1.
Figura 1. Imagem de satélite da mata
ciliar reabilitada, foco deste trabalho,
no Rio das Velhas, Sabará/MG, com
detalhes das zonas de amortecimento
(imagem superior), e da região no
entorno (imagem inferior). Fonte:
Google Earth, data das imagens:
30/06/2012.
19
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de mata
ciliar inundável no Rio das Velhas, Sabará, MG. Fonte: Projeto fornecido pela Prof.ª Mª Rita S.
Muzzi, Departamento de Botânica/UFMG (2007).
ZONAS DE
ESPÉCIES PLANTADAS
PLANTIO
●Myrsine sp. (pororoca)
*Psidium guajava L. (goiaba)
●Miconia sp.
●Croton urucurana Baill. (sangra d’água)
◊Morus nigra L. (amoreira)
●Inga edulis Mart. (ingá de metro)
01
●Eugenia uniflora L. (pitanga)
●Inga vera Willd. (ingá)
●Psidium rufum Mart. ex DC. (goiabinha)
●Erythrina verna Vell. (eritrina)
●Piptadenia gonoacantha (Mart.)
J.F.Macbr. (pau jacaré)
02
●Inga edulis Mart. (ingá de metro)
●Centrolobium tomentosum Guillem. ex
Benth. (araribá)
●Luehea grandiflora Mart. & Zucc.
(açoita cavalo)
●Hymenaea courbanil L. (jatobá)
●Anadenanthera peregrina (L.) Speg.
(angico)
●Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze
(mimosa)
▪Samanea tubulosa (Benth.) Barneby &
J.W.Grimes (sete cascas)
03
●Acrocomia aculeata (Jacq.) Lodd. ex
Mart. (macaúba)
●Ceiba speciosa (A.St.-Hil.) Ravenna
(paineira)
●Handroanthus impetiginosus (Mart. ex
DC.) Mattos (ipê roxo)
●Cecropia sp. (embaúba)
●Peltophorum dubium (Spreng.) Taub.
(canfístula)
●Machaerium sp. (jacarandá)
●Machaerium hirtum (Vell.) Stellfeld
(jacarandá de espinho)
●Sterculia sp. (pau rei)
Herbáceas
(área geral)
●Arachis pintoi Krapov. & W.C.Greg.
●Miconia sp.
●Stylosanthes guianensis (Aubl.) Sw.
◊Helianthus annuus L.
●Piper umbelattum L.
●Tradescantia sp.
Legenda: ●Espécie nativa do Estado de Minas Gerais / *Naturalizada / ▪Nativa do Brasil, mas não de
Minas Gerais / ◊Exótica. Classificação a partir da Lista de Espécies da Flora do Brasil (2013).
2.2. Desenho amostral
Foram distribuídas aleatoriamente 15 parcelas de 10 m x 10 m (100 m2) cada, numeradas de
01 a 15, alocando-se cinco delas por zona de plantio. Inicialmente todos os indivíduos arbóreos
20
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
presentes nas parcelas foram marcados com lacre e número de identificação e, em seguida foi
medida a circunferência à altura do peito (CAP) a 1,30 m do solo, utilizando fita métrica, e a altura
estimada com auxílio de varas graduadas.
Os dados foram analisados em planilha própria para fitossociologia no software Microsoft
Excel versão 2010 obtendo-se os resultados de frequência, densidade, dominância, área basal e
índice de valor de importância (IVI) para cada espécie. Para verificar se haviam diferenças
significativas na estrutura da vegetação arbórea entre as três zonas de plantio utilizaram-se os testes
estatísticos ANOVA one-way e Kruskal-Wallis através do software PAST versão 2.16.
2.3. Coleta e identificação do material botânico
De novembro de 2011 a outubro de 2012 foram realizadas coletas de material botânico fértil
dos indivíduos arbóreos e de outros estratos da vegetação, sendo os espécimes posteriormente
identificados com o auxílio da literatura, por comparação em herbário ou por especialistas. A
classificação das famílias seguiu as normais da APG III (2009), e as espécies de acordo com a Lista de
Espécies da Flora do Brasil (2013). Todo o material coletado foi incorporado às coleções do Herbário
Prof. José Badini da Universidade Federal de Ouro Preto/MG.
As espécies foram classificadas quanto ao hábito em árvores, arbustos, herbáceas e
trepadeiras (JUDD et al., 2009), quanto à origem (nativas ou exóticas), e as arbóreas foram
classificadas quanto ao grupo ecológico em pioneiras (Pi) e não pioneiras (NP) com base nos
trabalhos de Gandolfi et al. (1995) e Martins (2011). Também foram realizadas comparações entre a
lista de espécies plantadas na área no ano de 2007 e a listagem atual (check list), além de realizado o
coeficiente de similaridade de Jaccard para verificar a similaridade entre as duas listagens.
3. RESULTADOS
Ao todo foram registrados 219 indivíduos arbóreos vivos e apenas um morto, distribuídos em
10 famílias, 20 espécies, e sete morfoespécies (Tab. 2). Não houve nenhum registro das espécies
Acrocomia aculeata (macaúba), Hymenaea courbaril (jatobá) e Sterculia sp. (pau rei), salientando-se
que as mesmas não estavam entre as morfoespécies. Por outro lado, registraram-se três novas
ocorrências: Leucaena leucocephala, Melia azedarach e Tecoma stans.
Notou-se aumento progressivo na abundância de indivíduos da zona 01 para a zona 03, pois
a zona 01, próxima ao curso de água, conteve 18% dos indivíduos arbóreos, enquanto a zona 02,
intermediária, apresentou 35%, e quase metade dos indivíduos foram encontrados na zona 03 (47%),
mais afastada do rio.
21
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
A altura média das árvores foi de 5,4 m (DP±1,8 m) e o diâmetro de seus troncos de 7,4 cm
(±4,4 m). Os indivíduos da zona 03 mostraram-se um pouco mais altos, com média de 5,7 m e
diâmetro de 7,4 cm; enquanto os da zona 01 tiveram altura média de 5,5 m e DAP de 8,0 cm, e os da
zona intermediária apresentaram menor altura e diâmetro, 4,9 m e 6,7 cm, respectivamente. A
densidade e a área basal total estimada foram de 470,1 ind.ha e 12547,1 m2ha-1, respectivamente.
O diâmetro à altura do peito não variou entre as zonas de plantio 01 e 02, mas ambas
diferiram significativamente da zona 03 (p<0,01). Já para área basal houve diferença nos valores
entre as zonas 01 e 02 (p<0,05), e também para altura entre as três zonas (p<0,05), sugerindo que os
indivíduos plantados estão acumulando biomassa de forma distinta entre as zonas de plantio.
As espécies mais abundantes foram Croton urucurana com 28 indivíduos, Mimosa
bimucronata e Piptadenia gonoacantha com 27 indivíduos cada, e Samanaea tubulosa com 21
indivíduos. Juntas, essas quatro espécies compuseram 47% da amostra arbórea total. Entre as
espécies menos abundantes encontraram-se Cecropia sp. e Eugenia uniflora, ambas com apenas um
indivíduo registrado (Tab. 2).
Croton urucurana também se destacou com elevada área basal (2351,2 m2ha-1), densidade
relativa (12,7%) e dominância (19%), sendo assim a espécie de maior importância fitossociológica na
área de estudo (13,7%). Em seguida, quanto a esses mesmos parâmetros destacaram-se Samanea
tubulosa e Piptadenia gonoacantha (Tab. 2). Já Luehea grandiflora, apesar de não estar entre as
quatro espécies com maior dominância absoluta e relativa, foi a mais frequente (10,2%) estando
presente em 11 das 15 parcelas amostrais (Tab. 2).
Considerando agora todos os hábitos de vida, foram encontradas 28 famílias e 106 espécies
na área, mas como pode ser verificado na Tabela 3, a maior parte das espécies foram ervas (72%),
com reduzido número de trepadeiras (7%) e arbustos (3%). Não foram registrados indivíduos das seis
espécies herbáceas plantadas durante a execução do projeto (Tab. 1 e 3). O índice de similaridade
florística entre as duas listagens de espécies foi de J’ = 0,14.
22
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Tabela 2. Dados fitossociológicos das espécies arbóreas registradas na mata ciliar inundável à margem do Rio das Velhas, Sabará, MG.
Grupo
Nº
Área basal
DoA
DoR
FR
DA
DR
IVI
Espécie
Família
FA
2
-1
2
-1
-1
ecológico
ind.
(m /ha )
(m .ha )
(%)
(%)
(ind.ha )
(%)
(%)
Croton urucurana
Euphorbiaceae
Pi
28
2351,2
5024
19,0 66,7
9,3
59,8
12,7 13,6
Piptadenia gonoacantha
Fabaceae
NP
27
1597,5
3413
12,9 66,7
9,3
57,7
12,3 11,6
Samanea tubulosa
Fabaceae
Pi
21
1754,9
3750
14,2 60,0
8,3
44,9
9,5
10,7
Mimosa bimucronata
Fabaceae
Pi
27
1244,5
2659
10,0 40,0
5,6
57,7
12,3
9,2
Centrolobium tomentosum
Fabaceae
NP
17
1059,5
2264
8,5
46,7
6,5
36,3
7,7
7,7
Luehea grandiflora
Malvaceae
NP
17
568,2
1214
4,6
73,3 10,2
36,3
7,7
7,5
Morus nigra
Moraceae
Exótica
17
682,8
1459
5,5
53,3
7,4
36,3
7,7
6,9
Ceiba speciosa
Malvaceae
NP
07
662,0
1415
5,3
40,0
5,6
15,0
3,2
4,7
Handroanthus impetiginosus
Bignoniaceae
NP
08
264,6
565
2,1
33,3
4,6
17,1
3,6
3,5
Inga edulis
Fabaceae
NP
06
226,4
484
1,8
33,3
4,6
12,8
2,7
3,1
Peltophorum dubium
Fabaceae
NP
06
439,9
940
3,5
20,0
2,8
12,8
2,7
3,0
Erythrina speciosa
Fabaceae
Pi
06
190,2
406
1,5
26,7
3,7
12,8
2,7
2,6
Melia azedarach
Meliaceae
Exótica
02
637,9
1363
5,1
13,3
1,9
4,3
0,9
2,6
Tecoma stans
Bignoniaceae
Exótica
05
104,8
224
0,8
26,7
3,7
10,7
2,3
2,3
Indet. 01
04
36,0
77
0,3
13,3
1,9
8,5
1,8
1,3
Leucaena leucocephala
Fabaceae
Exótica
03
2,0
4
0,0
13,3
1,9
6,4
1,4
1,1
Indet. 02
03
26,1
56
0,2
13,3
1,9
6,4
1,4
1,1
Psidium sp.
Myrtaceae
NP
02
37,2
79
0,3
13,3
1,9
4,3
0,9
1,0
Myrsine sp.
Primulaceae
NP
02
15,4
33
0,1
13,3
1,9
4,3
0,9
1,0
Machaerium sp.
Fabaceae
NP
02
116,8
250
0,9
6,7
0,9
4,3
0,9
0,9
Indet. 06
01
161,1
344
1,3
6,7
0,9
2,1
0,5
0,9
Indet. 04
03
24,0
51
0,2
6,7
0,9
6,4
1,4
0,8
Cecropia sp.
Urticaceae
Pi
01
86,7
185
0,7
6,7
0,9
2,1
0,5
0,7
Eugenia uniflora
Myrtaceae
NP
01
36,8
79
0,3
6,7
0,9
2,1
0,5
0,6
Indet. 03
02
11,5
25
0,1
6,7
0,9
4,3
0,9
0,6
Indet. 07
01
38,5
82
0,3
6,7
0,9
2,1
0,5
0,6
Indet. 05
01
20,4
44
0,2
6,7
0,9
2,1
0,5
0,5
Legenda: Pi: Pioneira; NP: não pioneira; nº ind.: número de indivíduos; indet.: indeterminada; DoA: dominância absoluta; DoR: dominância relativa; FA:
frequência absoluta; FR: frequência relativa; DA: densidade absoluta; DR: densidade relativa; IVI: índice de valor de importância.
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Tabela 3. Lista de espécies registradas na área reabilitada, após cinco anos do plantio, à margem
do Rio das Velhas, município de Sabará, MG, classificadas quanto à forma de vida.
N
ESPÉCIE
AUTOR
FAMÍLIA
HÁBITO
-
Urticaceae
Arbórea
01
Cecropia sp.
02
Ceiba speciosa
(A.St.-Hil.) Ravenna
Malvaceae
Arbórea
03
Centrolobium tomentosum
Guillem. ex Benth.
Fabaceae
Arbórea
04
Croton urucurana
Baill.
Euphorbiaceae
Arbórea
05
Erythrina speciosa
Andrews
Fabaceae
Arbórea
06
Eugenia uniflora
Linnaeus
Myrtaceae
Arbórea
07
Handroanthus
impetiginosus
(Mart. Ex DC.) Mattos
Bignoniaceae
Arbórea
08
Inga edulis
Mart.
Fabaceae
Arbórea
09
Leucaena leucocephala*◊
(Lam.) de Wit
Fabaceae
Arbórea
10
Luehea grandiflora*
Mart. & Zucc.
Malvaceae
Arbórea
11
Machaerium sp.
Fabaceae
Arbórea
12
Melia azedarach*
Linnaeus
Meliaceae
Arbórea
13
Mimosa bimucronata
(DC.) Kuntze
Fabaceae
Arbórea
14
Morus nigra*
Linnaeus
Moraceae
Arbórea
15
Peltophorum dubium
(Spreng.) Taub.
Fabaceae
Arbórea
16
Piptadenia gonoacantha
(Mart.) J.F.Macbr.
Fabaceae
Arbórea
17
Psidium sp.
-
Myrtaceae
Arbórea
18
Myrsine sp.
-
Primulaceae
Arbórea
19
Samanea tubulosa
(Benth.) Barneby &
J.W.Grimes
Fabaceae
Arbórea
20
Tecoma stans*◊
(L.) Juss ex Kunth
Bignoniaceae
Arbórea
21
Acnistus arborescens◊
Linnaeus
Solanaceae
Arbustiva
22
Ricinus communis*◊
Linnaeus
Euphorbiaceae
Arbustiva
23
Solanum
granulosoleprosum
Dunal
Solanaceae
Arbustiva
24
Acmella uliginosa
(Sw.) Cass
Asteraceae
Herbácea
25
Ageratum conyzoides◊
Linnaeus
Asteraceae
Herbácea
26
Ageratum myriadenium
(Sch.Bip. Ex Baker)
R.M. King e H. Rob
Asteraceae
Herbácea
27
Alternanthera brasiliana◊
(L.) Kuntze
Amaranthaceae
Herbácea
28
Alternanthera sp.
Amaranthaceae
Herbácea
29
Alternanthera tenella◊
Colla
Amaranthaceae
Herbácea
30
Amaranthus lividus*◊
Linnaeus
Amaranthaceae
Herbácea
-
-
24
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
31
Apium leptophyllum*◊
(Pers.) F. Muell. Ex
Benth.
32
Bidens pilosa●◊
Linnaeus
33
Cardamine bonariensis*◊
Pers.
34
Cenchrus echinatus◊
Linnaeus
35
Chamaesyce hirta◊
(L.) Millsp.
36
Chaptalia nutans◊
37
Apiaceae
Herbácea
Asteraceae
Herbácea
Brassicaceae
Herbácea
Poaceae
Herbácea
Euphorbiaceae
Herbácea
(L.) Pol.
Asteraceae
Herbácea
Commelina benghalensis◊
Linnaeus
Commelinaceae
Herbácea
38
Commelina diffusa◊
Burm.f.
Commelinaceae
Herbácea
39
Conyza canadensis◊
(L.) Cronquist
Asteraceae
Herbácea
40
Conyza sp.
Asteraceae
Herbácea
41
Cuphea carthagenensis◊
(Jacq.) J.Macbr.
Lythraceae
Herbácea
42
Kyllinga brevifolius◊
Rottb.
Cyperaceae
Herbácea
43
Cyperus esculentus◊
Linnaeus
Cyperaceae
Herbácea
44
Cyperus rotundus◊
Linnaeus
Cyperaceae
Herbácea
45
Cyperus sp.
Cyperaceae
Herbácea
46
Cyperus surinamensis◊
Rottb.
Cyperaceae
Herbácea
47
Digitaria ciliares●◊
(Retz.) Koeler
Poaceae
Herbácea
48
Digitaria sp.
Poaceae
Herbácea
49
Eclipta alba◊
(L.) Hassk.
Asteraceae
Herbácea
50
Eclipta prostrata◊
Linnaeus
Asteraceae
Herbácea
51
Eleusine indica◊
(L.) Gaertn
Poaceae
Herbácea
52
Emilia fosbergii◊
Nicolson
Asteraceae
Herbácea
53
Eragrostis pilosa●◊
(L.) P.Beauv.
Poaceae
Herbácea
54
Euphorbia heterophylla◊
Linnaeus
Euphorbiaceae
Herbácea
55
Euphorbia hirta◊
Linnaeus
Euphorbiaceae
Herbácea
56
Euphorbia prostrata◊
Aiton
Euphorbiaceae
Herbácea
57
Galinsoga quadriradiata●◊
Ruiz & Pav.
Asteraceae
Herbácea
58
Gnaphalium purpureum◊
Linnaeus
Asteraceae
Herbácea
59
Indeterminada 01
-
Brassicaceae
Herbácea
60
Indeterminada 10
-
Indeterminada
Herbácea
61
Indeterminada 11
-
Solanaceae
Herbácea
62
Indeterminada 12
-
Solanaceae
Herbácea
63
Indeterminada 13
-
Poaceae
Herbácea
64
Indeterminada 14
-
Indeterminada
Herbácea
65
Indeterminada 15
-
Poaceae
Herbácea
-
-
-
25
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
66
Indeterminada 16
-
Indeterminada
Herbácea
67
Indeterminada 17
-
Indeterminada
Herbácea
68
Indeterminada 18
-
Indeterminada
Herbácea
69
Indeterminada 02
-
Indeterminada
Herbácea
70
Indeterminada 03
-
Polygonaceae
Herbácea
71
Indeterminada 04
-
Poaceae
Herbácea
72
Indeterminada 05
-
Indeterminada
Herbácea
73
Indeterminada 06
-
Indeterminada
Herbácea
74
Indeterminada 07
-
Indeterminada
Herbácea
75
Indeterminada 08
-
Poaceae
Herbácea
76
Indeterminada 09
-
Poaceae
Herbácea
77
Lepidium virginicum●◊
Linnaeus
Brassicaceae
Herbácea
78
Ludwigia octovalvis◊
(Jacq.) R. H. Raven
Onagraceae
Herbácea
79
Ludwigia suffruticosa◊
Linnaeus
Onagraceae
Herbácea
80
Megathyrsus maximus●
(Jacq.) B.K.Simon &
S.W.L.Jacobs
Poaceae
Herbácea
81
Melampodium
perfoliatum◊
(Cav.) Kunth.
Asteraceae
Herbácea
82
Mitracarpus hirtus◊
(L.) DC
Rubiaceae
Herbácea
83
Parthenium
hysterophorus●◊
Linnaeus
Asteraceae
Herbácea
84
Cenchrus purpureus●
(Schumach.) Morrone
Poaceae
Herbácea
85
Phyllanthus niruri◊
Linnaeus
Phyllanthaceae
Herbácea
86
Physalis pubescens◊
Linnaeus
Solanaceae
Herbácea
87
Plantago major●◊
Linnaeus
Plantaginaceae
Herbácea
88
Polygonum capitatum●
Buch.-Ham. ex D.Don
Polygonaceae
Herbácea
89
Polygonum persicaria◊
Linnaeus
Polygonaceae
Herbácea
90
Scoparia dulcis◊
Linnaeus
Plantaginaceae
Herbácea
91
Setaria parviflora◊
(Poir.) Kerguélen
Poaceae
Herbácea
92
Sida glaziovii◊
K. Schum
Malvaceae
Herbácea
93
Sigesbeckia orientalis●◊
Linnaeus
Asteraceae
Herbácea
94
Solanum americanum◊
Mill.
Solanaceae
Herbácea
95
Solanum lycopersicum◊
Linnaeus
Solanaceae
Herbácea
96
Solanum sp.
Solanaceae
Herbácea
97
Sonchus oleraceus◊
Linnaeus
Asteraceae
Herbácea
98
Stemodia trifoliata
(Link.) Rchb.
Plantaginaceae
Herbácea
-
26
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
99
Verbena litoralis◊
Kunth
Verbenaceae
Herbácea
100
Cissus verticillata
(L.) Nicolson & C.E.
Jarvis
Vitaceae
Trepadeira
101
Ipomoea alba◊
Linnaeus
Convolvulaceae
Trepadeira
102
Ipomoea cairica◊
(L.) Sweet.
Convolvulaceae
Trepadeira
103
Ipomoea grandifolia
(Dammer) O'Donell
Convolvulaceae
Trepadeira
104
Momordica charantia●◊
Linnaeus
Cucurbitaceae
Trepadeira
105
Mucuna pruriens
(L.) DC
Fabaceae
Trepadeira
106
Struthanthus flexicaulis
Mart.
Loranthaceae
Hemiparasi
ta
Legenda: *espécies exóticas / ●espécies naturalizadas; segundo a Lista de Espécies da Flora do
Brasil (2013). ◊consideradas plantas daninhas; segundo Lorenzi (2008b).
4. DISCUSSÃO
Verificou-se que nem todas as espécies arbóreas implantadas perpetuaram na área, sendo
que destas, Acrocomia aculeata e Hymenaea courbaril, embora sejam recomendadas para
recuperação de matas ciliares, são indicadas para plantios em solos bem drenados (MARTINS, 2011).
Talvez por este motivo, estas espécies não se fixaram na floresta reabilitada, pois a mesma é
parcialmente inundada durante a estação chuvosa. Outro fator é que são duas espécies não
pioneiras, ou seja, de crescimento lento, e podem não ter sobrevivido devido a competição por
recursos com as espécies pioneiras.
Ao contrário, cresceram espontaneamente na área, provavelmente a partir de sementes de
alguns espécimes presentes em terreno baldio adjacente ao local de estudo, as exóticas Leucaena
leucocephala, Melia azedarach e Tecoma stans, invasoras e produtoras de grande quantidade de
sementes que facilitam sua dispersão (LORENZI et al., 2003). Socolowski et al. (2008), estudando os
efeitos da luz e temperatura sobre a germinação de T. stans, por exemplo, concluíram que a
germinação e o recrutamento das plântulas ocorre significativamente em ambientes ensolarados,
confirmando sua capacidade invasora. Quanto a L. leucocephala, esta tem sido evitada em projetos
de restauração ecológica por se tratar de uma espécie muito agressiva, de crescimento rápido e com
potencialidade de inibição da sucessão secundária (MARTINS, 2011), embora Costa e Durigan (2010),
em avaliação de um plantio de reabilitação com esta espécie, tenham mostrado que ela não se
comportou como invasora, mas sim como ruderal, ou seja, uma espécie adaptada à perturbação, que
coloniza fragmentos abertos rapidamente, tem ciclo reprodutivo rápido e precisa de perturbações
para permanecer no sistema (RICKLEFS, 2010).
27
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Padrão semelhante de mudança florística foi averiguado em uma comunidade na Caatinga,
após cinco anos da primeira avaliação da área, onde o número de espécies arbóreo-arbustivas
passou de 27 para 28, com desaparecimento de uma e surgimento de duas espécies (CAVALCANTI et
al., 2009).
O aumento no número de indivíduos da zona 01 para a zona 03 deve estar associado ao fato
de a área sofrer inundações temporárias, frequentes na estação chuvosa, estabelecendo forte
pressão de seleção sobre as plantas, principalmente na zona mais próxima do leito. Observou-se, por
exemplo, a presença de apenas um indivíduo de Myrsine sp. e Psidium sp. próximos ao rio, mas um
número maior de espécimes dessas plantas foram utilizados no projeto, como constatado no
protocolo de plantio. A baixa presença de indivíduos dessas espécies na área pode estar relacionada
a uma alta sensibilidade das mesmas a fatores bióticos (como a competição com espécies invasoras),
ambientais ou geomórficos, expressando mudanças locais através de padrões na sobrevivência,
crescimento e propagação dos indivíduos na comunidade vegetal (BOWERS & BOUTIN, 2008).
É reconhecido que algumas espécies vegetais são sensíveis a inundações enquanto outras
são mais resistentes, como a Erythrina speciosa que teve 100% de sobrevivência até 60 dias em
experimentos de inundação (MEDINA et al., 2009). Além disso, as mudanças nas características do
solo são também responsáveis por influenciar a distribuição de espécies em comunidades vegetais
de regiões ribeirinhas (CARVALHO et al., 2009).
Ao comparar a estrutura arbórea com outros estudos, pode-se concluir que a floresta
implantada tende ainda a acumular biomassa e a aumentar em diâmetro, e a crescer verticalmente
atingindo alturas maiores. Por exemplo, tanto as estimativas de altura, mas especialmente do
diâmetro dos troncos, foram menores que as encontradas em um fragmento ciliar antropizado em
Rio Claro, SP, onde os valores foram de 7,5 m de altura e 17,2 cm de diâmetro (CARDOSO-LEITE et al.,
2004), e também em matas ciliares em Itutinga, MG, com altura média de 7,8 m e diâmetro de 12,2
cm (VAN DEN BERG & OLIVEIRA-FILHO, 2000). Além disso, a densidade de indivíduos também foi
menor do que em um fragmento de mata ciliar estudado por Battilani et al. (2005) no Rio da Prata,
MS, com 734,4 ind.ha. Porém, a densidade inferior certamente está relacionada ao modelo de
plantio utilizado com espaçamentos de 2x2 metros.
Analisando a distribuição de frequência das plantas por classes de diâmetro, verifica-se que
80% dos indivíduos amostrados ocorreram nas classes de 0 a 10 cm (Fig. 2), assemelhando-se aos
trabalhos de Oliveira et al. (2009) no rio Capibaribe Mirim, Aliança, PE, no qual 81% do total de
indivíduos também ocorreram nesta classe, e de Pinheiro & Monteiro (2009) no Jardim Botânico
Municipal de Bauru, SP, onde 76% das plantas encontravam-se nas menores classes de diâmetro.
28
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Contudo, este parâmetro não permite aferir se a frequência de indivíduos é elevada nesta classe de
diâmetro devido à idade (e maturidade) da floresta implantada, pois mesmo florestas antigas, de 60,
80 e 120 anos de idade, apresentam este padrão (SPOLIDORO, 2001).
120
100
Nº de indivíduos
100
80
74
60
35
40
20
8
2
1
20,1 - 25
25,1 - 30
0
0-5
5,1 - 10
10,1 - 15
15,1 - 20
Classes de diâmetro (cm)
Figura 2. Frequência de indivíduos arbóreos por classe de diâmetro na área reabilitada à
margem do Rio das Velhas, município de Sabará, MG, após cinco do plantio.
__________________________________________________________________________________
De acordo com a classificação em grupos ecológicos, do total de espécies identificadas, cinco
são pioneiras (25%) e 11 são não pioneiras (55%) (Tab. 2), podendo ser um indicativo do estágio
sucessional secundário inicial da floresta implantada. Por exemplo, entre as espécies mais
abundantes encontra-se Croton urucurana, que segundo Lorenzi (2008a), sua dominância pode ser
um indicativo de formações florestais secundárias, aonde esta espécie chega a formar populações
quase puras. Também, Piptadenia gonoacantha e Mimosa bimucronata são classificadas como
pioneira e não pioneira, respectivamente, sendo que P. gonoacantha ocorre indistintamente em
solos férteis e pobres, e M. bimucronata ocorre em solos úmidos e brejosos (LORENZI, 1998, 2008a).
As quatro espécies restantes foram exóticas (20%), sendo que Morus nigra foi plantada
durante a execução do projeto, com o objetivo de atrair a fauna com seus frutos suculentos, e Melia
azedarach parece não comprometer a estabilidade do ecossistema implantado, pois foram
encontrados poucos indivíduos na área. Já para Leucaena leucocephala e Tecoma stans deve ser
dada atenção especial, como discutido anteriormente, por serem espécies com potencial invasor.
Quanto às espécies pertencentes a outros hábitos (formas de vida), após cinco anos do
plantio, não foram encontradas as seis herbáceas plantadas (Tab. 1), o que pode ser um indicativo de
que talvez as mesmas não sejam propícias para plantio em matas ciliares inundáveis, ou
29
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
simplesmente por que já tenham cumprido sua função como pioneiras. A força, a frequência e a
duração das inundações influenciam na composição das comunidades vegetais, destacando-se a
duração destes eventos como importante fator na segregação de grupos de plantas (CASANOVA &
BROCK, 2000).
Entretanto, houve aumento expressivo de 76% da riqueza de espécies, principalmente de
outras herbáceas de ciclo de vida rápido. Por causa deste aumento expressivo na riqueza de
espécies, especialmente de ervas, as duas listagens de espécies apresentaram baixa similaridade
florística (J’ = 0,14). Segundo Martins et al. (2012), a incorporação de outros hábitos de vida em
projetos de restauração é muito importante para não haver a formação de florestas “vazias”, devido
à restauração apenas do estrato arbóreo, ainda que de alta diversidade.
Contudo, grande parte das espécies registradas foi de plantas daninhas (60%), pertencentes,
por exemplo, as famílias Asteraceae e Poaceae (Tab. 3), que podem comprometer a efetividade da
reabilitação ao competir com as espécies plantadas e causar um declínio na riqueza de espécies total
(LAMB & GILMOUR, 2003), ou mesmo inibir o crescimento de plântulas de espécies nativas. Além do
mais, florestas restauradas e ocupadas por gramíneas exóticas e invasoras têm o risco de incêndios
aumentado, especialmente em florestas sazonais, com posterior redução do recrutamento de
plantas arbóreas e favorecimento da expansão das gramíneas (LAMB et al., 2005). E além das ervas,
deve ser dada atenção a espécies parasitas, como Struthanthus flexicaulis (erva de passarinho),
também presente na área (Tab. 3), e que pode atrapalhar a recuperação florestal ao parasitar e
matar alguns indivíduos plantados.
As três espécies arbustivas encontradas (Acnistus arborescens, Ricinus communis e Solanum
granulosoleprosum) também são novas no local, destacando-se R. communis por ser exótica,
invasora e agressiva (LORENZI, 2008b). A abundância desta espécie vem aumentando com novos
indivíduos adentrando na mata reabilitada, pois existe uma fonte de propágulos num terreno baldio
próximo. É comprovado que matas ciliares associadas a áreas abertas no entorno são altamente
suscetíveis à colonização por plantas exóticas invasoras e outras espécies de pouco interesse para a
conservação (BOWERS & BOUTIN, 2008).
A colonização por plantas daninhas é um grande empecilho à restauração de áreas
degradadas. Em geral, qualquer planta daninha pode dificultar a recuperação da floresta implantada,
mas algumas espécies são mais problemáticas que outras, como por exemplo, aquelas que
substituem espécies nativas chave (e.g. espécies que têm um importante papel na manutenção da
composição da comunidade), ou aquelas que têm a capacidade de persistir indefinidamente, por
reprodução sexual ou assexual (LAMB & GILMOUR, 2003).
30
Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
De modo especial, as plantas daninhas que alteram a estrutura ou funções da comunidade,
por exemplo, espécies fixadoras de nitrogênio que podem modificar os níveis de fertilidade do solo,
são particularmente problemáticas (LAMB & GILMOUR, 2003), como é o caso de Leucaena
leucocephala. Além disso, algumas espécies exóticas invasoras podem modificar os ciclos ecológicos
naturais e afetar os serviços por eles prestados, como por exemplo, a redução da disponibilidade de
água, que tende a prejudicar o funcionamento do ecossistema ou, em alguns casos, afetar
populações humanas e atividades agrícolas (LEÃO et al., 2012).
5. CONCLUSÕES
De modo geral, a análise da estrutura do estrato arbóreo e a composição florística total
revelaram informações importantes sobre a área de estudo, constituindo-se em úteis indicadores do
estado atual de florestas restauradas/reabilitadas. Considerando apenas as árvores, houve pouca
mudança na composição de espécies e o estrato arbóreo tem ainda que se desenvolver
estruturalmente. Mas ao considerar todas as formas de vida em conjunto, verificou-se grande
aumento na riqueza de espécies, com elevada proporção de ervas daninhas, um indicativo da
suscetibilidade da mata implantada, pois as mesmas podem inibir a regeneração de novos indivíduos
arbóreos e de outras formas de vida nativas (MARTINS et al., 2012).
Como não existe uma regra geral para garantir o sucesso dos projetos de restauração, pois
tudo é função da intensidade da degradação, da formação vegetal em questão, da resiliência local,
da proximidade de remanescentes etc. (SANTOS JUNIOR, 2012), o controle das espécies exóticas e
invasoras torna-se imprescindível, além de serem realizadas avaliações futuras da área para
averiguar melhorias e, se possível, proceder à recuperação de novos trechos de matas ciliares
próximos à área fazendo a conexão entre eles.
Finalmente, como esclarecido por Martins (2011), não se pode cobrar elevada diversidade
biológica de projetos muito localizados cujo objetivo tenha sido proteger o solo e o rio dos efeitos
adversos da erosão, ainda mais se tratando de uma área bastante degradada. Contudo, garantir a
permanência da comunidade vegetal plantada é garantir também a persistência dos objetivos
alcançados.
6. AGRADECIMENTOS
Os autores agradecem a CAPES (Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível
Superior) pelo fomento da bolsa de mestrado à Vinícius Londe Ferreira.
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
31
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33
Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
APORTE DE SERAPILHEIRA COMO INDICADOR DE PRODUTIVIDADE E DO RESTABELECIMENTO DE
FUNÇÕES ECOLÓGICAS NUMA ÁREA REABILITADA NO RIO DAS VELHAS, MG
Vinícius LONDE1,2, Hildeberto C. de SOUSA1 & Alessandra R. KOZOVITS1
1
Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais, Departamento de Biodiversidade, Evolução e
Meio Ambiente, Universidade Federal de Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, MG, Brasil;
2
Autor para correspondência: [email protected]
34
Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Resumo. A produção anual de serapilheira é um importante indicador utilizado na avaliação de áreas
em processo de restauração, pois ajuda a determinar a devolução de nutrientes ao ecossistema.
Neste trabalho objetivou-se, através do estudo da deposição de serapilheira, avaliar a produtividade
de um trecho de mata ciliar reabilitado à margem do rio das Velhas, buscando-se ainda apontar
aplicações das frações não foliares como indicadores do restabelecimento de funções ecológicas na
área. Foram sorteadas 15 parcelas de 100m2 cada, divididas pelas zonas de plantio, onde foram
instalados coletores de serapilheira de 0,25 m2 de superfície. O material depositado nos coletores foi
amostrado durante 12 meses, triado, seco em estufa e pesado em balança de precisão. A produção
anual de serapilheira foi elevada (8,4 Mg.ha-1ano-1), equiparando-se a florestas primárias e
secundárias, e parece ser influenciada pela fitofisionomia e estágio sucessional inicial, mas mudanças
microclimáticas causadas por efeitos de borda também podem estar relacionadas. Além de
contribuírem com a produtividade, as frações partes reprodutivas e outros (fezes, restos de animais,
etc.) indicaram que nem todas as espécies plantadas estão se reproduzindo e que a avifauna, bem
como insetos, já estão presentes no local contribuindo com a diversidade funcional. Assim, a
deposição de serapilheira foi um bom indicador de produtividade e do retorno de funções ecológicas,
mas sugere-se utilizar outros indicadores em conjunto para se ter uma visão mais realística do
ecossistema estudado.
Palavras chave: indicadores vegetais; produção de serapilheira; restauração ecológica.
Abstract. The annual production of litterfall is a good indicator used to assess restored areas
permitting to perform comparisons between different areas. Therefore, this work aimed, through
deposition litterfall, to assess the productivity of a rehabilitated riparian zone stretch at Das Velhas
River, besides demonstrating applications of non-leaf fractions like reestablishment’ indicators of
ecological functions.. At random were selected 15 plots of 100m2 each divided by planting zones
where did were installed litterfall collectors of 0,25m2 surface. Deposited material of the collectors
sampled were during 12 months, segregated in four fractions, dry in stove and weighted in precision
scales. The annual production of litterfall were high (8.4 Mg.he-1.yr-1) and similar to primer and
secondary forests, being influenced by vegetation type and initial sucessional stage, but microclimate
changes caused by edge effects may be related too. Beyond contribute with productivity, the
fractions called “reproductive parts” and “others” (stool and animals remains, for example) showed
that nor all planting species are reproducing and both avifauna and insects are contributing with
functional diversity. As soon, litterfall were a helpful productivity’ indicator as well as the return of
ecological functions, but we suggest to use other indicators together to have a wide vision of studied
ecosystem.
Key words: plant indicators; litterfall production; restoration ecology.
35
Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
1. INTRODUÇÃO
Os projetos voltados à restauração ecológica de ecossistemas degradados têm aumentado
em todo o mundo e, quando bem sucedidos, tendem a restaurar os serviços ecossistêmicos e a
contribuir com a conservação biológica (CHAZDON, 2008). Especialmente em áreas de matas ciliares,
diversas metodologias de restauração vêm sendo aplicadas, principalmente em resposta a questões
de legalizações fundiárias ou devido à crescente necessidade de se resolver problemas hídricos
ocasionados por sua destruição no passado (RODRIGUES & NAVE, 2004).
O sucesso de um projeto de restauração, entretanto, é muitas vezes difícil de ser estimado,
principalmente durantes as fases iniciais após a sua implantação. É importante escolher indicadores
de avaliação e monitoramento, que possam auxiliar a verificação se o projeto necessita de novas
interferências, ou mesmo ser redirecionado, objetivando acelerar os processos de sucessão e a
recuperação das funções ciliares (MARTINS, 2011). O monitoramento é considerado como uma parte
essencial de muitos planos de conservação e de avaliação de recursos (COUSINS & LINDBORG, 2004).
Em matas ciliares restauradas cuja comunidade vegetal já está formada (quatro anos ou mais
pós-plantio), a efetividade da restauração pode ser avaliada em relação a seus aspectos fisionômicos,
como, por exemplo, pela estratificação vegetal, mas também pela ciclagem de nutrientes
(BRANCALION et al., 2012). Neste caso, a quantificação da deposição de serapilheira é em geral um
excelente indicador da produtividade e da ciclagem de nutrientes, possibilitando ainda a comparação
com estudos realizados em outras florestas (MARTINS, 2011).
A deposição de serapilheira em matas ciliares indica a capacidade do ecossistema em
capturar os nutrientes do solo e transformá-los em biomassa vegetal destinada a suprir a energia
para o funcionamento das cadeias alimentares dos sistemas terrestres e aquáticos (POGGIANI, 2012).
Para serem consideradas restauradas, espera-se que florestas ciliares plantadas apresentem valores
de produtividade semelhantes aos mensurados em florestas ciliares primárias (SER, 2004). Além
disso, estudos mais detalhados das frações de serapilheira e de sua distribuição espacial na área
restaurada podem trazer informações complementares relevantes, que auxiliem na identificação de
efeitos de borda, por exemplo (VIDAL et al., 2007) e de outros parâmetros da dinâmica florestal,
como o investimento reprodutivo das árvores.
Neste contexto, o presente estudo objetivou avaliar, através da deposição de serapilheira, o
sucesso da reabilitação de um trecho de mata ciliar à margem do rio das Velhas, e verificar se as
frações não-foliares de serapilheira podem ser utilizadas como indicadores do estabelecimento de
funções ecológicas na área.
36
Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
2. MATERIAL E MÉTODOS
2.1. Área de estudo
O rio das Velhas é o maior tributário do rio São Francisco e sua bacia está localizada na região
central do Estado de Minas Gerais, a qual é fortemente urbanizada possuindo uma população
estimada em 4,5 milhões de habitantes, distribuídos em 51 municípios (POLIGNANO et al., 2001).
A área de estudo faz parte do Programa de Revitalização da Bacia do rio das Velhas/Projeto
Manuelzão, desenvolvido pela Universidade Federal de Minas Gerais, e situa-se a jusante da ponte
da BR-381, na divisa dos municípios de Belo Horizonte e Sabará. A região é bastante antropizada,
tendo nos arredores um frigorífico e um bairro residencial. No ano de 2007, entre outras ações, foi
implantada uma “mata inundável” com 0,47 ha, localizada entre as coordenadas 19°50’22.35”S e
43°51’59.20”W, objetivando conter a erosão do solo.
Foi feita terraplanagem no local, depositado solo alóctone e posteriormente realizado o
plantio das mudas (nativas e frutíferas exóticas) utilizando o sistema de plantio baseado nos estudos
de Schultz et al. (2004), implantando-se o modelo de “zonas de amortecimento”, sendo elas: zona 01
- de preservação arbórea adjacente ao curso de água; zona 02 - de manejo com espécies arbóreas e;
zona 03 – de tamponamento e manejo do solo.
2.2. Delineamento experimental
Inicialmente foram sorteadas 15 parcelas permanentes de 100 m2 cada, sendo cinco parcelas
em cada zona de plantio, onde foram contabilizados e medidas a altura (com auxílio de varas
graduadas) e a circunferência a altura do peito (CAP ≥ a 10 cm a 1,30 m do solo, medida com fita
métrica) de todos os indivíduos arbóreos.
No centro de cada parcela foram instalados coletores de 0,25 m2 de superfície (coletores de
formato quadrado confeccionados com barras de ferro e tela de nylon com malha de 1 mm) a 80 cm
do solo para coleta de serapilheira. O material depositado no interior dos coletores foi amostrado
mensalmente, de novembro de 2011 a outubro de 2012, sendo colocado em sacos plásticos
transparentes, devidamente identificados, transferido ao Laboratório de Anatomia Vegetal da
Universidade Federal de Ouro Preto e triado nas frações folhas, ramos, partes reprodutivas e outros
(restos de animais, fezes etc.).
Todo o material separado foi armazenado em sacos de papel identificados, secos em estufa a
65°C durante 48 h ou até atingirem peso constante, e pesado em balança de precisão para obtenção
da massa seca por fração (GOMES et al., 2010). Estimou-se a produção mensal de serapilheira, com
base no peso seco de cada fração, em kg.ha-1.mês-1. Depois, esses valores foram somados para
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Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
obtenção da produção anual de serapilheira em kg.ha-1.ano-1 (LONGHI et al., 2011), e finalmente
transformados em Mg.ha-1.ano-1.
Dados de precipitação mensal durante o período de estudo foram obtidos de uma estação
meteorológica automática localizada na região (Pampulha/BH), e mostram precipitações acima de
100 mm de novembro de 2011 a janeiro de 2012, e índice zero de precipitação nos meses de julho e
agosto de 2012 (Fig. 1).
Foram realizados testes de Shapiro-Wilk para verificar a normalidade dos dados, seguidos de
Anova one-way com Teste Tukey a posteriori a 5% de significância para averiguar diferenças entre as
frações da serapilheira, e Teste t de Student entre a produção de serapilheira nas parcelas amostrais
utilizando o software MINITAB versão 16.0.
Figura 1. Precipitação anual registrada em uma estação automática localizada na região da mata
ciliar reabilitada no rio das Velhas, Sabará, MG. Fonte: Instituto Nacional de Meteorologia.
__________________________________________________________________________________
3. RESULTADOS
Ao todo foram amostrados 220 indivíduos arbóreos pertencentes a 27 espécies e 10 famílias
com altura média de 5,4 m (±1,8 m), DAP de 7,4 cm (±4,4 cm), com densidade de 470,1 ind.ha-1 e
área basal total estimada de 12547,1 m2ha-1. A produção total anual de serapilheira foi de 8,4 Mg.ha1
ano-1 com dois picos de produtividade, o primeiro no final da estação chuvosa e outro mais
pronunciado no ápice da estação seca (Fig. 2). A serapilheira total foi composta por 65% de folhas,
17% de ramos, 16% de partes reprodutivas e 2% de outros componentes.
38
Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Figura 2. Produção total de serapilheira e por frações em cada mês ao longo de um ano na mata
ciliar reabilitada no leito do rio das Velhas, Sabará, MG.
___________________________________________________________________________
A produção de serapilheira distinguiu-se entre as 15 parcelas (t=14,17; p<0,01), destacandose as parcelas 04 e 08 com maior deposição, e a 05 com a menor produção durante os 12 meses de
amostragem (Fig. 3). Já entre as zonas de plantio não houve diferença significativa de produtividade,
mas pôde-se observar que a zona 02 (intermediária) teve valor um pouco maior de deposição de
material (9,3 Mg.ha-1), seguida da zona 01 e, por fim, da 03 (Fig. 3). Também não houve correlação
entre área basal e a produção de serapilheira (p>0,05).
4. DISCUSSÃO
A produção total de serapilheira da área reabilitada (8,4 Mg.ha-1ano-1) foi maior do que os
valores estimados em algumas matas ciliares primárias de Florestas Estacionais Semideciduais da
região oeste do Estado de São Paulo estudadas por Durigan et al. (1996) (6,4 kg.ha-1ano-1 para Assis;
8,8 kg.ha-1ano-1 Estação Marília I; 9,7 kg.ha-1ano-1 Tarumã e 11,1 kg.ha-1ano-1 Estação Marília II), e
também maior do que no cerrado sensu stricto (622 kg.ha-1ano-1), cerradão (1046 kg.ha-1ano-1) e
floresta de transição (6566 kg.ha-1ano-1) (SILVA et al., 2007). A produtividade foi menor do que em
uma floresta secundária (10,17 Mg.ha-1ano-1) e similar a uma área revegetada (8,98 Mg.ha-1ano-1),
ambas em Conceição de Macabu, RJ (MACHADO et al., 2008).
Segundo Martins (2011), a alta produção de serapilheira de áreas em avaliação constitui uma
evidência de que não devem estar ocorrendo problemas em nível de ciclagem de nutrientes, pois a
ciclagem inicia se com a deposição da serapilheira, em seguida sua decomposição e a liberação dos
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Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
nutrientes para o solo. Logo, a elevada deposição de serapilheira registrada para esta área de estudo
pode ser um indicador positivo e uma evidência do retorno de nutrientes minerais para o solo.
Figura 3. Produção de serapilheira total em cada parcela amostral na mata ciliar reabilitada no
leito do Rio das Velhas, Sabará, MG. Valores apresentados na borda superior indicam a média
por zona de plantio, lembrando que a zona 1 está mais próxima da margem do rio.
__________________________________________________________________________________
A produtividade de serapilheira pode ser influenciada por diversos fatores, por exemplo,
Portela e Santos (2007) estudando seis fragmentos florestais no Estado de São Paulo encontraram
relação positiva entre o tamanho dos fragmentos e a produção de serapilheira, havendo tendência
de maior deposição de serapilheira nos fragmentos maiores (8,90 Mg.ha-1ano-1 no interior e 8,76
Mg.ha-1ano-1 na borda do fragmento de 9.400 ha, e 7,26 Mg.ha-1ano-1 no interior e 7,27 Mg.ha-1ano-1
na borda de fragmentos de 14 ha, 18 ha a 30 ha). Ao contrário, Gomes et al. (2010) não registraram
esta relação em experimentos conduzidos em quatro remanescentes florestais no município de
Teresópolis, RJ, variando de 3,2 a 62 hectares. No fragmento estudado também parece não haver
esta relação, pois apesar de pequeno (< 1 ha), sua produtividade pode ser considerada grande em
relação aos demais estudos citados.
Logo, outros fatores devem ser mais relevantes na determinação da produtividade na área.
Naiman et al. (2005) afirmam que em matas ciliares de estágio sucessional primário, a produção de
serapilheira é maior do que em formações florestais maduras, pois a comunidade vegetal jovem
tende a investir ativamente em crescimento. Além do estágio sucessional, o tipo de fitofisionomia
também é determinante do aporte de serapilheira, como averiguado por Chave et al. (2010), em
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Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
levantamento da produtividade total de serapilheira em diversas áreas na América do Sul, onde as
florestas tropicais parcialmente inundáveis e as florestas primárias (média de 8,89 Mg.ha-1.ano-1 e
8,61 Mg.ha-1.ano-1, respectivamente) foram as que mais devolveram serapilheira para o solo,
seguidas das matas secundárias, que incluem áreas recentemente perturbadas, com média de 8,01
Mg.ha-1.ano-1. Ainda de acordo com os resultados apresentados por Chave et al. (2010), o fragmento
estudado teve valor intermediário de produção de serapilheira, entre as florestas primárias e as
florestas secundárias (8,4 Mg.ha-1.ano-1).
Os picos de produtividade de serapilheira relacionaram-se com a precipitação, onde se tem
duas estações climáticas bem definidas, uma com abundância de chuvas e outra com escassez
hídrica. O primeiro pico de deposição foi registrado em março quando a precipitação foi elevada, o
que pode causar a queda de material, principalmente em função de chuvas fortes (Fig. 1 e 2). Os
meses de julho e agosto, de maior produção, coincidiram com índice zero de precipitação (Fig. 1 e 2).
De acordo com Martins & Rodrigues (1999), o maior acúmulo de serapilheira no final do
período seco é uma resposta da comunidade vegetal ao estresse hídrico, principalmente pela queda
das folhas para reduzir a perda de água por transpiração. Contudo, a sazonalidade da produção de
serapilheira não é influenciada apenas pela umidade do solo, pois outros fatores como o
fotoperíodo, as variações na temperatura e a umidade relativa do ar também são importantes
(DURIGAN et al., 1996). Estes últimos fatores, por sua vez, podem ser causados pelos efeitos de
borda que modificam as condições microclimáticas. Vidal et al. (2007), por exemplo, evidenciaram
uma tendência de aumento na deposição de serapilheira das bordas para o interior de fragmentos
florestais, como resultado dos efeitos de borda. Na mata reabilitada não foi possível observar estas
diferenças (da borda para o interior), talvez porque ao considerar a área afetada por efeitos de borda
com valores entre 35 m a 100 m adentrando na mata (PRIMACK & RODRIGUES, 2001), o fragmento
estudado torna-se ele próprio o efeito de borda.
Em alguns casos, a deposição de serapilheira se relaciona com a estrutura da comunidade
vegetal, como, por exemplo, em uma floresta semidecídua na Estação Ecológica do Tripuí, em Ouro
Preto, MG, onde a maior produção de serapilheira foi associada à estrutura florestal e ao dossel mais
desenvolvido (WERNECK et al., 2001). Contudo, na área estudada não foi verificado este tipo de
relação, pois a zona 03 teve elevada área basal - 61,6 ind.ha-1 - e a menor deposição de serapilheira,
enquanto a zona 02 apresentou 49,4 ind.ha-1 e a maior produção desta.
Na mata reabilitada a produção de serapilheira parece estar mais associada com as espécies
plantadas do que com a estrutura da vegetação em si. Na zona 02, de maior produção, por exemplo,
havia vários indivíduos de Luehea grandiflora Mart. & Zucc., uma planta semidecídua, cujas folhas
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Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
são largas (8,5-20 cm) e compridas (10-21 cm), e que produz grande quantidade de sementes
anualmente (LORENZI, 2008). A zona 01 era abundante em Croton urucurana Bail., planta decídua,
heliófita, pioneira, típica de formações ciliares (LORENZI, 2008), enquanto na zona 03, menos
produtiva, ocorreram muitos indivíduos de Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze, espécie decídua, de
folhas compostas bipinadas e folíolos pequenos (LORENZI, 1998).
Após algumas inundações ocorrentes na estação chuvosa, observou-se que parte da camada
de serapilheira sobre a superfície do solo foi removida nas parcelas da zona 01, o que poderia levar
futuramente a uma redução da disponibilidade de nutrientes minerais para as plantas. Pagano e
Durigan (2009) ressaltam que a perda de nutrientes da mata ciliar devido à serapilheira arrastada
pelas inundações também deveria ser considerada nos estudos sobre produtividade dos
ecossistemas, pois sua ausência levaria a subestimação dos valores encontrados. Além disso, os
níveis de hidratação do solo determinam, pelo menos em parte, os processos envolvidos na ciclagem
de nutrientes em ecossistemas sujeitos a inundação (PINTO et al., 2009).
Em geral, as frações obtidas da serapilheira têm sido utilizadas apenas para cálculos de
produtividade, taxa de decomposição, e estimativas de quais nutrientes estão sendo devolvidos para
o solo (CUEVAS & LUGO, 1998; HANSEN et al., 2009; ODIWE & MUOGHALU, 2003; MASAHIRO et al.,
2011), dando-se menos atenção ao material que a compõe. Contudo, a segregação das frações da
serapilheira permite uma análise mais aprofundada deste indicador e fornece informações adicionais
e complementares ao estudo. Por exemplo, a fração folhas correspondeu a 65% da amostra total,
valor dentro da média registrada para a América do Sul, de 70,8% com desvio padrão de 8,5% (Chave
et al., 2010), e teve padrão de deposição similar a produção total (Fig. 2), possibilitando a utilização
desta fração como um indicador da produtividade total de serapilheira em distintos ecossistemas
(PINTO et al., 2009).
Ademais, a composição do material formador da serapilheira pode ser um indicador do
estado de conservação das florestas estudadas (GOMES et al., 2010). Em matas perturbadas, por
exemplo, acredita-se que a elevada deposição de folhas seja em detrimento do rápido crescimento e
renovação foliar de espécies pioneiras que canalizam os fotoassimilados para a produção vegetativa
(MARTINS & RODRIGUES, 1999).
Em áreas restauradas menores, ou onde foi plantado menor número de espécies, a
morfologia foliar possibilita ainda conhecer quais espécies estão contribuindo ativamente com a
deposição de folhas. Além disso, um maior volume de folhas torna-se estratégico para as árvores na
captação de nutrientes, pois as mesmas são a via mais concentrada e rápida de retorno de nutrientes
minerais para o substrato (PINTO et al., 2009).
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Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
A fração ramos foi a segunda maior na serapilheira ao longo do ano, sendo verificado um
pico de deposição no mês de agosto de 2012 (Fig. 1), provavelmente devido à ocorrência de ventos
fortes que quebram galhos das árvores, como também verificado por Martins e Rodrigues (1999)
numa floresta estacional semidecidual em Campinas, SP. Além do mais, a queda de ramos pode ser
um indicativo indireto da maturidade da comunidade vegetal, porque plantas jovens tenderiam a
perder ramos menores e em menor quantidade, enquanto em comunidades mais maduras a queda
seria maior, como verificado em um povoamento de Acacia mearnsii no Rio Grande do Sul
(SHUMACHER et al., 2003).
As partes reprodutivas (flores, frutos e sementes) corresponderam a 16% do peso seco total,
sendo que forte contribuição a esta fração foi dada pela espécie exótica Melia azedarach L.,
produtora de numerosos frutos, mas também por Croton urucurana Bail. que foi a espécie de maior
importância fitossociológica na área (Londe et al. in prep.), florescendo e frutificando durante vários
meses.
A análise dos órgãos reprodutivos também evidenciou que nem todas as árvores estão
reproduzindo, pois foi encontrado material de poucas espécies, provavelmente porque ainda não
tenham atingido a idade reprodutiva. Assim, a serapilheira além de ser um importante indicador de
produtividade do ecossistema (POGGIANI, 2012), pode ainda ser utilizada para verificar se as
espécies plantadas estão se reproduzindo, quais estão e em qual idade após a implantação do
projeto de restauração, principalmente aqueles direcionados a áreas bastante degradadas e/ou
locais onde foi utilizado menor número de espécies.
A fração “outros” foi a menos contributiva com a serapilheira total, apenas 2%, e
correspondeu basicamente a fezes de animais e insetos. Contudo, mesmo em quantidade ínfima,
esta fração indicou a presença da avifauna na área (pelas fezes e penas), meio fundamental na
dispersão de propágulos para áreas restauradas (VOLPADO et al. 2012), bem como de organismos da
macro e megafauna decompositora, responsáveis principalmente pela trituração de restos vegetais
(BEGON et al. 2007), por exemplo, dípteros e coleópteros, além de outros associados como
araneídeos carnívoros que se alimentam dos trituradores.
5. CONCLUSÕES
A deposição de serapilheira encontrada para a mata reabilitada foi alta e indicou que, em
termos de produtividade, parece não haver problemas na comunidade vegetal implantada. O estágio
sucessional inicial e a fitofisionomia parecem estar contribuindo com a elevada produtividade de
serapilheira, mas talvez outros fatores ocasionados por efeitos de borda também sejam relevantes.
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Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Assim, aconselha-se, quando possível, proceder à restauração de trechos maiores de mata ciliar (ou
demais ecossistemas) para evitar estes efeitos adversos.
A deposição de serapilheira foi um bom indicador de produtividade do ecossistema
estudado, mas sua utilização sozinha, na avaliação de áreas, pode mascarar a realidade do
ecossistema em termos de composição e estrutura, como por exemplo, quais espécies estão
estabelecidas, se são nativas, exóticas e/ou invasoras. Para suprir esta lacuna é interessante utilizar
outros indicadores, além da serapilheira, tais como, os indivíduos jovens regenerantes e a riqueza de
espécies arbóreo-arbustivas adultas estabelecidas.
Em geral, a serapilheira tem sido utilizada como indicador de produtividade e ciclagem de
nutrientes, mas verificou-se que uma observação mais cuidadosa de suas frações pode revelar
informações adicionais sobre o ecossistema que está sendo avaliado, como quais espécies já estão
reproduzindo, se outros grupos estão presentes na área, por exemplo, a avifauna, muito importante
na dispersão, e organismos menores que participam da decomposição da matéria orgânica morta.
A ciclagem de nutrientes fornece ainda informações relevantes acerca da resiliência do
ecossistema restaurado, como, por exemplo, na determinação de como os componentes orgânicos e
inorgânicos estão disponíveis para os organismos persistirem no ecossistema (JAEN-RUIZ & AIDE,
2005). Assim, a elevada produção de serapilheira também pode auxiliar no restabelecimento da
resiliência da área estudada.
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46
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
EVALUATION OF A FIVE-YEAR-OLD REHABILITATED RIPARIAN ZONE: IS IT ALREADY SUSTAINABLE?
Vinícius LONDE1, 2, Hildeberto C. de SOUSA1 & Alessandra R. KOZOVITS1
1
Post-graduation Program in Ecology of Tropical Biomes, Department of Biodiversity, Evolution and
Environment, Federal University of Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, Minas Gerais, Brazil;
2
Author for correspondence: [email protected]
47
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Abstract. Vegetal indicators are used to evaluate if the rehabilitation projects have had success or if
adjustments need to be done to achieve the sustainability. The objective of this paper was to verify
the effectiveness of a five-year-old rehabilitated area using some vegetal functionality indicators and
ecosystem’s structure. We allocated five plots (100m2 each) by planted buffer zones (1, 2 and 3) in
which hemispherical photographs were taken to calculate the canopy openness; all seedlings from
natural regeneration were also sampled; topsoil samples were collected in three distinct dates to
estimate the seed bank; and analyze the seed rain during a year. The forest presented little canopy
openness evidencing that tree crowns are closed, but with significant leaves falling during the dry
season, that modifies the light regime over the soil and acts as a selection factor over the understory
vegetation. We recorded 192 regenerating individuals and most of them belonged to exotic/invasive
species that may compromise the success of the rehabilitation. 87 species were founded in the three
seed banks with high abundance of weed herbs in both planting zones (mean 86%), and only six
arboreal species germinated, half of the exotic ones which were not planted. From those planted
arboreal species, only three were already contributing to the seed bank soil. About seed rain, the
planting zone 3 produced 72% of total seeds, and 642 seedlings emerged, but belongs only to 10
species in which five were exotics. Between exotic trees present in the indicators, the Leucaena
leucocephala deserves special attention due its invasive potential and competition with indigenous
species. We can conclude that, except by the canopy openness, others vegetal indicators showed the
unsustainability of riparian zone and the requirement of intervention for maintenance of ecological
services, such as contain the erosion, and not to stagnate the secondary succession in a primary
stage.
Keywords: ecological restoration; effectiveness; vegetal indicators.
48
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
1. INTRODUCTION
The restoration ecology assists on the reestablishment of an ecosystem that was degraded,
damaged or destroyed, frequently, by direct result of human actions. Restoration is an activity that
starts or speeds the recovery of an ecosystem regarding its health, integrity and sustainability (SER,
2004). The intervention method will depend both on type and extension of the damage, and the
more degraded and lost the ecosystem process is, the more expensive will be the restoration
(HOBBS, 2007).
Within restoration ecology, some typical terms have been used to describe the actions.
Reclamation is used for situations in which productivity or structure is regained but biodiversity is
not; restoration, however, is used when the intention is to recreate an ecosystem as close as possible
to one primary existed at the site; and rehabilitation refers to reestablishing the productivity and
some plant and animal species originally present, as well as the protective function and ecological
services (LAMB & GILMOUR, 2003). In this context, the restoration of riparian zones is one of the
most important actions so it can restore some functions to these ecosystems, such as nutrient
cycling, improvement of water quality and avoid erosion process (LIMA & ZAKIA, 2004; PRIMO & VAZ,
2006).
After the establishment of restoration projects, indicators are used to evaluate, in the field, if
the proposals were properly executed and to redefine the environmental trajectory of the area in
process of restoration when it exhibits a decline or evidences of low potentiality for future
sustainability (BRANCALION et al., 2012). However, ecological systems are difficult to understand and
measure because they are composed by complex biological and physical components, so, for
measuring ecosystem integrity, multiple levels of information are needed, that incorporate several
dimensions of the system (ANDREASEN et al., 2001).
The use of indicators permit us to know some ecological dimensions, because they are
products of environmental measurement used to indicate something of environment that is of
interest, and often-expressed are in terms of indices or scores (SUTER II, 2001). For instance, the size
and species composition of soil seed bank are important to identify factors that contribute to
succession and better understand regeneration in artificial forests (WANG et al., 2009), and seed rain
(and seed bank) express the natural dynamic of vegetation and are indicators of the potential for
community resilience (TRES et al., 2007).
Considering the importance of riparian zones rehabilitation, even small areas, but that brings
benefits for the landscape as a whole, when selected strategic places (LAMB & GILMOUR, 2003), this
49
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
paper aimed to evaluate the effectiveness of the rehabilitation in an anthropic area using vegetal
indicators of structure and ecosystem functionality.
2. MATERIAL E METHODS
2.1. Site of study
The place of study is situated downstream of BR-381 bridge, between Belo Horizonte and
Sabará city bound, and belongs to the Revitalization Program of “Das Velhas” River, developed by
Federal University of Minas Gerais (FUMG). The city of Sabará is located in the central region of
Minas Gerais State, having 302.54km² of area, annual maximum temperature of 27.1°C, annual
minimum temperature of 16.7°C, average annual rainfall of 1491.3mm and the “Das Velhas” is the
main River at the region (MINAS GERAIS, 2013).
Around 2006 the area presented high level of degradation due interferences caused
upstream the River that modified its fluvial morphology. There was marked erosion and siltation
process in the watercourse that dug the left margin and deposited sediments at right margin, causing
instability and risks for nearby residences.
The solution founded to recover the area, that were about 500-meter long, was lowering the
left margin and create a flooded riparian zone, with the main goal of containing soil erosion. The
proposal was carried in 2007 and, in an area of 0.47-hectare native and fruit trees were planted using
the planting model based on the Schultz et al. (2004) studies. Was implanted the system called
“buffer zones” in which: zone 1 is for wood preservation adjacent to the watercourse; zone 2 is for
management with arboreal species and; zone 3 is to buffer and soil manage.
This specific forest presents different features because (1) the vegetation started establishing
only after planting on allochthonous ground, thus the place has no resilience, (2) the river exerts
strong selection pressure over the flooding and (3) the region is highly occupied by nearby roads,
houses and industries.
2.2. Experimental Design
First, 15 permanent plots of 100m2 each (10m x 10m) were drawn, where five plots were
allocated by buffer zone, and they were numbered from 1 to 15. All plots were sampled with the
following indicators:
2.2.1. Canopy Openness
Canopy openness or arboreal cover is the measure of cover provided by the canopy of trees
planted in the area, and can vary since the total cover of the area, the good cover in the planting
50
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
rows and small in the interlines, or just the small coverage on the planting rows (GANDOLFI et al.,
2008).
To determine the percentage of canopy openness, three hemispherical photographs were
taken with the professional camera Nikon D3100 coupled with “fish eye” lens (8mm) in the center of
each plot, 1.80m up to the surface soil, with the assistance of a support (for the camera), level meter
(camera should be leveled) and a compass (the top of the camera should be facing North).
Photographs with good contrast between sky and canopy were analyzed in the Gap Light Analyzer
2.0 software, following the protocol adopted by Suganuma et al. (2008) and the canopy openness
average was obtained for the area and by planting zones. We took photographs in dry and rainy
seasons, so we tested significant differences between them (p<0.05) by Paired T-test using the
software PAST version 2.17c.
2.2.2. Natural Regeneration
Natural regeneration or seedlings recruitment are the young individuals present at the
understory of the restored forest and assessed can be through floristic and/or structural survey
(RODRIGUES & GANDOLFI, 1998). For this, we investigated the entire plots (15 plots of 10mx10m)
sampling individuals from 0.30m to 1.30m height. The seedlings identification, whenever possible,
was carried at the local; those individuals of hard identification were collected, and we tried to
identify them with literature. The parameters calculated were species richness, abundance, density
and frequency by plots and by total area. Comparisons between natural regeneration and planted
trees were done too.
2.2.3. Seed Bank
Three samples were taken to estimate soil seed bank, the first one in the transition of dryrainy season (October 2011), the second in the transition of rainy-dry season (March 2012) and the
third on the peak of dry season (July 2012). For seed bank collection, a timber frame of 0.25m2 (0.50
cm x 0.50 cm) was used, throwing it randomly, and every material inside the frame up to 5cm deep
was collected with a garden spade, then stored in plastic bags with identification of the plot, and
moved to greenhouse of Federal University of Ouro Preto (FUOP). Branches and leaves newly fallen
were deleted, leaving just the litterfall in initial decomposition stage.
At the greenhouse, the material was put in timber boxes of 0.25 m2, the environment climate
was maintained in 25°C, humidity of 75% and daily water was done to induce germination. All
emergent plants were monthly quantified, identified, and then removed after identification. Soil was
upturned bimonthly to induce new seeds germination. Between the ground boxes sterile silt boxes
were putted to control contamination by seeds coming from other places (MARTINS et al., 2008).
51
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Species that could not be identified (e.g. due to lack of reproductive parts during the experiments)
were quantified and called undetermined. This process lasted six months and it was calculated
species richness, density, abundance, frequency; the seedlings were classified according life forms in
arboreal, shrubby, herbaceous or climbers. Moreover, the species were classified in native or exotic
according to List of Species of the Brazilian Flora (2013) or Lorenzi (2008a).
The normality of data was checked by Shapiro-Wilk tests and an ANOVA (one-way) was
carried to verify significant differences (p<0.05) in the number of plants between the planting zones
in each collection of seed bank. Paired-t test was used to attest significant differences in the
abundance before and after flooding events (between the seed bank 1 and the others).
2.2.4. Seed Rain
Nine plots (three each buffer zone) were selected for fixing seeds collectors, consisting of 1m2 iron
frames with nylon background of 80cm height. The samples were realized monthly during 12 months
(November 2011 to October 2012). In the field, the samples were garnered in identified plastic bags
and then forwarded to Plant Anatomy Lab (UFOP) for seeds separation. Initially the seeds were
segregated in morphotypes until identification of species, then weighed in the precision balance,
then moved to the greenhouse and induced the germination in timber boxes (100x20x07cm) with
sterile silt. The same procedures used in the seed bank were assumed to seed rain (germination,
period, botanical material collection, identification etc.).
3. RESULTS
3.1. Canopy Openness
Analyzes of the hemispherical photographs revealed that in dry season the canopy openness
average (± SD) was 38.8% (± 7.7) and leaf area index (LAI) was 1.4% (± 0.4), whereas on the rainy
season the openness value decreased to 23.7% (± 4.7) and leaf area index increased to 2% (± 0.4).
There were significant differences in canopy openness between seasons (t=6.29; p<0.01) and leaves
area index (t=-5.80; p<0.01).
The zone 3 had the most canopy openness during the dry season with almost 50% opening (±
5.7); while zone 2 had 38.9% (± 4.3) and the zone 1 had 31.4% (± 5.7) (Fig. 1). On the rainy season the
zone 3 reduced almost half of canopy openness (25.5±3.2) and also in the others zones the openness
decreased, to 21.8% (± 4.6) and 23.9% (± 6.6) for the zone 2 and 1, respectively (Fig. 1).
3.2. Natural Regeneration
52
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
We recorded a total of 192 regenerating individuals (arboreal and shrubs) at the studied
forest belonging to 13 species (Tab. 1), but with dominance of exotic and invasive species; Leucaena
leucocephala had the most density with 526.7 ind./he (or 41%) and Ricinus communis L. 480 ind./he
or 37.5% of total (Tab. 1). The planting zone 2 had the most quantity of seedlings (80%) whereas the
zone 1 had 13% and the zone 3 was the lesser with 7%. About frequency two exotic species had
highlighted too; Leucaena leucocephala and Tecoma stans with 23.5% of relative frequency. Between
indigenous species, just Croton urucurana had a good contribution with the regeneration, but its
frequency was lower occurring only in two plots at zone 2.
Figure 1. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry
and rainy seasons on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,
Brazil.
__________________________________________________________________________________
Table 1. At the left side, the planted species are shown on the rehabilitated forest, and at the right
side the regenerating species, founded after 5 years, at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,
Brazil. *regenerants from planted species.
Planted Species
Regenerants
Species
Abundance
Density (ind./he)
01
Acrocomia aculeata (Jacq.)
Lodd. ex Mart.
*Croton urucurana Baill.
15
100
02
Anadenanthera peregrina (L.)
*Eugenia uniflora L.
01
6.7
53
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Speg.
03
Cecropia sp.
*Inga edulis Mart.
02
13.3
04
Ceiba speciosa (A. St.-Hil.)
Ravenna
Leucaena leucocephala
(Lam.) de Wit.
79
526.7
05
Centrolobium tomentosum
Guillem. ex. Benth.
*Luehea grandiflora
Mart. & Zucc.
01
6.7
06
Croton urucurana Baill.
Melia azedarach L.
01
6.7
07
Erythrina verna Vell.
*Morus nigra L.
03
20.0
08
Eugenia uniflora L.
Ricinus communis L.
72
480
09
Handroanthus impetiginosus
(Mart. ex DC.) Mattos
Tecoma stans (L.) Juss
ex Kunth
14
93.3
10
Hymenaea courbaril L.
Undetermined 1
01
6.7
11
Inga edulis Mart.
Undetermined 2
01
6.7
12
Inga vera Willd.
Undetermined 3
01
6.7
13
Luehea grandiflora Mart. &
Zucc.
Undetermined 4
01
6.7
14
Machaerium hirtum (Vell.)
Stellfeld
15
Machaerium sp.
16
Miconia sp.
17
Mimosa bimucronata (DC.)
Kuntze
18
Morus nigra L.
19
Peltophorum dubium (Spreng.)
Taub.
20
Piptadenia gonoacantha (Mart.)
J.F.Macbr.
21
Psidium guajava L.
22
Psidium rufum Mart. ex DC.
23
Rapanea sp.
24
Samanea tubulosa (Benth.)
Barneby & J.W.Grimes
25
Sterculia sp.
3.3. Seed Bank
54
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
It was founded 87 species in the three seed banks experiments with predominance of herbs
(87%), mainly Asteraceae family. Common species to three seed banks corresponded to 19.5% and
others 25% were common to two banks, and again, the herbaceous habit prevailed (Tab. 2). The
percentage of native and exotic species was similar with 53% of the identified species native and 47%
exotics.
The number of species by each seed bank experiment was almost equal; 47 species of the
bank 1 were collected and the banks 2 and 3 were composed by 48 species each. All banks had
predominance of weed herbs (mean 86%) with highlight to Asteraceae and Poaceae families, and the
number of arboreal species was five in bank 2 and four in banks 1 and 3 with Tecoma stans, Croton
urucurana and Mimosa bimucronata in common to three of them (Tab. 2).
Table 2. Species list common to three and two seed banks collected on the rehabilitated forest at
Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil. *species considered weeds (according
Lorenzi, 2008a).
Common to three seed banks
Common to two seed banks
Species
Life form
Species
Life form
1 Ageratum conyzoides L.*
Herb
1
Bidens pilosa L.*
Herb
2 Alternanthera brasiliana (L.)
Cardamine bonariensis
Herb
2
Herb
Kuntze*
Pers.*
3 Amaranthus lividus L.*
Herb
3
Cenchrus echinatus L.*
Herb
4 Conyza canadensis (L.)
Herb
4
Commelina benghalensis L.*
Herb
Cronquist*
5 Croton urucurana Baill.
Tree
5
Commelina diffusa Burm. F.*
Herb
6
Cuphea carthagenensis
Cyperus brevifolius Hassk.*
Herb
6
Herb
(Jacq.) Macbr.*
7 Cyperus esculentus L.*
Herb
7
Cyperus sp.
Herb
8
Digitaria ciliaris (Retz.)
Cyperus rotundus L.*
Herb
8
Herb
Koeler*
9 Eleusine indica (L.) Gaertn*
Herb
9
Euphorbia heterophylla L.*
Herb
10 Mimosa bimucronata (DC.)
Tree
10 Euphorbia hirta L.*
Herb
Kuntze
11
Galinsoga quadriradiata Ruiz
Mitracarpus hirtus (L.) DC*
Herb
11
Herb
& Pav.*
12 Phyllanthus niruri L.*
Herb
12 Lepidium virginicum L.*
Herb
13 Ricinus communis L.*
Shrub
13 Melia azedarach L.
Tree
14 Solanum americanum Mill.*
Herb
14 Oxalis corniculata L.*
Herb
15
Parthenium hysterophorus
Sonchus oleraceus L.*
Herb
15
Herb
L.*
16 Tecoma stans (L.) Juss. ex
Cenchrus purpureus
Tree
16
Herb
Kunth*
(Schumach.) Morrone*
17 Verbena litoralis Kunth*
Herb
17 Plantago major L.*
Herb
18 Polygonum persicaria L.*
Herb
19 Setaria parviflora (Poir.)
Herb
55
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
20
21
22
Kerguélen*
Sigesbeckia orientalis L.*
Solanum lycopersicum L.
Youngia japonica (L.) DC.*
Herb
Herb
Herb
3459 seedlings of seed banks were collected with average of 384.3 individuals by planting
zone (SD ±19.8) and the total abundance was decreasing from seed bank 1 to bank 3. The first and
second seed banks represented similar pattern of abundance in the three zones, with major number
of plants in the zone 2, and in the third bank, more abundance seen was on the zone 3 (Fig. 2).
Statistically only in the second collection of seed bank there was significant difference in abundance
between zone 3 with zones 1 and 2 (F=6.17; p=0.01).
Figure 2. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on
rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil.
__________________________________________________________________________________
There was no significant difference in total abundance between seed bank 1 and others
(p>0.05), but observing by zones was noted a progressive decrease in number of seedlings along the
collections, mainly in zone 1 (Fig. 2).
3.4. Seed Rain
Along one year 553.10 grams of seeds were collected and the zone 3 was responsible by
production of 72% this value; in the zone 2 were recorded 23% and in the zone 1 only 5% of seeds.
56
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
The most productive month was January with 133g and the second one was July (94g); for another
hand, April produced the lowest quantify of seeds (6.2g) (Fig. 3).
Figure 3. Monthly production of seeds collected during one year in studied rehabilitated forest
at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil.
__________________________________________________________________________________
642 seedlings germinated in the boxes during the experiment, distributed in 10 species,
being four indigenous, five exotics and one undetermined (Tab. 3). About life form, half of species
were arboreal and dominated the samples, with highlight for Melia azedarach in abundance and
relative density (Tab. 3). About frequency, highlight the trees Croton urucurana, Mimosa
bimucronata (both natives) and Tecoma stans (exotic).
Following the same pattern of weight, the zone 3 had greater abundance of individuals
(n=389) and consequently greater density (77.8 ind./m2), being Melia azedarach that contributed
with 90% this value. In boxes of Zone 2 have emerged 169 seedlings belonging to eight species, but
with abundance of Ricinus communis. The zone 1 had six species and density of 16.8 ind./m2 with
highlight of Croton urucurana.
Table 3. Species recorded on seed rain classified in native or exotic, life form and some
phytosociologic parameters in a rehabilitated site at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,
Brazil. (Abu= abundance; AF = absolute frequency; RF= relative frequency; AD= absolute density;
RD= relative density).
N
Species
Class
Life form
Abu.
AF
RF
(%)
AD (nº
ind/area)
RD
(%)
1
2
3
4
Begonia sp.
Croton urucurana
Ipomoea cairica
Leucaena leucocephala
Native
Native
Native
Exotic
Herb
Tree
Climber
Tree
6
126
5
2
22.2
88.9
22.2
22.2
5.9
23.5
5.9
5.9
6666.7
140000.0
5555.6
2222.2
0.9
19.6
0.8
0.3
57
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
5
6
7
8
9
10
Melia azedarach
Mimosa bimucronata
Mucuna pruriens
Ricinus communis
Tecoma stans
Undetermined
Exotic
Native
Exotic
Exotic
Exotic
Und.
Tree
Tree
Climber
Shrub
Tree
Und.
349
27
3
68
51
1
22.2
66.7
22.2
11.1
88.9
11.1
5.9
17.6
5.9
2.9
23.5
2.9
387777.8
30000.0
3333.3
75555.6
56666.7
1111.1
54.4
4.2
0.5
10.6
7.9
0.2
4. DISCUSSION
4.1. Canopy Openness
The canopy openness average (38.8%) and leaf area index (LAI) (2%) of this rehabilitated
forest can be considered good when compared with other studies, for instance, those recorded for
two primary forests of cerrado (savanna) at Goiás State, where the openness average were 54% and
LAI 0.64% in the Fazenda Sabonete, and 65% and 0.46% in Fazenda Forquilha during the dry season
(NASCIMENTO, FAGG & FAGG, 2007), showing that canopy is closed and the soil becomes shaded.
The differences in canopy openness between seasons reinforce that, at least, part of planted
vegetal community is semi or deciduous, losing a portion of leaves during the year, mainly in the dry
season where the variations were bigger. These differences have relevant implication over the
diversity of understory because each canopy tree species may create specific microsites below its
crown, that function as a biodiversity filter upon the plants that attempt to regenerate under it
(GANDOLFI et al., 2007). Rich et al. (1993) showed wide differences in radiation between gap and
closed-canopy locations, with large increase in solar radiation in gap stations during dry months, and
a decrease in photosynthetic photon flux density (PPFD) for gap stations due to vegetation regrowth,
further evidence for the filter effect.
The leaves fall and the low water availability during the dry season creates more stressful
conditions for seedlings, but when the first rains return, more light and water available might favor
seedlings under deciduous (or semi deciduous) trees generating distinct biological responses, such as
growth or death in ones (GANDOLFI et al., 2007). Thus, this filter effect acts like a selection factor
over seedlings at rehabilitated forest and may exclude some species while favor others, maybe the
exotics.
In a restored riparian zone is expected that canopy becomes closed as the trees grow and
their crowns find, moreover, in ecological terms, the canopy openness has great influence over the
natural regeneration (of arboreal species), acting as a barrier to raindrops and inhibiting the invasion
of aggressors grasses (MARTINS, 2011). Thereby, the canopy openness is the major determinant of
internal microhabitat of forest, determining the floristic composition, affecting the growth and
58
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
survival of seedlings, managing the erosive process and affecting the course of organic matter
oxidation (MELO et al., 2007).
Despite the canopy openness average has been small, due the study forest be narrow,
(maximum 50 m) it might occur a major incidence of light above the soil by lateral illumination and,
together, more occurrence of wind makes the forest itself the edge effect and can favor the
development of invasive species, mainly grasses, like observed in the seed bank. In reclaimed mine
sites, for instance, the competitive effects of dense herbaceous vegetation (frequently non-native
grasses) can inhibit the forest recovery depending on site conditions because herbs compete
differently with trees species for resources (FRANKLIN et al., 2012).
4.2. Natural Regeneration
Both the number of seedlings and the number of species were low when compared with
other riparian forests. On the Furnas Lake, for example, at Minas Gerais State, where was founded a
density of 3770 seedlings per hectare, 34 species and 17 families to one meter of margin, and 4510
seedlings/he, 29 species and 17 families to 36 meters of margin (CAMPOS & LANDGRAF, 2001). At
the Mogi-Guaçu River, in São Paulo State, it was registered almost 2000 seedlings belonging to 51
arboreal species in 20-year-old reforestations with native species promoting a biodiversity greater
than in natural fragments over edge effects (NÓBREGA et al., 2008).
On the other hand, Melo & Durigan (2007) concluded that in restored forests with seven or
more year, the number of species ranged from 17 to 26; and those with three years or less, were not
registered seedlings of natural regeneration. These authors attributed the low number of seedlings,
and species richness, to arboreal stratum that was not developed yet and not creates appropriate
conditions to development of the propagules dispersed by natural processes. Similar case may be
occurring in our study area once it has practically the same age; moreover, riparian zones associated
to open matrices are strongly susceptible to colonization by invasive plants and other species of little
interest to the conservation (BOWERS & BOUTIN, 2008).
The most abundant species in natural regeneration was Leucaena leucocephala (Tab. 1), a
semi-evergreen tree from 5 to 7 meters; it is native of the Tropical America and is considered subspontaneous in many regions of Brazil (LORENZI et al., 2003). Each plant produces high amount of
seeds and might be a nuisance because many seedlings that germinate can compete with the crop as
well as invading elsewhere, sometimes ousting the indigenous vegetation (SUTTIE, 2013). Between
native species, only one was more representative, being it Croton urucurana a pioneer tree from 7 to
14 meters, deciduous and feature of wet grounds, and recommended to mix planting in degraded
riparian zones (LORENZI, 2008b).
59
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
All evidenced outcomes has strong implication over the successional dynamic of the forest,
first because the high abundance, density and frequency of invasive species can result in a floristic
and physiognomic non-characterization and the local extinction of certain native species (MARTINS,
2011), and second because the invasive species also can suffocate the seedlings of planted species
compromising its development. Furthermore, the deficiency in recruitment of new seedlings of the
planted species, or others coming from dispersion, can cause the stop of community in an initial
successional stage and compromise the rehabilitation project.
4.3. Seed Bank
The species richness founded here was greater than results achieved by Gasparino et al.
(2006) at Guavirá stream, Paraná State, with 81 species, and by Araujo et al. (2004) at Jacuí River, Rio
Grande do Sul State, with 43 species and 23 families. At least partially, the high number of species
should be due to sampling effort, but according to Martins (2011), the seed bank as indicator of
forest restoration is more efficient when sampled at least twice a year, on both rainy and dry
seasons.
Despite the total proportion between native and exotic species had been similar, even the
native ones considered are weeds, for example, Ageratum conyzoides (Asteraceae), Cenchrus
echinatus (Poaceae), Commelina diffusa (Commelinaceae) and Setaria parviflora (Poaceae) (Tab. 2),
and may hinder the effectiveness of rehabilitation, mainly because they have short lifecycle. These
and other species that occur in the forest belong to a group of plants wherein the population of
seeds start and complete the germination uniformly, as many herbs and grasses of fast growth; this
strategy allows rapid exploration of the favorable conditions to germination (LARCHER, 2000). The
seed bank is composed principally by pioneer species that presents long distance dispersion and are
not necessarily present at local vegetation (MARTINS, 2011). However, in good conditions of vegetal
cover and shading of soil, is expected that these pioneer species don’t find favorable conditions to
germination and establishment, unless it occurs a perturbation (MARTINS, 2011).
Between species that germinated in the seed banks, only Ricinus communis had shrub habit
and was present in all them, mainly in plot 6 (zone 2) that is near to a wasteland. Just three species of
climbers were recorded; Ipomoea grandifolia, Ipomoea sp. (Convolvulaceae family) and Momordica
charantia (Cucurbitaceae). Ipomoea grandifolia is original of Brazil and has great distribution in the
country (BIANCHINI & FERREIRA, 2013), and Momordica charantia is an annual plant originally from
Asia, quite common in orchards and wasteland, and occurs in all inhabited regions of Brazil (LORENZI,
2008a).
60
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Proved is that both type of landscape in which restored forest is located and seed dispersal
are very important in determining succession as the planted saplings grow and canopy cover is
recovered (SHONO, 2006). The inputs of exotic seeds can result in distinct modes of dispersal in
comparison to the native ones (TABACCHI et al., 2005). The contribution of regeneration mechanism
on succession is variable and influenced by remaining vegetation, by vegetation matrix around and
by disturbance intensity (MARTINS et al., 2012). In this context, the anthropic matrix surrounding the
studied forest contributes to establishment of weed species typical of “humanized environments”
(modified habitats).
We believe that the decrease in number of seedlings between seed banks (Fig. 2, see zone
01) is related to flooding events that occurred during the rainy season (mainly in December and
January) which may have dragged the seeds stock on topsoil. Another evidence of flood effect was
the deposit of silt over the ground in plots of zones 1 and 2. This outcome was opposed to one
founded by Tabacchi et al. (2005), in which the flood events were responsible to increase seed inputs
of native and exotic species’ and individuals’ number. Nevertheless, it is useful to highlight that
reduction in abundance of seeds may be due the lack of forest remnants upstream of the area
because, for several kilometers, the riparian zones were deforested.
The flood itself also can influence the seeds germination owing to low oxygen availability
conditions (hypoxia or anoxia) depending on the time in which seeds were immersed (OKAMOTO &
JOLY, 2000). Moreover, the propagules dispersal by water influences colonization dynamics and is
significant for long-term community development in riparian zones, ranging in rivers with dams or
free-flowing (MERRIT et al., 2010).
Finally, a seed bank with high density of invasive species propagules (as grasses) suggests
these species can be able to colonize the area and to compete with indigenous ones affecting the
sustainable and conservation of recovery riparian zone (MARTINS, 2011). Furthermore, the absence
or low richness of indigenous tree species in the seed banks can limit regeneration and contribute to
detain succession at the pioneer community stage (WANG, 2009).
4.4. Seed Rain
The great difference in seed production between planting zones probably is due species
composition of each zone. For instance, the tree species at zone 1 produce small seeds and less
dense, as Tecoma stans and Croton urucurana. Tecoma stans is a tree that annually produces high
amount of seeds, but these are flat, small and winged (LORENZI et al., 2003), and Croton urucurana
has small seeds measuring; in average 3.2mm of length by 2.7mm of width (PAOLI et al., 1995).
61
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Analyzing the species it is possible to explain the amount of seeds a month too. In January,
that had high percentage of seeds (Fig. 3), the exotic species Melia azedarach and Ricinus communis
contributed to 91% of this production. In biomes where there are two seasons well defined, such as
savanna (cerrado), it is common to occur the fruit opening with the first rains, but in general the
species seem to concentrate the blooming and fructification in varied periods that maximize the
pollination of flowers and the dispersion of seeds (ANTUNES & RIBEIRO, 1999). In April, Ricinus
communis also highlighted contributed with 77% of seeds, showing that this species remains
reproducing even in low water availability and may become a threat along the time by increasing its
abundance.
When compared with others studies, the richness founded in this essay is very low. For
instance, Tres et al. (2007) encountered 61 species on the seed rain using collectors of the same area
(9 of 1m2 each), and Pivello et al. (2006) also documented 61 species in Atlantic Forest fragments at
São Paulo State. Like in seed bank, the poorness of species can be attributed to the lack of forest
fragments nearby as propagules source or/and because planted species did not reach the
reproductive age yet.
The most representative species in seed rain was the Melia azedarach tree, belonging to
Meliaceae family, native from Asia and which produces numerous ovoid-rounded fruits type drupe
yellowish brown (LORENZI et al., 2003). The seeds of M. azedarach germinated with facility at the
greenhouse and, after a rainy season, several seedlings were seen around the mother-plant at the
forest too. If these seedlings find favorable conditions, maybe they can grow and become
competitive with indigenous species hereafter.
Also in the seed rain, noted was individuals of Leucaena leucocephala (Tab. 3). Even in low
abundance is important to consider the invasive potential this species, because its presence in the
seed rain is an indicative that mother-plants around the area are reproducing and dispersing
propagules for it. The dispersion process has influence direct or indirect about patterns of seed
deposition, being the seed rain responsible by spatial rearrangement, survival and germination of
seeds, besides the recruitment and survival seedlings, establishment of new individuals and the
regeneration of an environment (BARBOSA et al., 2012). Thus, caution should be given to L.
leucocephala and others potentially invasive plants, because the matrix around is disturbed, for not
to embarrass the future of rehabilitate riparian zone.
According Martins (2011) the high abundance of exotic arboreal species or weeds in the seed
rain is an indicator of troubles on the reproduction of planted indigenous species, and that that area
is being infested by alloctone sources. As half of the species of the seed rain were exotic, it is evident
62
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
that both planted species are not reproducing and forest is receiving several propagules of exotic
species.
5. CONCLUSIONS
A set of indicators represents key information about structure, function and composition of
the assessed ecological system (DALE & BEYELER, 2001), and using this indicators we can categorize
them in: canopy openness and natural regeneration as parameters of structure; seed bank and seed
rain as function indicators; and the species richness (obtained of the seed bank and rain) as
composition indicators (BRANCALION et al., 2012).
After five years, the rehabilitated forest had good canopy cover during rainy season with
significant leaf fall in the dry season that has implications over understory plants. Unlike, other
indicators (natural regeneration, seed bank and seed rain) gave negative outcomes, mainly because
there was high abundance of exotic species that may compromise the recruitment of new arboreal
individuals, and stagnate the succession in a pioneer stage. Thus, the mainly information achieved
was that the 5-year-old rehabilitated riparian zone isn’t sustainable yet and need management
actions for perpetuating over the time.
In fact, if we consider just the mainly goal of the project, that was to contain soil erosion, it is
possible to conclude that it was achieved, especially because of ground fixation by tree roots, but the
maintenance of vegetal community is important for preserving this and others ecosystem functions.
However, it is also relevant to consider that this forest is in the middle of a modified region where
there are seed sources only of common and exotic plants.
We believe some interventions may be able to improve the success of the area. For
example, (1) to increase the extension of riparian zone or to rehabilitate new places next to it; (2)
carry out periodic maintenance of weeds; (3) to make enrichment with secondary and climax species
(LAMB & GILMOUR, 2003); and (4) to carry topsoil transposition of other fragments (REIS et al.,
2003). Soon, this forest will contribute more with biological conservation and improve the local
landscape.
6. ACKNOWLEDGMENTS
The authors thank Dr. Maria Rita Scotti Muzzi of the Federal University of Minas Gerais for
having shown the studied area, the CAPES by Master scholarship of first author, and the
PROPP/FUOP by the financial aid.
63
Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
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Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
SELECTING KEY-INDICATORS THAT BEST REPRESENT THE LEVEL OF RECOVERY IN RESTORED
RIPARIAN ZONES: A STUDY CASE AT DAS VELHAS RIVER, MINAS GERAIS, BRAZIL
Vinícius LONDE1, 2; Hildeberto C. de SOUSA1 & Alessandra R. KOZOVITS1
1
Post-graduation Program in Ecology of Tropical Biomes, Department of Biodiversity, Evolution and
Environment, Federal University of Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, Minas Gerais, Brazil;
2
Author for correspondence: [email protected]
68
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Abstract. Among several ecological indicators, the vegetal ones are commonly used to evaluate the
status of restored forest, showing its current situation and helping to find manage solutions, if
necessary. However, there is not a consensus of which would be the best key-indicators to use for
estimating the success of restored forest projects. In the present essay, we compared the results of
six vegetal indicators applied in a rehabilitated riparian zone at das Velhas River, Minas Gerais State,
Brazil. We focused on verifying which of them better represent the recovery level at the studied
forest fragment and, thus, suggested it as the key-indicator that could be used in other forest studies.
For this purpose, 15 plots of 100m2 each were randomized and indicators of species richness,
litterfall production, canopy openness, natural regeneration, seed bank, and seed rain were applied
to assess the recovery status of the forest. The indicators had antagonistic outcomes: litterfall
deposition and canopy openness gave positive answers, but the other ones indicated that the
rehabilitated forest is not sustainable yet. The indicators that better showed the reality at the forest,
and thus suggested it could be applied in other forests, were species richness, as indicator of
composition; seed bank as indicator of functionality; and natural regeneration as structural indicator.
These indicators will give a realistic sense about the evaluated area and will contribute for saving
money and time in the assessment and monitoring of restored forests. Based on these indicators we
suggested some management actions, as the control of aggressive grasses and the enrichment with
secondary and climax species, to become the forest permanent and effective along the time.
Key words: ecological restoration, ecosystem sustainability, vegetal indicators.
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Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
1. INTRODUCTION
Restoration ecology is a science that helps on the reestablishment of a degraded, damaged
or destroyed ecosystem, frequently, as a direct or indirect result of human activities (SER, 2004).
Projects of ecology restoration have increased worldwide, and these restored forests can improve
the ecosystems services and contribute with biological conservation (CHAZDON, 2008). Nevertheless,
due the complex interactions among propagules as well as site and climatic conditions, restoration
projects of severely-disturbed forests often are very slow and unpredictable (KOZLOWSKI, 2002).
Many efforts of restoration have been carried out in riparian zones, which are forests around
bodies of water and dynamic ecosystems that have essential ecological, hydrological and
geomorphological functions (LIMA & ZAKIA, 2004). Its restoration must be strategic and systematic
so that specific goals should be included in a wide spectrum, preferentially on watershed level
(NAIMAN et al., 2005).
After restoration, indicators are used to evaluate the environmental condition, to provide a
warning sign or to diagnose causes of an environmental trouble (DALE & BEYELER, 2001). Ecological
indicators are used to avoid complicated measurements and are an attempt to reduce the ecosystem
complexity, selecting simple methods that can lead to a satisfying representation of a complex
relationship (MÜLLER & LENZ, 2006).
Ecological indicators play an important role in ecosystem monitoring, valuation and
management (LIN et al. 2009), and various studies are being conducted trying to synthetize
indicators to assess ecosystem diversity or integrity (JAUNATRE et al., 2013). Furthermore, indicators
need to capture the environmental complexities and remain simple enough to be easily monitored
(DALE & BEYELER, 2001).
The use of indicators has been intensively discussed, mainly considering the requirements
for the establishment of a good indicator (RODRIGUES & GANDOLFI, 2004), and several ones have
been proposed, both considering animals and plants, such as ants, wasps, bees, natural regeneration
(seedling banks), litterfall among others (MARTINS, 2011). However, one evident gap existing now is
the establishment of key-indicators for the success of restoration, because the use of several
parameters is expensive and does not always permit to reach a good diagnosis of the area
(BRANCALION et al., 2012).
In this context, we used several vegetal indicators, in a rehabilitated riparian zone, and
verified which of them better represented the restoration level at the forest, in order to find keyindicators that could guide future studies on the assessment and monitoring of restored areas, at the
same moment as it saves money and time.
70
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
2. MATERIAL AND METHODS
2.1. Site of study
The studied area is situated downstream of BR-381 (road) bridge, between Belo Horizonte’s
and Sabará’s city bounds, and it’s part of “Das Velhas” River Revitalization Program, conducted by
the Federal University of Minas Gerais (Fig. 1). The city of Sabará is located at the central region of
Minas Gerais State, it has 302.54 km2 of area, the annual maximum temperature is 27.1°C, the
annual minimum temperature is 16.7°C, the annual average rainfall is 1491.3 mm and the “Das
Velhas” is the main River at the region (MINAS GERAIS, 2013).
Figure 1. Satellite image of the studied rehabilitated riparian zone at Das Velhas River, city of
Sabará, Minas Gerais State, Brazil, with details of buffer zones (picture above), and showing the
anthropic region where the forest is located (picture below). Font: Google Earth 2013, images
date: 6/30/2012.
_____________________________________________________________________________
In 2006, the area was considered highly degraded due to interferences caused upstream of
the river, modifying its fluvial morphology. There was marked erosion and sedimentation process
71
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
where watercourse dug the left margin and deposited sediments at the right margin, causing
instability and risk for nearby residences.
The solution found to recovery this site, which were about 500 meters long, was making the
embankment of the left margin, creating a flooded riparian zone. The proposals were carried out in
2007 in an area of 0.47 hectare, where seedlings of native and fruit trees were planted using the
model of planting based on Schultz et al. (2004), implanting the system called “buffer zones”. This
model divides the riparian zone into three, being: zone 1 - for wood preservation adjacent to the
watercourse; zone 2 - for management with arboreal species and; zone 3 - to soil buffer and
management (Fig. 1).
This studied forest can be characterized as a severely disturbed area and present some
special features as: (1) the vegetation started establishing only after planting above allochthonous
ground, thus the place didn’t have resilience, (2) the river exerts strong selection’s pressure due to
flooding and (3) the region is highly occupied by nearby roads, houses and industries.
2.2. Experimental Design
Randomly, 15 plots of 10mx10m (100 m2) each were distributed, numbered from one to 15.
Five plots by planting zone were allocated on the following order: plots 1 to 5 in the zone 1; plots 6 to
10 in the zone 2, and plots 11 to 15 on the zone 3. Six vegetal indicators listed below were sampled in
the forest fragment.
2.2.1. Species Richness
The number of tree-shrub native species present at the forest was assessed. All individuals
that had a diameter at breast height (DBH) up to 1.30m were marked with a sealing wax and
identification number. From November 2011 to October 2012 fertile botanic material was collected
and the specimens were identified with literature help, by comparison in the herbarium or by
specialists. The botanical families were classified according to APG III (2009) norms, and the species
according to the List of Species of the Brazilian Flora (2013). Every collected material was
incorporated to the collections at the “Prof. José Badini” Herbarium at the Federal University of Ouro
Preto (UFOP), Minas Gerais State.
Species were classified in native or exotic according to Species List of the Brazilian Flora
(2013), and in ecological groups (pioneer and non-pioneer) according to Gandolfi et al. (1995) and
Martins (2011). It was also carried out comparisons between the list of planted species and current
ones.
2.2.2. Litterfall Production
72
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Litterfall is an important way for the returning of mineral nutrients and carbon to the ground
in forest ecosystems, being valid to assess the different fractions of litterfall to improve knowledge
on nutrient return and phonological responses of forests (HANSEN et al., 2009). In the center of each
plot, we fitted collectors of 0.25 m2 of surface (square-shaped collectors made with iron bars and
nylon screen of 3mm mesh) to 80 cm of height, for litter collection. The material deposited inside the
collectors was monthly sampled throughout a year. The litter was segregated on different fractions:
leaves, twigs, reproductive parts and others (animal remains, excreta etc.).
The separated litterfall fractions were dried in an oven at 65°C until they reached constant
weight, and weighed in a precision scale to obtain the dry weight. The monthly litter production was
estimated based on the dry weight of each fraction in kg.ha-1.month-1, then added to obtain the
annual litterfall production in kg.ha-1.year-1, and finally the values were transformed in Mg.ha-1.year-1.
We carried out Shapiro-Wilk tests to verify the normality of data and ANOVA one-way with
Tukey test posteriori to 5% of significance to investigate differences between litterfall fractions, and
Student t Test between litterfall productions by plots. All tests were carried using the software
MINITAB version 16.0.
2.2.3. Canopy Openness
Canopy openness or arboreal cover is the measure of cover provided by the canopy of
planted trees in the area (GANDOLFI et al., 2008). To determine the percentage of canopy openness,
three hemispherical photographs were taken using professional camera Nikon D3100 coupled with
“fish eye” lens (8mm) in the center of each plot with 1.80m high to the soil surface, with the aid of a
camera support, meter level (camera should be leveled) and a compass (the top of the machine
should be facing North).
Photographs with good contrast between sky and canopy were analyzed in the software Gap
Light Analyzer (GLA- version 2.0) following the protocol adopted by Suganuma et al. (2008), and the
average canopy openness was obtained for the forest and by zones. We took photographs in dry and
rainy seasons, so we tested significant differences between seasons (p<0.05) by Paired T-test using
the software MINITAB version 16.0.
2.2.4. Natural Regeneration
Natural regeneration or seedling recruitment are represented by the young individuals
present at the understory of the restored forest, and can be assessed through floristic and/or
structural surveys (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998). For this purpose, we investigated the entire
plots (15 plots of 10 m x 10 m) sampling individuals from 0.30 m to 1.30 m high. The seedlings
identification, when possible, was carried out in the local. Individuals of hard identification were
73
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
collected, and identified with help of literature and herbarium collections. It was calculated the
following parameters: seedlings’ richness, abundance, density and frequency by area, and
comparisons between the species natural regeneration and the planted trees were done.
2.2.5. Seed Bank
Soil seed banks are important pathway for natural regeneration in tropical forest ecosystems
reflecting part of the history of the vegetation (MARTINS & ENGEL, 2007), and it is more efficient
when sampled more than once a year (MARTINS, 2011). Therefore, we collected seed bank three
times throughout the year on the following dates: dry-rainy season transition (October 2011), rainydry season transition (March 2012), and in the middle of dry season (July 2012). A timber frame of
0.25 m2 (0.50 cm x 0.50 cm) was randomly thrown and every material within the frame, up to 5 cm
deep, was collected with a garden spade and moved to the greenhouse at the Federal University of
Ouro Preto (UFOP). Branches and leaves newly fallen were scrapped, leaving just the litterfall in
initial decomposition stage (SILVA, 2009).
At the greenhouse, the material was placed in timber boxes of 0.25 m 2 filled with sterile
sand. The environment microclimate was maintained at 25°C of temperature, 75% of moisture and
daily watered (three times) to induce germination. All emergent plants were monthly quantified and
identified, and removed after identification. Some specimens could not be identified because of lack
of fertile structures, but were also quantified and then called “undetermined”. Bimonthly, the soil
was upturned to induce new seeds germination. Some sand boxes without field material were
positioned between experimental ones to control eventual contamination by seeds coming from
other places (MARTINS et al., 2008). This process lasted six months and the species richness, density,
abundance and frequency were estimated. Seedlings were classified according to life forms in
arboreal, shrubby, herbaceous or climbers. Moreover, the species were classified in native or exotic,
according the Species List of Brazilian’ Flora version 2013 or Lorenzi (2008a).
The normality of data distribution was checked by Shapiro-Wilk tests, an ANOVA (one way)
carried to verify significant differences (p<0.05) in the number of plants between the planting zones
in each collection of seed bank, and Paired-t test was used to attest significant differences in the
abundance before and after flooding events (between seed bank 1 and others).
2.2.6. Seed Rain
The seed rain is resultant of a set of factors from seeds’ dispersion that act in a community,
and can has spatial and temporal differences (BARBOSA et al., 2012). Nine plots (three in each buffer
zone) were selected to have seed collectors installed, consisting of 1m2 iron frames with nylon
background (xx mesh?) at 80 cm high from the ground. The samples were monthly carried out from
74
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
November 2011 to October 2012. Initially the seeds were separated in “morphotypes” until
identification by species, then weighed in the precision scale and then moved to the greenhouse and
induced to germinating in timber boxes (100 x 20 x 07 cm) with sterile sand. The same procedures
used in the seed bank were applied to seed rain (germination, period, collect of botanical material,
identification etc.).
All indicators were analyzed and, after that, they were segregated according to their positive
or negative responses. Then, the indicators were grouped in ecological attributes, as proposed by
Brancalion et al. (2012), in indicators of structure, composition and functionality, to facilitate the
assessment of the distinct components of the ecosystem. After this segregation, the more
representative indicators of the measured ecosystem were selected, that is, those that best reflected
the reality of the implanted forest, showing if it was already sustainable or if it needed management
actions.
3. RESULTS
3.1. Species Richness
219 live arboreal individuals and one dead were recorded. Plants were distributed in nine
families, 20 species and seven “morphospecies” (Tab. 1). It was verified that not all planted-tree
species remained at the forest, since Acrocomia aculeate (Jacq.) Lodd. ex Mart., Hymenaeae
courbaril L. and Stercullia sp. weren’t recorded after five years of planting. On the other hand, it was
found three new occurrences; Tecoma stans, Melia azedarach and Leucaena leucocephala, all exotics
and producing large amount of seeds (Tab. 1).
The most abundant species was Croton urucurana (n=28), followed by Mimosa bimucronata
and Piptadenia gonoacantha with 27 individuals each. Together, these three species composed 37%
of total sample. Among the less abundant species, it was registered Cecropia sp. and Eugenia
uniflora, both with only one individual.
Table 1. Checklist of arboreal species recorded in the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará,
Minas Gerais State, Brazil. *Planted species / Pi=pioneer / NP=non-pioneer.
Specie
Author
Family
Classification
Ecological Group
Cecropia sp.*
Urticaceae
Native
Pi
Ceiba speciosa*
(A.St.-Hil.)
Malvaceae
Native
NP
Ravenna
Centrolobium
Guillem. ex Benth.
Fabaceae
Native
NP
tomentosum*
Croton urucurana*
Baill.
Euphorbiaceae
Native
Pi
Erythrina speciosa*
Andrews
Fabaceae
Native
Pi
Eugenia uniflora*
Linnaeus
Myrtaceae
Native
NP
Handroanthus
(Mart. ex DC.)
Bignoniaceae
Native
NP
impetiginosus*
Mattos
75
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Inga edulis*
Leucaena leucocephala
Luehea grandifolia*
Machaerium sp.*
Melia azedarach
Mimosa bimucronata*
Morus nigra*
Peltophorum dubium*
Piptadenia
gonoacantha*
Psidium sp.*
Myrsine sp.*
Samanea tubulosa*
Tecoma stans
Morphospecie 1
Morphospecie 2
Morphospecie 3
Morphospecie 4
Morphospecie 5
Morphospecie 6
Morphospecie 7
Mart.
(Lam.) de Wit
Mart. & Zucc.
Fabaceae
Fabaceae
Malvaceae
Fabaceae
Meliaceae
Fabaceae
Moraceae
Fabaceae
Fabaceae
Native
Exotic
Native
Native
Exotic
Native
Exotic
Native
Native
NP
NP
NP
Pi
NP
NP
Myrtaceae
Primulaceae
Fabaceae
Native
Native
Native
NP
NP
Pi
Bignoniaceae
-
Exotic
-
-
Linnaeus
(DC.) Kuntze
Linnaeus
(Spreng.) Taub.
(Mart.) J.F.Macbr.
(Benth.) Barneby
& J.W. Grimes
(L.) Juss ex Kunth
-
3.2. Litterfall Production
The total annual litterfall production was 8.4 Mg.ha-1.yr-1 with two productivity peaks: one in
the middle of the rainy season and the other on the end of the dry season (Fig. 2). Litter production
was distinct between plots (t=14.17; p<0.01) highlighting the plots 8 and 4 with higher deposition,
while plot 5 had the lowest value during twelve months of sampling. Nevertheless, between the
planting zones it could´ve been observed that the zone 2 had more deposition than zones 1 and 3.
Leaves fraction corresponded to 65% of the material and presented similar pattern of the
total litterfall deposition (Fig. 2). The twigs and reproductive parts contributed with 17% and 16% of
total litter, respectively, and the fraction “others” was less contributive, with only 2%, being
composed by excrement of birds and/or insects.
3.3. Canopy Openness
76
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
In dry season, the canopy openness average (± SD) was 38.8% (± 7.7) and the leaf area index
(LAI) 1.4% (± 0.4), whereas in the rainy season the openness value decreased to 23.7% (± 4.7) and
leaf area index increased to 2% (± 0.4). There was significant difference in canopy openness between
seasons (t=6.29; p<0.01) (Fig. 3) and leaves area index (t=-5.80; p<0.01) confirming that at least part
of planted vegetal community is semi or deciduous, losing a portion of leaves during the dry season.
Figure 2. Total litterfall production and fractions of litter along one year in the rehabilitated
forest at Das Velhas River, Minas Gerais State, Brazil.
__________________________________________________________________________________
3.4. Natural Regeneration
Not all planted species are reproducing and recruiting new individuals. A total of 192
regenerating individuals were recorded, belonging to 13 species but with dominance of the exotic
and invasive ones; Leucaena leucocephala, that had the highest density with 526.7 ind./ha (or 41%)
and Ricinus communis L. had 480 ind./ha or 37.5% of total. The planting zone 2 had the highest
amounts of seedlings (80%), whereas the zone 1 had 13% and the zone 3 presented the lowest value,
7%.
In terms of frequency, two exotic species were also highlighted; Leucaena leucocephala and
Tecoma stans, both with 23.5% of relative frequency. Among indigenous species, just Croton
urucurana had a high contribution to regeneration, but its frequency was lower occurring only in two
plots.
77
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Figure 3. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry
and rainy seasons on rehabilitated area at Das Velhas River, Minas Gerais State, Brazil.
__________________________________________________________________________________
3.5. Seed Bank
During the three experiments with seed bank it was founded 87 species, and the herbs
predominated (87%), mainly belonging to Asteraceae family. The percentage of native and exotic
species was similar, with 53% of native species and 47% of exotics.
The number of species found in each seed bank experiment did not significantly differ, and
there weren’t significant differences in abundance between seed bank 1 and others. On the bank 1 it
was collected 47 species and the banks 2 and 3 were composed by 48 species each (Tab. 2). All banks
had a predominance of weed herbs (86% in average) with a highlight to Asteraceae and Poaceae
families (Tab. 2).
Table 2. Number of botanic families and species by family (nº sp/fam) in each seed bank
collected on the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil.
Seed bank 1
Seed bank 2
Seed bank 3
Nº
Nº
Nº
N
Family
Family
Family
sp/fam
sp/fam
sp/fam
1
Amaranthaceae
2
Amaranthaceae
2
Amaranthaceae
2
2
Apiaceae
1
Asteraceae
9
Asteraceae
6
3
Asteraceae
11
Bignoniaceae
1
Bignoniaceae
1
4
Bignoniaceae
1
Brassicaceae
2
Brassicaceae
1
5
Brassicaceae
2
Commelinaceae
1
Commelinaceae
2
6
Commelinaceae
1
Convolvulaceae
1
Cucurbitaceae
1
7
Convolvulaceae
1
Cyperaceae
4
Cyperaceae
4
78
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
Cyperaceae
Euphorbiaceae
Fabaceae
Meliaceae
Plantaginaceae
Poaceae
Polygonaceae
Rubiaceae
Scrophulariaceae
Solanaceae
Verbenaceae
Total
4
5
1
1
1
7
2
1
2
3
1
Euphorbiaceae
Fabaceae
Lamiaceae
Lythraceae
Onagraceae
Oxalidaceae
Poaceae
Polygonaceae
Rubiaceae
Solanaceae
Verbenaceae
Undetermined
5
3
1
1
2
1
6
2
1
3
1
2
Euphorbiaceae
Fabaceae
Lythraceae
Meliaceae
Oxalidaceae
Plantaginaceae
Poaceae
Rubiaceae
Solanaceae
Urticaceae
Verbenaceae
Undetermined
5
1
1
1
1
1
8
1
3
1
1
7
47
Total
48
Total
48
A total of 3459 seedlings were collected in the seed banks with an average of 384.3
individuals by planting zone (SD±19.8) and the total abundance was decreasing from seed bank 1 to
bank 3. The first and second seed banks represented similar pattern of abundance in the three zones,
with the major number of plants in the zone 2. In the third bank a higher abundance was observed
on the zone 3 (Fig. 4). Statistically, only in the second seed bank there was significant difference in
abundance between zone 3 with others (F=6.17; p=0.01).
Figure 4. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on
rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil.
__________________________________________________________________________________
79
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
3.6. Seed Rain
Along one year it was collected 553.10g of seeds, and the zone 3 was responsible by the
production of 72% of this value; in the zone 2 it was recorded 23%, and in the zone 1 only 5% of
seeds. The most productive month was January with 133g and the second one was July (94g); in
another hand, April produced the lowest quantify of seeds (6.2g).
642 seedlings germinated in the boxes during the experiment and belonged to 10 species,
being four indigenous, five exotics and one undetermined (Tab. 3). Regarding life form, half of the
species were arboreal and dominated the samples, with highlight for Melia azedarach in abundance
and relative density (Tab. 3).
It was verified a high frequency of Croton urucurana, Mimosa bimucronata (both natives),
Tecoma stans (exotic) and the climber Mucuna pruriens. Following the same pattern of weight, the
zone 3 had greater abundance of individuals (n=389) and consequently greater density (77.8 ind/m 2).
Melia azedarach contributed with 90% of this value. In the boxes of zone 2, 169 seedlings belonging
to eight species emerged, but with an abundance of Ricinus communis, and the zone 1 there was six
species, and a density of 16.8 ind./m2 with a highlight of Croton urucurana.
Table 3. Species recorded in the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,
Brazil, with seed rain classified in native or exotic, life form and some phytosociologic parameters
(Abu= abundance/ AF = absolute frequency/ RF= relative frequency/ AD= absolute density/ RD=
relative density).
N
Species
Class
Life form
Abu.
AF
RF
(%)
AD (nº
ind/area)
RD
(%)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Begonia sp.
Croton urucurana
Ipomoea cairica
Leucaena leucocephala
Melia azedarach
Mimosa bimucronata
Mucuna pruriens
Ricinus communis
Tecoma stans
Undetermined
Native
Native
Native
Exotic
Exotic
Native
Exotic
Exotic
Exotic
-
Herb
Tree
Climber
Tree
Tree
Tree
Climber
Shrub
Tree
-
6
126
5
2
349
27
3
68
51
1
22.2
88.9
22.2
22.2
22.2
66.7
22.2
11.1
88.9
11.1
5.9
23.5
5.9
5.9
5.9
17.6
5.9
2.9
23.5
2.9
6666.7
140000.0
5555.6
2222.2
387777.8
30000.0
3333.3
75555.6
56666.7
1111.1
0.9
19.6
0.8
0.3
54.4
4.2
0.5
10.6
7.9
0.2
4. DISCUSSION
Observing the outcome of each vegetal indicator, we segregated them into two groups:
those indicators that gave positive and those that gave negative answers. Litterfall production and
canopy openness had positive results, while the species richness, natural regeneration, seed bank
and seed rain gave negative ones.
80
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
4.1. Positive answers
The total annual litterfall production (8.4 Mg.ha-1.yr-1) was greater than those found in some
riparian zones in the West Region of São Paulo State studied by Durigan et al. (1996): 6.4 kg.ha-1.yr-1
for Assis Station; 8.8 kg.ha-1.yr-1 for Marília Station I; 11.1 kg.ha-1.yr-1 for Marília Station II; and 9.7
kg.ha-1.yr-1 for Tarumã. The amount of litterfall was greater than in a savanna forest (622 kg.ha-1.yr-1)
and in a transition forest (6566 kg.ha-1.yr-1) too (SILVA et al., 2007), but lower than in a secondary
forest (10.17 Mg.ha-1.yr-1) and similar with a reforested area at Rio de Janeiro State (8.98 Mg.ha-1.yr-1)
(MACHADO et al., 2008).
According to Martins (2011), the high production of litterfall in restored forests is an
evidence that it should not be occurring troubles in terms of nutrient cycling, because the cycling
starts with the litterfall deposition, its decomposition and liberation for the soil. Thus, the high
litterfall deposition at rehabilitated forest may be a positive parameter and an evidence of mineral
nutrient return to the soil. Furthermore, in riparian zones at initial successional stage, it is expected a
higher litterfall production than on mature ones, because the vegetal community actively invests into
biomass accumulation (growth) (NAIMAN et al., 2005).
The peak of litterfall production in the middle of the rainy season may be a response of
downpour, and the other strongest peak (in the end of dry season) coincided with zero index of
precipitation in July and August (LONDE et al., in prep.). Major litter accumulation on the end of the
dry season, manly by the fall of leaves to reduce loss of water by transpiration, is an expected answer
of vegetal community to hydric scarcity (MARTINS & RODRIGUES, 1999).
After the flood events, it was observed that much of the litterfall layer above the soil was
removed from the soil cover in zone 1 plots. The loss of nutrients at riparian zones, due to litter that
is dragged by floods, should be considered in studies about ecosystem productivity (PAGANO &
DURIGAN, 2009) because this fact might reduce the nutrient concentrations in the plant community
future. On the other hand, the washing of litterfall favors the seedling emergence and establishment
of small-seeds and shade-intolerant species (DUPUY & CHAZDON, 2008).
In general, litterfall seasonality is positively correlated with rainfall seasonality, and in South
America the leaves fraction corresponds to an average of 70.8% (SD ± 8.5%) of the total litterfall
(CHAVE et al., 2010), as seen here. The twigs fractions had a little peak in August (see Fig. 2),
probable due to occurrence of strong wings that broke branches, as also founded by Martins &
Rodrigues (1999).
The changes occurred in canopy openness between seasons may have significant
implications over understory, because changes in light will select which seedlings will survive at
81
Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
rehabilitated forest. Canopy gaps alters the forest microenvironment, structure and composition,
affecting the tree seedlings recruitment (DUPUY & CHAZDON, 2008), still, after that canopy closure in
a restored forest, changes will occur in species composition and competition among plants for light,
water and mineral nutrients (KOZLOWSKI, 2002).
Furthermore, leaves fall and low water availability during the dry season creates more
stressful conditions for seedlings, but when the first rains return, more light and water availability
might favor seedlings under deciduous (or semi-evergreen) trees, generating distinct biological
responses such as growth or death in ones (GANDOLFI et al., 2007).
According Oliveira & Ribas (2011), in the first years of succession, the seedlings recruitment is
higher in the canopy gaps than in the forest understory, but this decrease with time. As a part of
leaves is lost during the year, creating canopy gaps, perhaps the seedlings’ recruitment might
become persistent along the time, but favoring a few species at the forest. Furthermore, it should
also be considered the competition between seedlings and weeds.
4.2. Negative answers
The species richness remained practically the same five years after the rehabilitation,
however with replacement of indigenous by exotic species. Among the native species, Acrocomia
aculeata (Jacq.) Lodd. ex Mart. and Hymenaea courbaril L. are indicated for Brazilian projects of
riparian zones restoration but for well drained areas or with temporary floods (MARTINS, 2011), so
maybe they didn’t perpetuated on the forest because it becomes flooded in the rainy season.
Between exotic trees that have appeared in the area, mainly Leucaena leucocephala (Lam.)
de Wit is an aggressive species that may inhibit the secondary succession and create pure stands, so
it should be avoided in restoration projects (MARTINS, 2011). Tecoma stans (L.) Juss. ex Kunth is a
species that produces a high amount of seeds by year, facilitating its multiplication and it is already
invasive in pastures in some regions of Brazil (LORENZI et al., 2003). Thus, these species can be a
threat for success of rehabilitation projects, mainly because its seeds are easily dispersed by wind.
An equal number of saplings and spacing were used in planting buffer zones but interestingly
it was verified that the abundance of adult trees decreased from zone 3 to zone 1. For instance, the
species Rapaneae sp. and Eugenia uniflora L. were densely planted at zone 1, however only one
example of each was founded nowadays. We argue that maybe this distribution is associated to flood
effects because water reached intensively zone 1. According Jackson & Colmer (2005), plants under
stress caused by flooding of the soil and deeper submergence have constraints on growth,
distribution and productivity.
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Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013
Flood tolerance varies among species and is influenced by plant age, time and duration of
flooding, condition of the floodwater and site characteristics (KOZLOWSKI, 1997). Thus, the flooding
exert strong pressure over plants at a forest and might select ones according to its tolerance of water
excess, mainly on the seedling stage, and assisting in the community formation. Besides, areas that
had severe disturbance in the edaphic conditions and soil communities (like this) may not support
diverse plant communities (OHSOWSKI et al., 2012), due difficulty in recovering biophysical
properties and vegetation, that are dependent of interactions between site-specific factors and land
use (GUARIGUATA & OSTERTAG, 2001).
The natural regeneration also showed that exotic and invasive species are dominating on
recruitment of new individuals and can compromise the rehabilitation success. Leucaena
leucocephala and Ricinus communis L., the two species with higher density, are competitive,
aggressive and produces annually high seed amount (LORENZI et al., 2003; LORENZI, 2008a). If they
established at forest is because they founded opportunities of occupation, such as vacant or breadth
niches (WOLKOVICH & CLELAND, 2011), and may alter the planted species composition leading to
mono-dominancy.
Two factors that may limit recruitment in plant populations are the availability of seeds and
suitable microsites for germination, and survival of seedlings, being that some species limited are by
one or both them (ERIKSSON & EHRLÉN, 1992). The studied area seems not to be proving both
conditions for recruitment of indigenous seedlings, first by low seeds production, and second by
absence of specific microsites without weeds competition. Unfortunately, perhaps the same aspects
that limit the regeneration of planted species may promote the spread of invasive ones.
The three experiments with seed banks had negative outcomes also indicating the
dominance of weed seeds in the soil. Although the ratio between native and exotic species had been
similar, many native ones are considered weeds, such as Ageratum conyzoides L. (Asteraceae),
Cenchus echinatus L. (Poaceae), Commelina diffusa Burm. f. (Commelinaceae) and Setaria parviflora
(Poir.) Kerguélen (Poaceae) (LORENZI, 2008a), that can form dense herbaceous vegetation and inhibit
forest restoration, as showed in other studies (FRANKLIN et al., 2012).
Despite there was no significant difference in seedlings’ abundance before and after floods
(among seed banks), it was noted progressive decrease in number of plants by zones along the
collections, mainly in zone 1 (see Fig. 4), that may be associated to flooding that dragged the seeds
stock on topsoil and/or cause stress over them. The viability and germination’ ability of some species
at seed bank are directly related to the flooding duration, being that in elevational gradients the
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species-specific tolerances to flooding duration alters the number or the germinability of seeds,
determining the distribution of individuals (GEISSLER & GZIK, 2008).
Regeneration of disturbed areas depends on the abundant and viable seed supply, favorable
environmental conditions for germination, and capacity for sprouting or layering of some species
(KOZLOWSKI, 2002), moreover the landscape matrix around the area has great influence over the
rate or even direction of ecological restoration (ZANG & DING, 2008). As riparian forest is included in
an urbanized matrix, there is a lack of native seeds, mainly large ones, which would contribute with
species enrichment at area and/or its perpetuation over time. Furthermore, around anthropic
landscapes, usually there is a strong pressure from propagules of aggressive exotic species that to
inhibit the regeneration of arboreal species and other indigenous life forms (MARTINS et al., 2012).
The number of arboreal species was five to bank 2 and four to banks 1 and 3, with Tecoma
stans, Croton urucurana Baill. and Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze common to three. Others tree
that germinated were Melia azedarach, Erytrina speciosa Andrews and Leucaena leucocephala.
Perhaps due to the young age at forest few species already reached the reproductive stage
Although the number of seedlings germinated in seed rain has been high (n=642), the species
richness was low with two dominant species; 54% of individuals belonged to Melia azedarach and
20% to Croton urucurana. Croton urucurana Baill is a native pioneer tree from 7 to 14 meters, is
deciduous and feature of wet grounds, and recommended to mix planting in degraded riparian zones
(LORENZI, 2008b).
Half of species from seed rain were arboreal, but were the same of those found in seed
banks and are species of initial stage, and some are exotics. The absence or low density of seeds of
no-pioneer in the seed rain mean that these species will have difficult of regeneration in the area,
and as the no pioneer species are important in to define the forest structure, the results may indicate
that measures have to be adopted aiming stimulate its arrival at area (MARTINS, 2011). Furthermore,
the high abundance of exotic trees in seed rain is an indicator of troubles in the reproduction of
planted indigenous species, and that the area is being contaminated by external sources (MARTINS,
2011).
Only two climbers were founded at forest (see Tab. 3), including Mucuna pruriens (L.) DC. an
indigenous plant of the Fabaceae family utilized for distinct purposes in traditional medicine in
tropical regions and others countries (LONGHI et al., 2011), and Ipomoea cairica (L.) Sweet that is
native of Brazil too, but is a weed very abundant over fences, vacant lots and orchards (LORENZI,
2008a).
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The incorporation of other life forms in restored areas is very important, and to understand
the process of understory succession is of critical importance for the development of management
guidelines for biodiversity restoration (BRUNET et al., 2011). However, in anthropic landscapes the
arrival of propagules via seed rain may be comprise reducing the possibility of natural enrichment at
area (MARTINS et al., 2012).
4.3. Which indicator represented better the reality at forest?
This question cannot be easily answered because the nature influenced is in a multifactorial
way (HALD et al., 2003), and thus, to have a more complete vision about the studied forest, we point
out three vegetal indicators that cover following ecological attributes: structure, composition, and
function. Brancalion et al. (2012) classified the vegetal indicators according to these ecological
attributes to assess a restored ecosystem, where the natural regeneration and canopy openness are
attributes of the structure; species richness is an indicator of composition; and litterfall production,
seed bank and seed rain are attributes of the ecosystem’ functionality. Thus, for a broader
assessment of any forest is interesting to use a combination of indicators instead of only one.
In this context, we suggest using at least one indicator of each ecological attribute, and in this
study, three of them better reflected the reality at forest, and could be extrapolated for others
studies of assessment and monitoring of restored forests. They are (1) species richness as indicator
of composition, (2) seed bank as indicator of functionality, and (3) natural regeneration as structural
indicator (Fig. 5). The species richness permitted to know which planted species established in the
forest and which were replaced, while seed bank clearly indicated that few planted species are
reproducing and storing seeds in the soil, but there are a high number of species of weeds (and
abundance also). The natural regeneration showed that few tree planted species are recruiting new
individuals, but the invasive exotics are doing it well. Thus, these three indicators gave the same
answer: the rehabilitated forest is not sustainable yet, and it threatened is by invasive exotic species.
These indicators are more easily quantified than others are, and they may aggregate
information of several points the ecosystem functioning, allowing an easier achievement of the real
quality of recovery area. Andreasen et al. (2001), emphasize that the ideal indicators will incorporate
information from multiple dimensions of the ecosystem, thereby enhancing the necessity in to use
more than one indicator for capture the environmental complexity. Therefore, the use of only one
indicator can mask valuable information, to cause certain confusion and even lead to making wrong
management decisions.
Despite the canopy openness have been positive, we do not recommend its use alone
because it not represented the entire reality at forest. It showed good productivity of canopy, but is
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not possible discern what tree species are, and if are indigenous or exotics, just answer about the
structure of canopy. Seed rain was a good parameter too, but its information are restricts the upper
stratum at forest, depending the height of collectors, and so, for an evaluation more detailed is
preferable the seed bank that can sample all strata.
Figure 5. The three vegetal indicators that best assessed the rehabilitated site were (1) species
richness, (2) seed bank, and (3) natural regeneration. Each indicator represent one ecological
attribute (circles) that composes the ecosystem, and they give important information that can be
used in management actions.
__________________________________________________________________________________
As described, the litterfall production was high when compared with other studies in tropical
forests, answering well about productivity and indirectly about nutrient cycling at area. Thus, if the
goal is to know just about productivity, it is a good indicator, but such as canopy openness it give
directional information, and without distinct species. Moreover, litterfall production is influenced by
several environmental factors, as precipitation, temperature, light, humidity (DURIGAN et al., 1996;
MARTINS & RODRIGUES, 1999), as soon, the litter deposition may be in response of environment
changes and not by plants. For instance, the high production founded here may be in function of the
edges effect, because rehabilitated forest is narrow (< 50 m) and so, itself becomes the edge effect,
due increase in temperature, light and air humidity that enhance the litterfall deposition (DURIGAN
et al., 1996).
According to Brancalion et al. (2012), among the limitations to advance of the evaluation and
monitoring of restored forests, is the establishment of key-indicators for the success of restoration,
at the same time in which to save money and have a good diagnostic at area. We argue who the use
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of these three indicators (species richness, seed bank and natural regeneration) restricts such
limitations because they give us a good vision how the forest is now, being key-points of the
ecosystem. Moreover, reducing the number of indicators will possibly save time and money, because
the sampling effort becomes easier and faster. For instance, one year was the time necessary to
make the floristic survey of arboreal species, to sample the natural regeneration (seedlings), and to
conduce the experiments with seed banks (two samplings, one by season).
Another approach is whether these indicators used can be to compare multiple ecosystems.
As pointed by Rodrigues & Gandolfi (2004), due the diversity of situations and environments that
should be recovered, it seems unlikely the establishment of universal indicators. Nevertheless, the
pointed indicators can be used in a range of environments, such as restored riparian zones in
general, non-riparian forests, in pristine forests, highly degraded areas, and of course, in areas with
similar features to this.
Finally, we suggest the control of aggressive grasses, the thinning of Leucaena leucocephala
and Ricinus communis, as well as to make enrichment with secondary and climax species (LAMB &
GILMOUR, 2003), to carry out topsoil transposition of other fragments (REIS et al., 2003), and if
possible to increase the size of riparian zone rehabilitating new places nearby. With such measures,
it’s possible that forest return some ecological services, become self-sustainable in a near future,
improve the local landscape and be an example of success.
5. ACKNOWLEDGMENTS
The authors thank Dr. Mª Rita Scotti Muzzi of the Universidade Federal de Minas Gerais for
having shown studied area, and CAPES by Master scholarship of Vinícius Londe.
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