instituto de pesquisas jardim botânico do rio de...
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Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro
Escola Nacional de Botânica Tropical Programa de Pós-graduação Stricto Sensu
Tese de Doutorado
Composição, estrutura e efeitos de bordas lineares na
comunidade arbustiva-arbórea de um remanescente
urbano de Mata Atlântica no sudeste do Brasil
André Scarambone Zaú
Rio de Janeiro 2010
ii
Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro
Escola Nacional de Botânica Tropical Programa de Pós-graduação Stricto Sensu
Composição, estrutura e efeitos de bordas lineares na
comunidade arbustiva-arbórea de um remanescente
urbano de Mata Atlântica no sudeste do Brasil
André Scarambone Zaú
Tese apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Botânica, Escola Nacional de Botânica Tropical, do Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro, como parte dos requisitos necessários para a obtenção do título de Doutor em Botânica. Orientador: Leandro Freitas
Rio de Janeiro 2010
iii
Composição, estrutura e efeitos de bordas lineares na
comunidade arbustiva-arbórea de um remanescente urbano de
Mata Atlântica no sudeste do Brasil
André Scarambone Zaú
Tese submetida ao corpo docente da Escola Nacional de Botânica
Tropical, Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro - JBRJ,
como parte dos requisitos necessários para a obtenção do grau de Doutor.
Aprovada por:
Prof. Dr. Leandro Freitas (Orientador) _______________________________
Prof. Dr. Luis Mauro Sampaio Magalhães ____________________________
Prof. Dr. Pablo José Francisco Pena Rodrigues ________________________
Prof. Dr. Rogério Ribeiro de Oliveira _______________________________
Prof. Dr. Flávio Nunes Ramos _____________________________________
em 29/10/2010
Rio de Janeiro 2010
iv
Zaú, André Scarambone.
Z39c Composição, estrutura e efeitos de bordas lineares na comunidade arbustiva-arbórea de um remanescente urbano de Mata Atlântica no sudeste do Brasil – Rio de Janeiro, 2010.
xxiii, 229 f. : il. Tese (doutorado) – Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio
de Janeiro/Escola Nacional de Botânica Tropical, 2010. Orientador: Leandro Freitas Bibliografia. 1. Floresta urbana. 2. Ecologia de estradas. 3. Parque Nacional da
Tijuca. 4. Microclima. 5. Psychotria nuda. I. Título. II. Escola Nacional de Botânica Tropical.
CDD 577.55
v
REFLEXÕES
Os “dez mandamentos” de um Professor de uma Universidade Pública
Na minha visão, é claro!
1. Não acredite em tudo o que você ouve;
2. Não duvide de tudo o que você ouve;
3. Seja prudente e aja com reflexão, especialmente quando não conhecer de fato um assunto sobre o qual sua decisão possa acarretar em sérias e prolongadas consequências para os outros e para a coletividade. Aja de acordo com o Princípio da Precaução;
4. Trate os outros profissionais e estudantes como gostaria de ser
tratado;
5. Compreenda os princípios de uma Universidade Pública, gratuita, de qualidade, socialmente referenciada, laica e democrática, resultado de longa e dura construção coletiva;
6. Conheça as diferenças entre disciplinaridade, pluridisciplinaridade,
interdisciplinaridade e transdisciplinaridade e tente praticar a “indissociabilidade” ensino, pesquisa e extensão;
7. Conheça o texto de Brecht “O Analfabeto Político”; o “Soneto de
Fidelidade“ de Vinícius; o poema de Henfil sobre flores; as idéias de Nietzsche sobre educação...;
8. Conheça o RJU;
9. Conheça os princípios de Paulo Freire sobre os educandos e as propostas
Construtivista e Montessoriana de ensino;
10. Nos momentos de dúvida, relembre o significado original da expressão “servidor público”.
André Scarambone Zaú (Prof. da UNIRIO)
vi
Soneto de Fidelidade
“De tudo ao meu amor serei atento Antes, e com tal zelo, e sempre, e tanto Que mesmo em face do maior encanto Dele se encante mais meu pensamento.
Quero vivê-lo em cada vão momento E em seu louvor hei de espalhar meu canto
E rir meu riso e derramar meu pranto Ao seu pesar ou seu contentamento
E assim, quando mais tarde me procure Quem sabe a morte, angústia de quem vive
Quem sabe a solidão, fim de quem ama Eu possa me dizer do amor (que tive):
Que não seja imortal, posto que é chama Mas que seja infinito enquanto dure”.
Vinícius de Moraes
"O pior analfabeto é o analfabeto político.
Ele não ouve, não fala, nem participa dos acontecimentos políticos. Ele não sabe que o custo de vida, o preço do feijão, do peixe, da farinha, do
aluguel, do sapato e do remédio dependem das decisões políticas. O analfabeto político é tão burro que se orgulha e estufa o peito dizendo
que odeia a política. Não sabe o imbecil que da sua ignorância política nasce a prostituta, o menor abandonado, e o pior de todos os bandidos que é o
político vigarista, pilantra, o corrupto e lacaio dos exploradores do povo". Brecht
“A Universidade não pode ser o local do argumento da autoridade,
deve ser o local da autoridade do argumento”. Pedro Demo
“Se não houver frutos, valeu a beleza das flores; Se não houver flores, valeu a sombra das folhas;
Se não houver folhas, valeu a intenção da semente”. Henfil
“Não confunda jamais conhecimento com sabedoria.
Um o ajuda a ganhar a vida; o outro a construir uma vida ”. Sandra Carey
“A ciência nunca resolve um problema sem criar pelo menos outros dez“.
Bernard Shaw
“A ciência descreve as coisas como são; a arte, como são sentidas, como se sente que são”.
Fernando Pessoa
“A imaginação é mais importante que a ciência, porque a ciência é limitada, ao passo que a imaginação abrange o mundo inteiro”.
Albert Einstein
vii
“A ciência fez de nós deuses antes mesmo de merecermos ser homens”. Jean Rostand
“A política é a ciência da liberdade”.
Pierre Proudhon
“A preguiça é a mãe do progresso.
Se o homem não tivesse preguiça de caminhar, não teria inventado a roda”. Mário Quintana
“Devemos julgar um homem mais pelas suas perguntas que pelas respostas”.
Voltaire
“A verdadeira ciência ensina, sobretudo a duvidar e a ser ignorante“.
Miguel Unamuno
“Para aprender a pensar é preciso primeiro aprender a dançar.
Quem dança com as idéias descobre que pensar é alegria. Se pensar lhe dá tristeza é porque você só sabe marchar, como soldados em ordem unida.
Saltar sobre o vazio, pular de pico em pico. Não ter medo da queda. Foi assim que se construiu a ciência:
não pela prudência dos que marcham, mas pela ousadia dos que sonham. Todo conhecimento começa com o sonho.
O conhecimento nada mais é que a aventura pelo mar desconhecido, em busca da terra sonhada.
Mas sonhar não é coisa que se ensina...” Nietzsche
“É preciso sonhar, mas com a condição de acreditar em nosso sonho,
de confrontar nossa observação com nosso sonho, de realizar escrupulosamente nossas fantasias“.
Lênin
“O bom educador é aquele que influencia de maneira com que as pessoas não se deixem influenciar”.
Paulo Freire
“Cada dia a natureza produz o suficiente para nossa carência. Se cada um tomasse o que lhe fosse necessário,
não havia pobreza no mundo e ninguém morreria de fome”.
Mahatma Gandhi
Um trabalho científico não é igual a um almoço do tipo “PF”, nem igual a um lanche fast food.
Decorre de escolha elaborada de ingredientes. É como se fosse uma ida a um bristrô, a degustação de queijos e vinhos ou um namoro apaixonado. Por isso, deve ser realizado sem pressa...
Anônimo
“A natureza nunca nos engana; somos sempre nós que nos enganamos”. Rousseau
viii
DEDICATÓRIA
Dedico aos meus filhos, meus frutos,
Pedro, Maria, Monique e quem mais vier.
ix
Dedico a meus pais, minhas raízes. À minha mãe
Ignez Ivone Scarambone Zaú que foi, mais uma vez,
como sempre, fundamental durante todo esse período
de tese e também ao longo de toda minha vida; e a meu
pai José Clementino Zaú (in memorian) retirante
nordestino, técnico agrícola com pouco estudo formal,
mas que hoje sei foi um dos principais responsáveis por
essa minha paixão pela Natureza.
x
AGRADECIMENTOS
Acho que uma das partes mais difíceis de serem realizadas sem lacunas
significativas são os agradecimentos. Num mundo cada vez mais corrido, competitivo e,
em alguma medida, com importantes aspectos de relacionamento pessoal e social por vezes
pouco considerados, deixamos de cultivar as formas de agradecimento com a frequência e
a dedicação que poderíamos.
Sabendo que certamente não conseguirei agradecer nominalmente a todos aqueles e
aquelas que, de alguma forma, contribuíram para que esse trabalho fosse realizado – a lista
seria tão grande quanto os créditos que passam na tela ao final de um filme –
antecipadamente peço desculpas àqueles que não estão nominalmente citados. Mas, posso
afirmar – Você também foi importante para mim e para este trabalho!
Diferentemente do habitual, vou começar agradecendo aqueles que foram meus
parceiros no dia a dia. Meus estagiários, estagiárias e ex-estagiários(as) do Laboratório de
Ecologia Florestal da Universidade Federal do Estado do Rio de Janeiro – UNIRIO. Meus
amigos e amigas. Obrigado a vocês que estiveram ou ainda estão comigo, depois de mais
de cinco anos, ou seja, mesmo antes do início de meu doutoramento. Agradeço por alguns
de vocês terem continuado com seus trabalhos no estágio, mesmo quando me transferi da
UFRRJ para a UNIRIO, a mais de 80 Km de distância. Agradeço aos estudantes da
UNIRIO, da UFRRJ e da UFF que ajudaram em muitas das atividades realizadas,
especialmente aquelas relacionadas aos pesados, mas divertidos trabalhos de campo.
Nossos trabalhos frequentemente acabavam no final da noite... Mas, também,
frequentemente acabavam em pizza, por vezes cortadas com as tesouras de poda ou com as
tesouras que usávamos para cortar o alumínio das latinhas de cervejas e refrigerantes que
serviam para fazer as placas numeradas a serem colocadas nas árvores... Hoje muitos de
xi
vocês estão formados, alguns cursando pós-graduações e outros, certamente, entrarão em
cursos de pós brevemente. Sem dúvida isso é uma das coisas que mais me deixa feliz e
orgulhoso! Vocês se formaram bem! Assim, se quiserem, façam uma pós-graduação.
Senão, sejam felizes com seus trabalhos e em suas vidas, porque sendo corretos, como
vocês são, farão sempre aquilo que acreditam mais acertado, da melhor forma possível.
Agradeço especialmente aos amigos e amigas, colegas de profissão, ex-estudantes
ou estudantes da UNIRIO Aline Silva Machado (mestranda na ENBT), Wallace Beiroz
Imbrósio da Silva (mestrando na UFLA), Vinicius Gomes da Costa, Gabriela Akemi
Macedo Oda, Daniele Andrade de Carvalho (mestranda na ENBT), Vitor Ottoni Pastore e
Maria Isabel Sigiliano Gomes, Ligia Collado Iwamoto, Guilherme Malvar da Costa
(mestrando no INPA), Diogo Fonseca Mantovanelli (mestrando na UNESP), Mateus
Vieira da Cunha Salim (mestrando no INPA), Priscila Vilela Borges, Isadora Cristina
Motta Lessa (mestranda na UERJ), Vanessa Doynsilê Leal, Emilie Marques Jordão,
Wanessa de Souza Baptista, Rosane Toledo de Moraes, Mariana Gomes Lima, Jorge
Gabriel França Abrahão, Ana Paula Lugon, dentre tantos outros estudantes da UNIRIO que
me acolheram como mais um companheiro na construção permanente de uma
Universidade cada dia melhor e mais comprometida com as causas ambientais e com a
igualdade social.
Agradeço também a Christian Aparecido da Silva e Ricardo Carelli Araújo, ex-
estudantes da UFF, bem como aos ex-estudantes de Engenharia Florestal da Rural Jansen
Jorge Benício Simões Mattos, Michelle de Oliveira Ribeiro (Mestre pela UFF), Tatiana
Passos, Tatiana Scheider, Carlos, além de Gustavo Pena Freitas, da Biologia (mestrando na
UFRRJ), que participaram das atividades relacionadas aos projetos desenvolvidos no
PARNA Tijuca.
xii
Da Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro agradeço ainda a vários outros
discentes que não participaram diretamente das atividades desenvolvidas, mas ajudaram
muito no início do projeto com seus questionamentos e, principalmente com suas
esperanças num futuro melhor: ecologicamente mais saudável e socialmente mais justo.
Agradeço especialmente aos ex-estagiários e pesquisadores, em algum momento
associados, Sandro Leonardo Alves, analista ambiental do ICMBio, especialista em
primatas (mestrando na UFPA); Ciro José Ribeiro de Moura (mestrando na UERJ), Samuel
Pigozzo Silva (doutorando na UFRRJ), Maurício Jorge Bueno Faria (Mestre pela UFRRJ),
Gilson Roberto de Souza (Mestre pela UFRRJ), Bruno Bof Campos, Joyce Michellucho,
Anne Sueli Diniz Gonçalves e tantos outros.
Apesar do grande número de estudantes que ajudaram em algum momento no
projeto, apenas três monografias foram realizadas com temas parcialmente relacionados
aos desenvolvidos nesse trabalho. Assim, durante esse período do doutorado tive a
oportunidade (e a insanidade) de trabalhar com temas que foram desde besouros até
espécies vegetais exóticas invasoras, passando por projetos de educação ambiental.
Entretanto, todo esforço realizado, especialmente em campo, teria sido absolutamente
insuficiente sem o verdadeiro companheirismo e a dedicação de vocês.
Agradeço ainda a Dejan Souza de Carvalho, um ex-estudante que estava no início
do segundo grau, em uma escola pública de Seropédica, que veio pelo projeto Jovens
Talentos da FAPERJ e hoje está na Universidade cursando carreira na temática ambiental.
Muito obrigado “meus” estudantes! Certamente vocês são o meu principal legado
acadêmico!
Agradeço ao meu filho, meu verdadeiro parceiro, Pedro Nogueira Scarambone Zaú
que teve a “oportunidade” de ir a campo algumas vezes, por exemplo, ajudando a medir
parâmetros micro-climatológicos. Mesmo só fazendo vestibular para alguma carreira
xiii
ambiental com início previsto para 2011, você já é mais um “guerreiro da causa
ambiental”!
Agradeço também a Maria Nogueira Scarambone Zaú, minha filha querida e a flor
mais bonita que penso cuidar quase diariamente, e que também participou de vários dias de
campo, além de perceber, desde muito pequena, que mesmo nos fins de semana, nossos
passeios sempre foram muito associados ao meu “escritório” de trabalho (a floresta).
Agradeço a minha filha “pequenininha” Monique dos Santos Brasil Scarambone
Zaú, que mesmo sem entender muito bem a situação, me cobrou muito menos do que eu
poderia ter sido cobrado pelas constantes e prolongadas ausências.
Agradeço a Deise Amaral, minha companheira em tudo nesses últimos cinco anos.
Nos momentos mais felizes e nas horas mais difíceis você esteve ao meu lado. Você é o
meu exemplo, pelos valores raros, determinação pessoal, capacidade de doação e afeto
comigo e com os meus. À você digo simplesmente – “Te adoro”!
Agradeço a minha mãe Ignez Ivone Scarambone Zaú, que sempre me apoiou em
todas as minhas escolhas e compreendeu as minhas ausências em diversos momentos ao
longo desse período.
Agradeço à Thiago Zaú de Oliveira, meu sobrinho, pela eventual ajuda em campo
e, principalmente por ajudar em importantes questões familiares, proporcionando
tranquilidade para que eu conseguisse trabalhar com mais dedicação.
Será? Essa foi uma das perguntas mais importantes e recorrentes feitas pelo meu
orientador, Dr. Leandro Freitas. Mesmo com meu frequente distanciamento do dia a dia do
Jardim, pela vida paralela em função das atividades docentes na UNIRIO, simultaneamente
com o doutorado, nas vezes em que dialogávamos transbordava conhecimento, sabedoria,
críticas de altíssima qualidade e muito bom senso em seu trabalho na Ciência. Obrigado,
especialmente pelas críticas mais duras e difíceis! Por vezes precisei de dias, semanas ou
xiv
até mesmo meses para perceber que todas as críticas eram procedentes. Muito obrigado,
por compreender minhas limitações decorrentes das atividades profissionais em paralelo na
Universidade e por aceitar uma forma “orientação à distância”, através dos intermináveis
e-mails. Obrigado por tudo!
Agradeço ao Dr. Rogério Ribeiro de Oliveira, pelas críticas na fase de elaboração
do projeto, na disciplina de Seminários II e no exame de qualificação, e por sua
participação como membro da banca de avaliação da tese. Obrigado pelo apoio, incentivo,
criatividade, doação ao próximo, preocupação com os menos favorecidos e com o
“resgate” de pessoas pela educação, especialmente através do acolhimento. Obrigado por
tudo, mesmo desde muito antes desta fase de doutoramento e provavelmente, também,
muito depois!
Agradeço à Dra. Ariane Luna Peixoto por seu incentivo para que eu fizesse minha
inscrição no processo seletivo, há mais de cinco anos atrás, pelas críticas no projeto inicial,
na disciplina de Seminários I, por sua amizade e parceria à época dos trabalhos
desenvolvidos na Floresta da Cicuta em Volta Redonda, antes do doutorado, e por ser um
exemplo de dedicação, seriedade e trabalho.
Agradeço ao Dr. Luís Mauro Sampaio Magalhães por seu trabalho de avaliação da
tese na pré-banca, por participar da banca de defesa com pertinentes colocações e, por ter
mudado minha vida quando pude aprender um pouco sobre as relações sociais na carreira
docente e na Universidade. Muito obrigado, principalmente pelo apoio irrestrito em
momentos difíceis de um passado distante!
Agradeço ao Dr. Pablo José Francisco Pena Rodrigues por ter participado da
avaliação de meu projeto na disciplina de Seminários I, no exame de qualificação, por ter
mostrado questões que, de fato, eu não estava observando de uma forma nítida no início da
minha relação com a pós-graduação e por aceitar participar como avaliador deste trabalho,
xv
mais uma vez, como membro na banca de defesa. Agradeço ainda pela inspiração passada
por seus trabalhos na temática que trabalhamos em comum e pelas críticas cuidadosas e
muito pertinentes.
Agradeço ao Dr. Flávio Nunes Ramos pelas críticas, pela proposta muito adequada
para possíveis publicações e pela disponibilidade de participar da banca de defesa.
Agradeço também pela inspiração principalmente a partir de seus trabalhos com efeitos de
borda e com a Psychotria e também pela inspiração e bom humor passados por algumas
das caricaturas e charges disponibilizadas no site de seu laboratório.
Agradeço ao Dr. Marcelo Trindade Nascimento, Dra. Ariane Luna Peixoto, Dra.
Rejan Guedes Bruni, Dra. Alessandra Nasser Caiafa, Dr. Fábio Rúbio Scarano e Dra.
Dorothy Sue Dunn de Araújo por participarem como membros suplentes na banca de
defesa da tese.
Agradeço aos taxonomistas especialistas nas famílias das plantas coletadas os quais
foram fundamentais para a mais precisa identificação e, consequentemente, essenciais para
a geração de informações ecológicas com mais qualidade. Agradeço especialmente ao Dr.
Haroldo Lima (Fabaceae e indeterminadas), Dr. Alexandre Quinet (Lauraceae e
indeterminadas), Dr. Marcelo Souza (Myrtaceae), MSc. Robson Ribeiro (in memorian)
(Fabaceae), Dr. Cyl Farney de Sá (Nyctaginaceae), Dra. Elsie Guimarães (Piperaceae e
indeterminadas), Dra. Ariane Peixoto (Monimiaceae e indeterminadas), Dra. Adriana
Lobão (Annonaceae), Dr. Ronaldo Marquete (Salicaceae e indeterminadas), Dra. Ângela
Vaz (Fabaceae e indeterminadas) e Dra. Arline Souza de Oliveira (Euphorbiaceae), a Dra.
Berenice Chiavegatto (Melastomataceae) e várias outras pessoas que também se
dispuseram a “olhar o material” 99% estéril.
Agradeço ao Dr. Evaristo de Castro Júnior, pela cessão do mapa de relevo e por
seus diálogos sempre otimistas e que efetivamente contribuem para soluções inovadoras e
xvi
diferenciais. À Hélio Beiroz pela elaboração do mapa de vegetação, à Márcio D’Arrochella
pela cessão de dados de solos e à Betina Suzuki pela revisão da versão em inglês no último
capítulo.
Agradeço aos meus colegas de pós-graduação na Rural, especialmente ao Dr.
Lenício Golçalves, Dr. Luís Mauro Magalhães, Dra. Ana Maria Dantas e Dra. Nedda
Mizuguchi, por terem compreendido minhas limitações de participação no curso nos
últimos anos.
Agradeço aos Professores da pós graduação em Botânica, do Jardim Botânico do
Rio de Janeiro, especialmente ao Dr. Haroldo Lima, Dra. Helena Bergallo, Dra. Rejan
Guedes, Dr. Elsie Guimarães, Dra. Ariane Peixoto, Dr. Alexandre Quinet, Dra. Ângela
Vaz, Dr. Gabriel Bernardello e demais docentes. Seus ensinamentos foram fundamentais
para minha formação.
Agradeço ao meu amigo Carlos Alberto (Carlinhos), ex-funcionário do Herbário do
INEA pelo auxílio na determinação preliminar de algumas coletas botânicas.
Agradeço a Norma Crud Maciel, chefe do INEA na Vista Chinesa, a Heron
Zanellatto, curador do Herbário Alberto Castelhanos, atualmente do INEA e aos outros
funcionários, pela possibilidade de utilização das dependências instituicionais.
Agradeço à todos do ICMBio que trabalham no PARNA Tijuca, especialmente à
Loreto Figueira e Ivandy Astor (analistas ambientais), Bernardo Issa (chefe do PARNA
Tijuca), Ricardo Calmon (ex-chefe) e Jean Marx (terceirizado que atua como guia e nos
projetos de Educação Ambiental do Parque), pela verdadeira parceria nos projetos do
Laboratório de Ecologia Florestal da UNIRIO. Agradeço especialmente pela constante
pronta resposta das solicitações referentes às autorizações para as coletas e atividades de
pesquisa no parque.
xvii
Agradeço aos meus amigos Renato Sardinha, Marcos Pompeu, Marcello Xavier,
Miguel Carlos Gomes, Carlos Henrique, Paulo Maurício Meneguite e outros tantos, que
mesmo sem nos encontrarmos nos últimos anos não deixaram de ser verdadeiros amigos.
Agradeço aos meus colegas de trabalho na UNIRIO, especialmente ao Dr. Ricardo
Cardoso, responsável pelas disciplinas de Ecologia Básica que deixei participar durante um
semestre, ao Dr. Alcides Wagner Serpa Guarino (Diretor e coordenador dos cursos do
IBio) que sempre me apoiou e incentivou em todas as etapas do meu doutoramento e ao
meu amigo Izidro Souza Filho pela presença constante, pelas críticas e pelo auxílio em
algumas etapas deste trabalho.
Agradeço aos colegas do Departamento de Botânica da UNIRIO que
compreenderam minhas ausências, mesmo quando eu estava temporariamente no cargo de
chefe do Departamento de Botânica, especialmente na fase final de redação da tese e de
preparação da defesa.
Agradeço especialmente a Dra. Rosani Arruda, nossa querida ex-chefe que,
infelizmente para a gente, mas para sua felicidade e de sua família, deixou a UNIRIO para
trabalhar na co-irmã UFMS, em sua terra natal. Muito obridado pelos anos de convívio,
com paz, espírito de grupo, generosidade e consideração pessoal.
Agradeço a mais nova amiga da UNIRIO, Dra. Denise Klein, que ajudou muito e
continua ajudando nas tarefas relacionadas à chefia do Departamento de Botânica,
especialmente nos períodos que eu estava mais atarefado com as questões relativas à tese.
Agradeço aos colegas de turma de doutorado e aos contemporâneos, especialmente
aos meus verdadeiros amigos, Dr. Ronaldo Marquete, Dra. Jacira Rabelo, Dr. Maurício
Salazar, Dra. Jakeline Prata, Dra. Adriana Lobão e Dra. Gracialda Ferreira e aos outros(as).
Agradeço aos mestres, futuros doutores e colegas Beatriz Cartelar, Daniella
Tourinho, Jerônimo Boelsums, Leonardo Silva, Marina Wolowski, Rafael Borges,
xviii
Alexandre Christo, João Iganci, Gustavo Heiden, Nivea Dias, Pablo Prieto, Rodolfo Abreu,
Monique Gabriel, Gilberto Terra e todos aqueles que sempre participaram de discussões
acadêmicas, trabalhos e atividades no sentido de buscar o aprendizado mais aprofundado e
no desenvolvimento de ações para contribuir para a melhoraria do curso.
Agradeço à Escola Nacional de Botânica Tropical e aos idealizados da proposta de
curso, pela excelente infra-estrutura disponível, conquistada com muito trabalho e
fundamental para o desenvolvimento de todas as etapas do curso.
Agradeço a todos os funcionários da Escola Nacional de Botânica, em especial à
coordenadora Dra. Dorothy Sue Dunn de Araújo e aos secretários Januzzia Fernandes
Ferreira, Nilson Freitas e Hevelise Fregonesse Peregrino, Marcus Vinícius Calheiros Silva,
Diego da Silva Braga e também aos anteriores e à bibliotecária do Instituto de Pesquisas
Jardim Botanico do Rio de Janeiro, Penha Ferreira.
Agradeço aos pesquisadores, funcionários e prestadores de serviço do Instituto de
Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro, especialmente à Dra. Rafaela Forzza,
curadora do Herbário do Jardim Botânico do Rio de Janeiro.
Agradeço aos trabalhadores diversos e amigos, dentre eles Vantuir Chagas, os
prestadores de serviços e o pessoal administrativo da UNIRIO, especialmente Leandra, Seu
Evangelista, Mário, Doriedson, Marcos, Júlio César e outros importantes servidores
terceirizados, além da Dona Marli, Claúdio e aos recém contradados da secretaria do IBio
que, de alguma forma, contribuíram para ampliar nossa capacidade executiva, segurança,
conforto e bem estar no ambiente de trabalho.
Agradeço aos docentes da UNIRIO, que em seus cargos temporários de chefia,
direção, decania, pró-reitoria e reitoria se doam para o bem coletivo e para a Instituição,
muitos com o verdadeiro, mas infelizmente hoje raro espírito público.
xix
Agradeço às diversas pessoas não citadas nominalmente mas, que de alguma forma
também ajudaram neste trabalho.
A todos, os meus mais sinceros agradecimentos.
xx
SUMÁRIO REFLEXÕES ........................................................................................................................ v DEDICATÓRIA.................................................................................................................viii AGRADECIMENTOS .......................................................................................................... x RESUMO ..........................................................................................................................xxii ABSTRACT .....................................................................................................................xxiii INTRODUÇÃO GERAL .................................................................................................... 1 ÁREA DE ESTUDO............................................................................................................ 9 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................................ 19 CAPÍTULO I MICROCLIMA EM UMA FLORESTA URBANA NO SUDESTE DO BRA SIL SUJEITA A EFEITOS DE BORDA DE ESTRADA RESUMO ............................................................................................................................ 30 INTRODUÇÃO................................................................................................................... 30 MATERIAL E MÉTODOS................................................................................................. 32
Registros microclimáticos............................................................................................... 32 Análise dos dados............................................................................................................ 35
RESULTADOS ................................................................................................................... 37 DISCUSSÃO....................................................................................................................... 51 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................................ 57 CAPÍTULO II COMPOSIÇÃO FLORÍSTICA DO ESTRATO ARBUSTIVO-ARBÓREO EM UM REMANESCENTE URBANO DE MATA ATLÂNTICA NO SUDESTE DO BRASIL RESUMO ............................................................................................................................ 64 INTRODUÇÃO................................................................................................................... 64 MATERIAL E MÉTODOS................................................................................................. 67
Caracterização florística................................................................................................. 67 Análise dos dados............................................................................................................ 69
RESULTADOS ................................................................................................................... 71 Caracterização florística................................................................................................. 71 Grupos sucessionais........................................................................................................ 76 Síndromes de dispersão................................................................................................... 80 Similaridade regional......................................................................................................82
DISCUSSÃO....................................................................................................................... 89 Caracterização florística................................................................................................. 89 Grupos sucessionais........................................................................................................ 95 Síndromes de dispersão................................................................................................... 99 Similaridade regional.................................................................................................... 100
CONCLUSÕES................................................................................................................. 101 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .............................................................................. 102
xxi
CAPÍTULO III FITOSSOCIOLOGIA E ESTRUTURA FÍSICA DO ESTRATO ARBUS TIVO-ARBÓREO EM UMA FLORESTA URBANA SUJEITA A EFEITOS DE BORDA RESUMO .......................................................................................................................... 117 INTRODUÇÃO................................................................................................................. 117 MATERIAL E MÉTODOS............................................................................................... 120
Caracterização fitossociológica.................................................................................... 120 Análise dos dados.......................................................................................................... 120
RESULTADOS ................................................................................................................. 121 Caracterização fitossociológica.................................................................................... 121 Estrutura física.............................................................................................................. 123
DISCUSSÃO..................................................................................................................... 131 Caracterização fitossociológica.................................................................................... 131 Estrutura física.............................................................................................................. 135
CONCLUSÕES................................................................................................................. 137 REFERÊNCIAS BILIOGRÁFICAS................................................................................. 138 CAPÍTULO IV EDGE EFFECTS ON SPATIAL DISTRIBUTION AND REPRODUCTI VE PHENOLOGY OF Psychotria nuda (RUBIACEAE) IN A REMNANT OF ATLANTIC FOREST ABSTRACT ...................................................................................................................... 147 INTRODUCTION............................................................................................................. 147 MATERIAL AND METHODS......................................................................................... 150
Studied species............................................................................................................... 150 Site description.............................................................................................................. 151 Methods......................................................................................................................... 152 Techniques..................................................................................................................... 153
RESULTS.......................................................................................................................... 153 DISCUSSION.................................................................................................................... 156
Abundance and edge distance....................................................................................... 156 Similarity between sites................................................................................................. 156 Spatial distribution pattern............................................................................................ 157 Phenological condition.................................................................................................. 158
CONCLUSION ................................................................................................................. 158 ACKNOWLEDGEMENTS .............................................................................................. 159 REFERENCES.................................................................................................................. 159 CONCLUSÕES GERAIS ............................................................................................... 168 ANEXOS – Capítulo I....................................................................................................... 172 ANEXOS – Capítulo II ..................................................................................................... 176 ANEXOS – Capítulo III .................................................................................................... 221
xxii
RESUMO
(Composição, estrutura e efeitos de bordas lineares na comunidade arbustiva-arbórea de um remanescente urbano de Mata Atlântica no sudeste do Brasil). A fragmentação é uma das principais ameaças à biodiversidade, por ampliar efeitos de borda e afetar padrões e processos ecológicos. Porém, bordas lineares podem apresentar características diferenciadas daquelas de fragmentos. O PARNA Tijuca, cercado pela cidade do Rio de Janeiro e recortado por estradas pavimentadas, é uma das maiores florestas urbanas do mundo. Foram avaliados indicadores microclimáticos, florísticos, fitossociológicos, de diversidade, grupos sucessionais, síndromes de dispersão, similaridade regional e de estrutura física do componente arbustivo-arbóreo associados a estradas que recortam o setor “A” do parque. A temperatura do ar, umidade relativa do ar e luminosidade foram registradas em dois ciclos anuais. Em diferentes locais foram estabelecidos perfis perpendiculares às estradas, das margens para o interior da floresta, com parcelas de 10 m2 nas distâncias: 0-10 m, 30-40 m, 60-70 m e 90-100 m, totalizando 0,28 ha. Foram coletados os indivíduos com DAP ≥ 2,5 cm sendo definidos a ocorrência, grau de raridade, grupo sucessional e síndrome de dispersão das espécies. A distribuição espacial, densidade e aspectos reprodutivos de Pychotria nuda Cham. & Schltdl. (Rubiaceae), foram obtidas em nove perfis de 100 m, perpendiculares às estradas, no formato supracitado. As estradas apresentaram microclima distinto da floresta, entretanto, não foram detectadas diferenças para temperatura e umidade relativa do ar das estradas para o interior da floresta. Foram amostrados 986 indivíduos distribuídos em 40 famílias, 90 gêneros e 200 espécies. As dez espécies mais abundantes corresponderam a 5% do total e 51% dos indivíduos. Os índices de diversidade e equabilidade foram: H' = 4,129 e J = 0,779. A densidade total foi 3.523 indivíduos/ha e a área basal total 49,1 m2/ha. A mediana das alturas totais foi 7,5 m (interquartis entre 5,0 e 11,0 m) e a média 10,5 m (± 5,4). A mediana dos DAP foi 5,3 cm (interquartis entre 3,5 e 10,7 cm) e a média 12,2 cm (± 11,2). O percentil das 10% maiores árvores foi 16,0 m de altura e 20,6 cm de DAP. Foi registrado um alto percentual de espécies com um indivíduo na amostragem (54,7%). P. nuda apresentou distribuição agregada pelo índice de Morisita (n = 847; IM > 1). A densidade populacional sob influência de clareiras atingiu 5,4 ind/m2 e nos trechos mais distantes das estradas foi 0,55 ind/m². Indivíduos estéreis foram mais abundantes que os férteis a 90-100 m. A ausência de gradiente sugere que as bordas lineares analisadas possam apresentar características diferenciadas daquelas de fragmentos florestais situados em matrizes distintas. A pequena largura das estradas e o relevo acidentado acarretam na minimização das diferenças microclimáticas e na ausência de gradientes perceptíveis. Os indicadores biológicos apontam que a área estudada encontra-se em estágio sucessional avançado, e comparativamente, em bom estado de conservação, o que contraria a noção disseminada de uma floresta mais antropizada que outros trechos similares de Mata Atlântica no estado do Rio de Janeiro. Aparentemente, os aspectos estruturais e reprodutivos de P. nuda não estão sendo afetados significativamente pelos efeitos de borda das estradas. Apesar de não terem sido observados padrões claros de efeitos de borda na estrutura física da vegetação, alguns indicadores sugerem a existência dos mesmos, incidindo mais acentuadamente nos primeiros metros após as margens das estradas. Palavras-chave: ecologia de estradas, floresta urbana, Parque Nacional da Tijuca, microclima, Psychotria.
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ABSTRACT
(Composition, structure and linear edge effects in the community of trees and shrubs from an urban remnant of Atlantic Forest in southeastern Brazil). Fragmentation is a major threat to biodiversity, increasing edge effects and affecting ecological patterns and processes. However, linear edges can contain different features from those typical fragment edges. The study was conducted in a remnant of Atlantic Forest in southeastern Brazil, inside a Tijuca National Park, one of the largest urban forests in the world. We evaluated ecological indicators (i.e. climatic, floristic, phytosociological, diversity, successional groups, dispersal syndromes, regional similarity and physical structure of the community of trees and shrubs, related with narrow roads that cross the park. The air temperature, relative humidity and light intensity were recorded in two annual cycles. At different sampling sites were established 100 m long transects, divided into plots of 10 x 10 m bounded over distances of 0-10, 30-40, 60-70 and 90-100 m from the paved road edges, amounting 0.28 ha. We collected all individuals with DBH ≥ 2.5 cm and was characterized the occurrence of each species, the degree of rarity, the successional group and dispersal syndrome. To obtain the spatial distribution pattern, density and reproductive aspects of Pychotria nuda Cham. & Schltdl. (Rubiaceae) were recorded all individuals existing in nine transects of 100 m long, perpendicular to the road, in the format above. The microclimate on the roads was different from that recorded in the forest. However, no differences were detected for air temperature and relative humidity from the roadside into the forest. We sampled 986 individuals in 40 families, 90 genera and 200 species. The ten most abundant species accounted for 5% of the total and 51% of individuals. The diversity and evenness indices were: H' = 4.129 and J = 0.779. The total density was 3523 individuals.ha-1 and total basal area was 49.1 m2.ha-1. The median total height was 7.5 m (interquartile 5.0 to 11.0 m) and average 10.5 m (± 5.4). The median DBH was 5.3 cm (interquartile 3.5 to 10.7 cm) and average 12.2 cm (± 11.2). The 10% percentile of the largest trees was 16.0 m high and 20.6 cm DBH. It was recorded a high percentage of species with only one individual in the sample (54.7%). The spatial distribution, estimated by the Morisita index, was aggregated in all distances (n = 847; IM > 1). The population density in patches under the influence of clearings reached 5.4 ind/m² and in more remote stretches of the border was as low as 0.55 ind/m², which characterizes this species as secondary. Non-reproductive were more abundant than reproductive individuals at 90-100 m of distance from the edge, but no clear pattern was detected for the other distances. The lack of a gradient suggests that the linear edges analyzed can contain different features from those of typical fragment edges. The narrow, winding roads and steep relief minimizes microclimatic differences, and possibly generates a lack of identifiable gradients. The indicators suggest that the remnant is a mature and, comparatively, a conserved forest, which contradicts the widespread notion of a forest more disturbed than other similar remnants of Atlantic Forest in Rio de Janeiro. Our results indicated that road edges are not critically affecting structural and reproductive parameters of P. nuda. Although they not have been observed clear patterns of edge effects in the physical structure of vegetation, some biological indicators suggest their existence nearest the roadsides. Keywords: road ecology, urban forest, Tijuca National Park, microclimate, Psychotria
1
INTRODUÇÃO GERAL
A Mata Atlântica, em função de suas características geográficas (Morellato &
Haddad 2000) e de historicidade (Dean 1997), apresenta importantes condicionantes em
termos de conservação. Dentre eles, se destacam: 1) o alto grau de degradação do Bioma,
tanto em relação à superfície remanescente no Brasil, da qual restam 11,7%1 da cobertura
original, quanto em relação aos altos percentuais de fragmentação da vegetação
remanescente, na qual 83,4% dos fragmentos têm menos de 50 ha e 97% menos de 250 ha
(Ribeiro et al. 2009); 2) a alta riqueza e o alto endemismo (Stehmann et al. 2009) que,
associados ao alto grau de degradação, caracterizam a Mata Atlântica como um dos
ecossistemas prioritários em termos de conservação (Myers et al. 2000; Brooks et al.
2006); e 3) o fato de que no domínio da Mata Atlântica, coexiste 67% da população
brasileira, cerca de 120 milhões de habitantes, distribuídos em 61% (3400) dos municípios
do país (Pinto et al. 2006).
A fragmentação florestal é considerada uma das principais ameaças à
biodiversidade (Saunders et al. 1991). Na conjuntura de superfícies cada vez mais
transformadas e urbanizadas, tanto mundialmente, como no Brasil2, aumenta a importância
e, principalmente, a necessidade de estratégias para a conservação, tanto em termos de
paisagem (e.g., Santos et al. 2008), como de áreas naturais próximas ou mesmo localizadas
nas cidades (Jim & Chen 2009). Nestes casos, os benefícios indiretos (Ulrich 1986;
Brandão 1992; Tyrväinen 1997; Tyrväinen & Väänänen 1998) e diretos (Bolund &
Hunhammar 1999; Alvey 2006 e Yang et al. 2009) da manutenção da biodiversidade e das
funções ecossistêmicas (Gardner et al. 2010) assumem significativo impacto quando
1 No Estado do Rio de Janeiro a cobertura atual corresponde a 19,6% da Mata Atlântica original (FUNDAÇÃO SOS MATA ATLÂNTICA E INSTITUTO NACIONAL DE PESQUISAS ESPACIAIS, 2010). 2 A população em áreas urbanas, respectivamente no mundo e no Brasil, corresponde hoje a 50,6% e 86,5%. Em 30 anos corresponderá a 64,7% e 92,4% (UN, 2010).
2
consideradas as florestas inseridas em grandes cidades (Konijnendijk 2003). Tais
benefícios são resultado da preservação da biodiversidade local como elemento de conexão
entre áreas naturais, pela facilidade de observação frente a mudanças ambientais,
relevância nas ações de educação ambiental, serviços ambientais à população local,
questões associadas à responsabilidade ética e ambiental, ou mesmo pelo bem estar
humano (Dearborn & Kark 2009). Esta é a situação do Parque Nacional da Tijuca, que
abriga uma das maiores florestas urbanas do mundo (ICMBio 2010a), com os benefícios e
conflitos decorrentes da circunvizinhança de uma megacidade (q.v. área de estudo).
No contexto de heterogeneidade ambiental insuficientemente detalhada para a Mata
Atlântica (Galindo-Leal & Câmara 2005), conhecimentos específicos e regionalizados
sobre a complexidade de seus ecossistemas são fundamentais para avaliar e construir ações
conservacionistas efetivas. No Estado do Rio de Janeiro, as áreas de Mata Atlântica melhor
preservadas estão localizadas basicamente em escarpas muito íngremes ou em altitudes
elevadas, onde a prática agrícola ou madeireira foi restrita historicamente pela
inviabilidade econômica (Moreno et al. 2003). A expansão urbana reduziu as florestas, que
primeiramente foram removidas nas baixadas para a abertura de áreas para a agricultura e
habitação, e, posteriormente, em encostas utilizadas para fins agrícolas, principalmente
café, nos séculos XVIII e XIX (Dean 1997). Mais recentemente, em muitos trechos, a
agricultura foi substituída por pastagem extensiva (Galindo-Leal & Câmara 2005).
Considerando a situação regional, estudos têm sido realizados nas suas diferentes
formações florestais (e.g., Kurtz & Araújo 2000; Borém & Oliveira-Filho 2002; Moreno et
al. 2003; Peixoto et al. 2004; Pereira et al. 2006; Guedes-Bruni et al. 2006a; b; Souza et al.
2007; Carvalho et al. 2008; Guedes-Bruni et al. 2009). Neles, frequentemente é destacada
a alta diversidade, decorrente das próprias formações (Oliveira-Filho & Fontes 2000); dos
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diferentes estágios sucessionais e históricos de uso (Oliveira 2002); e das condições de
conservação (Carvalho et al. 2008).
Dentre as questões mais relevantes associadas à fragmentação estão os efeitos de
borda (Laurance 1991; Malcolm 1994; Murcia 1995), os quais podem ser caracterizados
como aqueles decorrentes de alterações físicas e biológicas nos contatos da floresta com
trechos alterados (Kapos 1989; Laurance & Yensen 1991; Zaú 1998; Cadenasso et al.
2003; Harper et al. 2005; Rodrigues & Nascimento 2006). Estudos conduzidos em bordas
de florestas tropicais frequentemente caracterizam diferenciações e gradientes borda-
interior em relação a condições microambientais, estrutura vegetal, composição biótica e
interações (Laurance 1991; Laurance & Yensen 1991; Camargo & Kapos 1995; Murcia
1995; Turton & Freiburger 1997; Laurance & Bierregaard 1997; Gehlhausen et al. 2000;
Bierregaard et al. 2001).
Em condição de borda linear decorrente da existência de estradas em trechos
cobertos por floresta é esperada a existência de gradientes das margens da estrada para o
interior da floresta, havendo a diminuição gradual da luminosidade e da temperatura do ar
e o aumento da umidade relativa do ar conforme o distanciamente da estrada. Tais fatores
devem acarretar no incremento dos eventos de floração e frutificação de espécies que têm
sua dinâmica parcialmente associada à maior luminosidade típica de áreas mais abertas e
clareiras.
Paralelamente, devem existir alterações na distribuição dos indivíduos de diferentes
grupos sucessionais, bem como alterações associadas às síndromes de dispersão das
plantas. Nos trechos de floresta mais próximos às estradas são esperados percentuais mais
altos de indivíduos de grupos sucessionais iniciais (pioneiras e secundárias iniciais), bem
como daqueles com síndromes de dispersão abióticas (anemocoria e autocoria), havendo
uma diminuição gradual das margens das estradas para o interior da floresta. Em
4
contraposição, o número de indivíduos de espécies secundárias tardias e com síndromes de
dispersão zoocórica devem aumentar gradativamente em direção ao interior da floresta.
De forma semelhante, em razão de aspectos geográficos e ecológicos associados à
sucessão florestal, é esperado que as alturas e diâmetros dos indivíduos arbóreo-arbustivos
sejam menores nos trechos mais próximos às estradas aumentando em direção ao interior
da floresta.
Entretanto, a ausência de diferenças para alguns dos parâmetros microclimáticos
mensurados em estudos semelhantes (e.g. Turton & Freiburger 1997; Asbjornsen et al.
2004; Ramos & Santos 2006) ou mesmo padrões inesperadamente opostos (Marchand &
Houle 2006) já foram registrados, o que pode acarretar em padrões ecológicos distintos
daqueles esperados.
Outro aspecto em debate é a temporalidade dos efeitos de borda. Por um lado
existem autores que argumentam que efeitos de borda, após expressarem alterações na
vegetação e na comunidade como um todo, podem ficar tamponados ou estabilizados
passados alguns anos ou décadas (Turton & Freiburger 1997; Kupfer & Runkle 2003).
Outros defendem que os efeitos de borda podem se processar “indefinidamente” ou por um
período bastante longo, afetando significativamente a estrutura, a composição da vegetação
e consequentemente a biodiversidade (Tabanez et al. 1997; Bierregaard et al. 2001). É
provável que tais divergências, em parte, existam porque muitos estudos apenas
identificam consequências ecológicas decorrentes de situações complexas e específicas a
cada localidade. Entretanto, é provável que em função das causas não serem
suficientemente esclarecidas, existe a dificuldade de detecção de padrões consistentes
(Rodrigues & Nascimento 2006).
Dentre os fatores que podem conduzir a situações de maior influência ou efeito de
borda estão o contato abrupto com a área transformada; a manutenção da borda, com ações
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que perpetuam os seus efeitos; a existência de florestas com copas altas e densas; de
florestas em estágios sucessionais intermediários ou maduros; e a presença de espécies
exóticas e invasoras da fauna e da flora (Harper et al. 2005). Todas essas características
são encontradas na área deste estudo. Entretanto, um conjunto complexo de fatores pode
controlar a magnitude e a distância dos efeitos de borda e, desta forma, as respostas
vegetais à criação das bordas tendem a ser específicas localmente (Harper et al. 2005).
Na Mata Atlântica, bordas são resultado de processos naturais como o surgimento
de clareiras ou limitações geográficas, tais como afloramentos rochosos e proximidades de
margens de rios e outros corpos d'água (Ramos & Santos 2006). Entretanto, são as bordas
criadas pelo homem moderno que têm motivado maior preocupação devido à sua grande
escala e dinâmica (Laurance & Bierregaard 1997; Bierregaard et al. 2001; Laurance et al.
2002; Rodrigues & Nascimento 2006, Tabarelli et al. 2010). As estradas, componentes
críticos da civilização (Lugo & Gucinski 2000), atuam como elemento de fragmentação da
paisagem e de ampliação de bordas (Zaú 1997; Freitas et al. 2010) e criação de bordas
lineares semelhantemente a ferrovias, gasodutos e linhas de transmissão de energia elétrica
(Oliveira & Zaú 1998; Rodrigues 2004). Podem reduzir a biodiversidade (Forman &
Alexander 1998), alterar processos sucessionais (Spellerberg 1998; Trombulak & Frissell
2000) e facilitar a invasão de espécies exóticas (Lugo & Gucinski 2000), afetando os
ecossistemas de várias formas (Coffin 2007), mesmo quando apresentam pequenas
larguras (< 20-30 m) (Laurance et al. 2009). Além disso, causam perdas e alterações de
hábitats (Freitas et al. 2010; Laurance et al. 2009), modificam a cobertura vegetal (Lugo &
Gucinski 2000; Spooner & Smallbone 2009) e causam alterações nos processos hidro-
erosivos e de deposição de compostos químicos (Forman & Alexander 1998). Tais fatores,
muitas vezes atuando em conjunto, acarretam em modificações na movimentação e nos
padrões espaciais das populações (Forman 1998; Oliveira et al. 2007) e da comunidade
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(e.g. Trombulak & Frissell 2000). Desse modo, mortes por atropelamento, afastamento da
fauna mais sensível, exclusão local de espécies vegetais e animais, dificuldade de
transposição e, inversamente, facilitação de movimentação linear pelas bordas e ocupação
por espécies da flora e fauna generalistas resultam em diferenças na ocupação espacial e na
estrutura física da vegetação. Entretanto, existe pouco conhecimento de como as estradas
podem afetar áreas legalmente protegidas (Ament et al. 2008).
Medidas conservacionistas iniciadas há cerca de 200 anos, buscando normatizar o
uso do solo com o objetivo de preservar e recuperar nascentes, foram reforçadas com os
processos de reflorestamento iniciados a partir de 1861 na área que hoje é o Parque
Nacional da Tijuca (Abreu 1992). Esse processo foi fundamental para a existência de
trechos de floresta remanescentes, mesmo que hoje estes apresentem diferentes estágios
sucessionais e distintas condições de conservação. As ações que dificultaram o
desmatamento e, posteriormente promoveram a revegetação e a reintrodução de parte da
fauna, bem como aquelas associadas ao processo sucessional (Oliveira et al. 1995),
parecem ter conduzido a floresta atual a uma situação semelhante em termos florísticos e
fitossociológicos, comparativamente a outros trechos regionalmente considerados
conservados.
É esperado que a temporalidade das medidas de proteção associadas ao
desenvolvimento dos processos ecológicos, especialmente a sucessão ecológica tenham
acarretado em uma floresta com composição florística e fitossociológica semelhante à de
trechos considerados bem conservados.
Entretanto, as estradas pavimentadas que recortam a área, em alguma medida,
podem resultar em diferenciações ecológicas que supostamente devem afetar mais
acentuadamente os primeiros metros da floresta. Considerando o histórico da área (Atala et
al. 1966; Abreu 1992), as bordas associadas às estradas, com cerca de 150 anos, podem ser
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consideradas estabilizadas (senso Harper et al. 2005). Assim, acredita-se que esses
possíveis efeitos não sejam tão pronunciados quanto aqueles observados em bordas de
fragmentos cercados por matrizes muito distintas, nem semelhantes àqueles existentes em
bordas recém criadas (Kapos et al. 1997; Turton & Freiburger 1997; Laurance &
Bierregaard 1997) e que estejam mais associados à linearidade das bordas decorrentes da
secção da floresta pela estrada.
Assim, os efeitos do microclima na estruturação física e sociológica da vegetação
na Floresta da Tijuca, bem como possíveis consequências destes em outros processos
relacionados a grupos sucessionais, síndromes de dispersão e aspectos fenológicos, por
exemplo, devem se dar de forma menos intensa quando comparados aos padrões descritos
mais comumente (Laurance & Bierregaard 1997; Bierregaard et al. 2001). Entretanto,
apesar de serem “bordas antigas” – as estradas foram pavimentadas há cerca de 60 anos
(Castro Maya 1967) – contrasta o fato de que elas estão sob permanente manutenção e
limpeza das margens, o que remete à contínua ação de elementos de transformação da
paisagem florestal (i.e., bordas antigas, porém mantidas, senso Harper et al. 2005).
Considerando a falta de consenso sobre aspectos relacionados à magnitude,
extensão, duração e variabilidade espacial dos efeitos de borda (Murcia 1995; Sizer &
Tanner 1999; Newmark 2001; Ramos & Santos 2006) é relevante a produção de dados
empíricos e a avaliação de aspectos ecológicos em distintos ambientes e sob diferentes
condições, especialmente em razão do contexto atual de pressão antrópica da Mata
Atlântica.
O objetivo geral deste trabalho foi a avaliação de efeitos de borda decorrentes de
estradas pavimentadas, que recortam um trecho de Mata Atlântica sob influência urbana,
no Parque Nacional da Tijuca.
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Como objetivos específicos buscou-se responder às questões:
1) As estradas geram gradientes de temperatura e luminosidade, que diminuem das
margens para o interior da floresta? Inversamente, existe um gradiente de umidade
relativa do ar que aumenta em direção ao interior da floresta? (Capítulo 1).
2) A composição florística é distinta daquela que ocorre em trechos regionalmente
considerados em bom estado de conservação? Em termos de grupos sucessionais e
de síndromes de dispersão, existem diferenças das margens das estradas para o
interior da floresta? (Capitulo 2).
3) A composição fitossociológica é distinta daquela registrada em remanescentes
regionalmente considerados em bom estado de conservação? As estradas afetam
aspectos físicos da vegetação como a altura e o diâmetro dos troncos no
componente arbustivo-arbóreo? (Capítulo 3).
4) As estradas afetam a distribuição espacial e aspectos fenológicos de uma
importante espécie do sub-bosque? (Capítulo 4).
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ÁREA DE ESTUDO
O Parque Nacional da Tijuca está localizado em um remanescente de “Floresta
Atlântica litorânea” (senso Morelato & Haddad 2000), ou Mata Atlântica senso amplo, em
relevo escarpado da cadeia de maciços da Serra do Mar na região sudeste do Brasil, entre
22°55’ e 23°00’S e 43°11’ e 43°19’W (Figura 1). Possui aproximadamente quatro mil ha,
subdivididos em quatro setores. É cercado pela matriz urbana da cidade do Rio de Janeiro,
uma megalópole com aproximadamente seis milhões e duzentos mil de habitantes (IBGE
2010) (Figura 2).
Uma vez que a vegetação original foi quase totalmente excluída pelo
desmatamento, para o plantio de café e outros usos do solo (Abreu 1992), a vegetação
secundária que hoje recobre o PARNA Tijuca resulta, em grande parte, de medidas
conservacionistas. Tais medidas, quando iniciadas há cerca de 200 anos atrás, apenas
conseguiam dificultar o desmatamento. Mas, a partir de meados do século 19, quando
foram realizadas as primeiras desapropriações e as principais ações de revegetação (Atala
et al. 1966; Castro Maya 1967; Oliveira 1987; Abreu 1992), elas ajudaram a consolidar a
concepção de uma “floresta plantada”, a partir daquele que pode ser considerado o
primeiro projeto de restauração florestal nos trópicos (Rodrigues et al. 2009).
Outras ações contribuíram para a consolidação deste paradigma, como as
reintroduções de elementos da fauna (Coimbra-Filho & Aldrighi 1971 e 1972, Coimbra-
Filho et al. 1973 e Coimbra-Filho 2000) (Figura 3) e, talvez a regeneração a partir dos
próprios reflorestamentos (Oliveira et al. 1995). Entretanto, o processo sucessional
originado a partir de “pequenos trechos... cobertos por mata primária...” (Atala et al.
1966), remanescentes em algumas das encostas mais íngremes (Oliveira et al. 1995) tem
sido negligenciado.
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Além do que, admitindo-se um espaçamento de cinco metros entre as mudas e um
índice de 10% de replantio em função das perdas, provavelmente foi efetivamente plantada
uma superfície da ordem de 170 ha. Considerando que o PARNA Tijuca apresenta hoje
uma extensão de cerca de 4 mil ha, o montante plantado corresponderia a menos de 5% do
total, confrontando radicalmente a noção de que a “Floresta da Tijuca” seria em sua maior
parte plantada (Oliveira 2007).
11
Figura 1. a) Mapa esquemático da América do Sul, modificado de http://www.bibliosoft.pt/ (2010). b) Estado do Rio de Janeiro, com remanescentes florestais da Mata Atlântica, modificado de Fundação SOS Mata Atlântica (2008); c) Imagem de satélite do Maciço da Tijuca, circunscrito por parte da área urbana da Cidade do Rio de Janeiro, modificada de Google Earth (2010), RJ. d) Mapa esquemático modificado de ICMBio (2008). A numeração refere-se aos perfis posicionados às margens de estradas pavimentadas que recortam o setor “A” do Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Figura 2. Base cartográfica digital, a partir de imagem de satélite, com os limites do parque. Em vermelho o setor “A”, Floresta da Tijuca. Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. Ao redor do parque o adensamento urbano da cidade. Fonte: Cedida pelo ICMBio. Elaborada sobre base cartográfica do Instituto Pereira Passos, SMU, Prefeitura da Cidade do Rio de Janeiro.
Figura 3. Tucano-de-bico-preto (Ramphastos vitelllinus ariel Vigor, 1826) alimentando-se de frutos de palmito jussara (Euterpe edulis Mart.). Fotografia de R. R. de Oliveira. 1992 ap.
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A floresta atual apresenta elementos arbóreos que atingem a 25-30 metros, além de
epífitas, cipós, arbustos e ervas (Figura 4). Dentre as árvores, destacam-se pelo porte,
frequência ou características cênicas as famílias Myrtaceae, Rubiaceae, Lauraceae,
Arecaceae, Fabaceae, Meliaceae, Euphorbiaceae e Melastomataceae (Oliveira et. al. 1995).
A cobertura vegetal – Floresta Ombrofila Densa Submontana e Montana (senso
Veloso et al. 1991), forma um dossel contínuo (Figura 5), em estágio secundário tardio ou
clímax local, em aproximadamente 35% da área total do Maciço da Tijuca (112 km2)
(Coelho-Netto et al. 2007). Entretanto, é comum serem encontradas espécies exóticas,
resultado de ações culturais que antecedem à recomposição da vegetação, como frutíferas,
remanescentes de tratos culturais, como o café, ou ainda em consequência de ações
paisagísticas, particularmente de estilo francês, implementadas em alguns locais de uso
mais intenso no parque (Atala et al. 1966; Castro Maya 1967). Dentre as espécies exóticas
mais marcantes podem ser destacadas a jaqueira Artocarpus heterophyllus Lam.
(Moraceae) (Figura 6), subespontânea localmente e mono-dominante em alguns trechos do
parque (Abreu 2008), a dracena (Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl., Asparagaceae),
(Figura 7) e eucaliptos (Eucalyptus, Myrtaceae).
Figura 4. Em primeiro plano, aspectos gerais da mata. Em segundo plano, a pressão urbana no Maciço da Tijuca, Rio de Janeiro – RJ. 2008.
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Figura 5. Imagem de satélite obtida em 2008 demonstrando a continuidade da cobertura vegetal em um trecho do Setor “A” do Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. Em destaque e numerados os locais da implantação dos perfis de estudo. 1 – Centro de Visitantes; 2 – Largo do Bom Retiro; 3 – Morro do Archer; 4 – Morro do Alto Mesquita; 5 – Morro do Almeida 1; 6 – Morro do Almeida 2; 7 – Açude da Solidão e 8 – Vale Encantado. Modificado de: http://earth.google.com/intl/pt/.
Figura 6. Aspecto da alta produção de frutos por indivíduo da jaqueira Artocarpus heterophyllus Lam. (Moraceae), subespontânea localmente e mono-dominante em alguns trechos do parque. Fonte: Abreu (2008).
Figura 7. Aspecto da dominância da exótica invasora Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl. (Asparagaceae), às margens das estradas pavimentadas que recortam o setor “A” do Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2008.
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A geologia, o relevo e os solos são associados à falhas tectônicas do Terciário. O
Maciço é formado por “gnaisse facoidal e gnaisse de biotita”, sendo freqüentes
declividades superiores a 45o e afloramentos rochosos (Costa 1986, Eirado Silva et al.
1991). O relevo apresenta afloramentos e encostas com declividades acentuadas, sendo o
ponto mais alto o Pico da Tijuca, com 1021 m (Figura 8). Os solos são lixiviados, rasos nos
trechos mais altos das encostas, apresentando vários metros nos fundos de vale.
Predominam os Latossolos, sendo frequentes ainda Neossolos e Cambissolos (Rosas et al.
1992). Em sete dos oito perfis aqui estudados os solos foram classificados, em termos de
textura, como “franco-arenosos”, com exceção de um teve seu solo classificado como
“areia franca” (D’Arrochella 2008).
Figura 8: Hipsometria do trecho de estudo, com a localização dos perfis listados em amarelo. Parque Nacional da Tijuca. Setor “A” (Floresta da Tijuca) do Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. Fonte: D’Arrochella (2008).
Em termos climáticos, a análise realizada por Mattos (2006), a partir de médias
anuais de 1966 a 1990, registrados no Posto termo-pluviométrico do Alto da Boa Vista, a
14
347 m de altitude – Bairro no qual está situado o setor “A” Floresta da Tijuca, do PARNA
Tijuca – obteve média de 21,5 ºC, média das máximas de 26,2 ºC, média das mínimas de
17,9 ºC. A precipitação média foi 2277 mm, sempre com valores superiores a 100 mm
mensais. A maior média das máximas ocorreu em fevereiro (30,0 ºC) e das mínimas em
julho (15,1 ºC). O clima do Alto da Boa Vista, até 500 metros de altitude, faixa sobre na
qual situam-se cinco dos oito perfis de estudo (Quadro 1), é do tipo “Af – Clima úmido de
floresta tropical”. Para altitudes acima dos 500 metros, faixa na qual situam-se os outros
três perfis estudados o clima é do tipo “Cfa – Clima temperado, mesotérmico, super-
úmido”, considerando a classificação de Köppen (1948), e de acordo com Mattos (2006).
Considerando a classificação de Nimer, até a altitude de 950 metros – faixa na qual situam-
se todos os perfis estudados (de 385 a 700 m) (Quadro 1) – o clima é “Tropical sub-quente,
super-úmido” (Mattos 2006).
Os perfis de estudo, estabelecidos encosta acima das estradas, buscaram padronizar
possíveis diferenças decorrentes do recorte da estrada no perfil da encosta (Ribeiro & Zaú
2007). Em relação à declividade das encostas, em média, os perfis apresentaram valores
estimados entre 16 e 23o. A orientação geográfica geral das encostas no trecho analisado é
SE, entretanto, os perfis apresentam orientação geográfica variada representando parte da
geodiversidade local (Quadro 1).
Quadro 1. Posição geográfica (graus, minutos, minutos decimais), orientação e altitude da porção mais baixas dos perfis de estudo (A1 a A8) no Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. N – Norte; NE – Nordeste; SE – Sudeste; O – Oeste; SO – Sudoeste.
Perfis de estudo Latitude Sul Longitude Oeste Altitude (m) Orientação A1 - Centro de Visitantes 22° 57' 321' 43° 16' 816' 470 SO A2 - Bom Retiro 22° 56' 827' 43° 17' 456' 660 N A3 - Morro do Archer 22° 56' 972' 43° 17' 254' 620 NE A4 - Morro do Alto Mesquita 22° 57' 395' 43° 17' 060' 505 SO A5 - Morro do Almeida (1) 22° 57' 555' 44° 17' 193' 405 O A6 - Morro do Almeida (2) 22° 55' 577' 43° 17' 222' 395 O A7 - Açude da Solidão 22° 57' 707' 43° 17' 319' 410 SE A8 - Vale Encantado 22° 57' 803' 43° 17' 262' 385 SO Obs. A altitude atinge cerca de 700 m na porção mais alta do perfil A2.
15
Características locais tornam o parque fundamental para cerca de 31 mil pessoas
que têm suas residências atendidas diretamente pelas águas que drenam de suas vertentes
(ICMBio 2008) (Figura 9). Além disso, o Parque Nacional da Tijuca, por ser uma floresta
urbana (senso Magalhães 2006), cercada por uma megacidade, sofre com problemas como
poluição atmosférica (e.g. Oliveira & Lacerda 1988; Mello 2001), incêndios (e.g. Silva
Matos et al. 2002; Rodrigues & Silva Matos 2006), pressão imobiliária, tráfego, lixo e
processos de perda de vegetação associados (e.g. Oliveira et al. 1992; Zaú 1994; Oliveira
et al. 1995; Coelho Netto 2005, Coelho Netto et al. 2007).
Figura 9. Cascata Taunay (“cascatinha”), Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. Um dos principais pontos turísticos do parque e fonte de abastecimento de água para milhares de pessoas da cidade do Rio de Janeiro. 2008.
16
O Parque Nacional da Tijuca, além de ser uma Unidade de Conservação de
Proteção Integral (ICMBio 2008), encontra-se dentro de áreas prioritárias em termos de
conservação, tanto em escala mundial (Brooks et al. 2006) quanto nacionalmente, uma vez
que compõe parte da Reserva da Biosfera da Mata Atlântica (UNESCO 2010) e está
incluído no Corredor de Biodiversidade da Serra do Mar (Conservação Internacional –
Brasil 2010). As ações de conservação assumem maior relevância considerando ainda que
o parque recebe cerca de dois milhões de visitantes ao ano, sendo a Unidade de
Conservação Federal mais visitada do país (ICMBio 2010a), especialmente por seu atrativo
paisagístico e histórico-religioso, o Cristo Redentor, juntamente com outros pontos
turísticos, recreativos, de lazer e aspectos ambientais.
O setor “A” – Floresta da Tijuca – é visitado por cerca de 316 mil pessoas por ano.
Em média são 26.326 (±4.885) visitantes por mês (Parna Tijuca/ICMBio, dados de
visitação não publicados referentes ao ano de 2009). Considerando que “a visitação é
igualmente distribuída, tanto nos dias úteis quanto nos finais de semana e feriados”
(Freitas et al. 2002), se pode estimar que cerca de 880 pessoas por dia visitaram o parque
em 2009. Já pelas estradas que recortam o setor “A” circulam anualmente quase 100 mil
veículos. Em média são 8.250 (±1.155) veículos por mês, o que totaliza cerca de 275
veículos por dia (Parna Tijuca/ICMBio op. cit.). Os impactos da circulação destes veículos
pelas estradas do parque são desconhecidos.
A ocorrência de eventos de precipitação intensa em vertentes íngremes, por vezes
indevidamente ocupadas ou utilizadas, tendo como consequência a degradação da floresta,
aliadas ao escoamento subsuperficial na base dos paredões rochosos leva a um aumento do
processo erosivo e a movimentos de massa, especialmente nas vertentes norte e oeste do
Maciço da Tijuca (Figueró & Coelho-Netto 2007).
17
Internamente, algumas áreas do PARNA Tijuca são recortadas por estradas
supostamente estruturadas por volta de 1862 (Castro Maya 1967) (Figura 10). Uma grande
reforma ocorreu entre 1943-46 (Castro Maya 1967) e outra em 1992, à época da Rio/92
(obs. pessoal). Entretanto, após eventos de precipitação muito prolongados e/ou extremos
(Coelho-Netto et al. 2007) [e.g., ocorridos durante os anos de 1966 (ICMBio 2010a), 1988,
1996] também foram realizadas ações de restauração e reconstrução em vários trechos das
estradas (obs. pessoal). Situação semelhante está sendo implementada em função das fortes
chuvas de abril de 2010 (Figura 11).
Figura 10. Aspecto geral de um trecho de floresta no setor “A” do Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ, recortado por uma estrada pavimentada. 2006.
Figura 11. Movimento de massa de grande porte ocorrido às margens de uma estrada no Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ, em abril de 2010. ICMBio 2010b.
18
Atualmente as estradas são pavimentadas com asfalto, apresentando, em geral,
cerca de 10 m de largura. E, apesar de ser conhecida a influência das mesmas nos
movimentos de massa (Coelho-Netto et al. 2007), corroborada novamente em 2010 (Figura
12), não se conhece em que medida as estradas podem afetar outros aspectos da
conservação do parque como, por exemplo, aqueles relacionados aos efeitos de borda.
Figura 12. Base cartográfica digital, com os limites do parque em vermelho. Os pontos representam os movimentos de massa associados às vias do parque em abril de 2010. Em azul deslizamentos de pequeno porte, em amarelo os médios e em vermelho os de grande porte. Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. Ao redor dos limites do parque o adensamento urbano da cidade do Rio de Janeiro. Fonte: ICMBio 2010b.
Neste contexto de constante e intensa pressão antrópica e, em função da relevância
da área para a cidade do Rio de Janeiro, os processos de degeneração do habitat assumem
grande importância. O gerenciamento contínuo e adequado do parque é fundamental para a
preservação da biota e para a perpetuação dos benefícios ambientais diretos e indiretos do
parque, como a manutenção do potencial hídrico, o controle do processo erosivo, a
19
amenização de enchentes, a atenuação de variações térmicas, a redução da poluição
atmosférica e sonora, a manutenção estética da paisagem natural e do próprio espaço como
área de turismo, lazer, esporte, contemplação etc (ICMBio 2008).
Por essas especificidades, o PARNA Tijuca pode ser considerado uma área de
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30
CAPÍTULO I
MICROCLIMA EM UMA FLORESTA URBANA NO SUDESTE DO BRA SIL
SUJEITA A EFEITOS DE BORDA DE ESTRADA
RESUMO
A fragmentação é uma das principais ameaças à biodiversidade e efeitos de bordas são frequentemente caracterizados em forma de gradiente. Este trabalho avaliou efeitos microclimáticos associados a estradas que recortam trechos vegetados no Parque Nacional da Tijuca. Foram registradas a temperatura do ar, a umidade relativa do ar e a luminosidade em eventos ao longo de dois ciclos anuais. As estradas apresentaram ambientes microclimaticamente distintos da floresta, podendo favorecer a invasão por espécies exóticas. Não foram detectadas diferenças para temperatura do ar e umidade relativa do ar em perfis que consideraram distâncias de 0 a 100 m para o interior da floresta. Houve maior semelhança entre diferentes distâncias do mesmo sítio amostral do que entre as distâncias semelhantes de diferentes sítios amostrais. A ausência de gradientes borda-interior sugere que bordas lineares possam apresentar características diferenciadas daquelas de fragmentos florestais situados em matrizes distintas. A pequena largura das estradas e o relevo acidentado acarretam na minimização das diferenças microclimáticas e na ausência de gradientes perceptíveis. Diferenças na luminosidade não foram associadas ao efeito da estrada, mas sim a clareiras. Palavras-chave: floresta tropical, Mata Atlântica, ecologia de estradas, Parque Nacional da Tijuca.
INTRODUÇÃO
A fragmentação florestal é considerada uma das principais ameaças à
biodiversidade (Saunders et al. 1991). Neste contexto, a Mata Atlântica é um dos mais
importantes e talvez um dos biomas de mais difícil conservação (Dean 1997; Morellato &
Haddad 2000; Pinto et al. 2006; Ribeiro et al. 2009) (q.v. Introdução geral).
Dentre as questões mais relevantes associadas à fragmentação estão os efeitos de
borda: alterações físicas e biológicas nos contatos da floresta (e.g. Kapos 1989; Laurance
1991; Laurance & Yensen 1991; Malcolm 1994; Murcia 1995; Zaú 1998; Cadenasso et al.
31
2003; Harper et al. 2005; Rodrigues & Nascimento 2006). Apesar de não existir consenso
sobre as consequências dos efeitos de borda, especialmente no que se refere à sua
magnitude, extensão, duração e variabilidade espacial (Murcia 1995; Sizer & Tanner 1999;
Newmark 2001; Ramos & Santos 2006), o microclima têm sido considerado importante
indicador, tanto em relação à fragmentação de habitats e aos efeitos de borda (e.g., Kapos
1989; Saunders et al. 1991; Camargo & Kapos 1995; Kapos et al. 1997; Chen et al. 1999;
Gehlhausen et al. 2000), quanto em relação às modificações climáticas associadas à
urbanização (Brandão 1992; Huang et al. 2008).
Alterações na cobertura vegetal associadas ao processo de fragmentação e,
consequentemente, de formação de bordas acarretam em modificações nos padrões
microclimáticos, com o aumento da luminosidade e consequentemente a da temperatura do
ar, e redução da umidade relativa do ar (Kapos 1989)
Em relação às bordas florestais, o microclima tem sido descrito como distinto
daquele do interior da floresta em relação à luminosidade, temperatura e umidade (Kapos
1989; Matlack 1993; 1994; Chen et al. 1995; Sizer & Tanner 1999; Didham & Lawton
1999; Pohlman et al. 2009) e, frequentemente, as alterações podem atingir distâncias que
variam entre 15 e 60 m (Laurance & Bierregaard 1997). Entretanto, padrões opostos
(Marchand & Houle 2006), ou a ausência de diferenças para alguns dos parâmetros
mensurados (Turton & Freiburger 1997; Asbjornsen et al. 2004; Ramos & Santos 2006) já
foram registrados. Por exemplo, diferenças microclimáticas foram registradas em curtas
distâncias, entre 2,5 e 15 m (Williams-Linera 1990), até 8 m da borda (Piessens et al.
2006), entre 60 e 94 m (Newmark 2001), ou mesmo atingindo 240 m (Chen et al. 1995).
Este estudo visa contribuir em uma temática na qual são escassos os trabalhos,
i.e., aspectos microclimáticos relacionados a efeitos de borda, e, mais especificamente,
sobre efeitos microclimáticos de bordas associadas a estradas que recortam trechos
32
densamente vegetados, considerando a alta densidade de estradas no bioma Mata Atlântica
e os poucos estudos disponíveis sobre seus efeitos (Freitas et al. 2010).
Uma vez que as estradas atuam como elemento de fragmentação da paisagem e de
ampliação de bordas (q.v. Introdução geral), afetando padrões de direção e velocidade do
vento, temperatura, umidade relativa e insolação (Spellerberg 1998; Lugo & Gucinski
2000; Coffin 2007), é esperado que as bordas florestais associadas às estradas apresentem
valores mais altos de temperatura do ar e luminosidade, e valores mais baixos de umidade
relativa do ar, com a diminuição dos efeitos de borda em direção ao interior da floresta. O
objetivo deste trabalho foi avaliar parâmetros microclimáticos (temperatura do ar, umidade
relativa do ar e luminosidade) associados a efeitos de borda em um trecho de Mata
Atlântica de encosta no Parque Nacional da Tijuca. Especificamente buscou-se responder
as seguintes questões: 1) Em que proporção o microclima na estrada é diferente do interior
da floresta? 2) O microclima na floresta é afetado pelas estradas que recortam o parque?
3) As estradas afetam mais o microclima do que as variações ambientais locais?
MATERIAL E MÉTODOS
Registros microclimáticos
Para o registro e a avaliação de parâmetros microclimáticos em trechos de floresta
associados à bordas decorrentes de estreitas estradas pavimentadas (8-10 m) que recortam
o Parque Nacional da Tijuca, foram definidos oito perfis, perpendiculares às estradas, no
setor “A”, Floresta da Tijuca (Figura 1). O posicionamento dos perfis foi determinado com
a utilização de GPS (Garmin III Plus®), com precisão de 10 m, a partir da média de 100
registros.
33
Em condições fitofisionômicas semelhantes os perfis foram estabelecidos ao acaso,
em encostas acima e perpendiculares às margens de estradas pavimentadas que recortam o
Parque (q.v. Descrição da área), excluídos os fundos de vales e os topos de encostas,
semelhantemente a Saunders et al. (1999); Laurance (1997), Williams-Linera et al. (1998),
Rodrigues (2004) e Pohlman et al. (2007).
Os perfis foram separados por uma distância mínima superior a 100 m, suficiente
para garantir a independência entre os mesmos numa comunidade diversa, em ambiente
heterogêneo (senso Pohlman et al. 2009). Em cada um dos oito perfis foram delimitadas
quatro parcelas de 10 x 10 m, localizadas nas distâncias de 0-10 m, 30-40 m, 60-70 m e 90-
100 m das margens das estradas (Figura 1), totalizando 32 parcelas amostrais. Nas
situações em que ao longo do perfil existia alguma clareira, ou proximidade com uma
clareira, a parcela para o registro dos dados era deslocada cerca de 30 m lateralmente e
então delimitada. O mesmo procedimento foi realizado nos casos em que ocorreu a queda
de árvores durante o período de registro dos dados.
Foram realizados registros dos parâmetros: temperatura do ar (o C), umidade
relativa do ar (%) e luminosidade (LUX) em cinco pontos dentro de cada parcela (um em
cada vértice e um central). As medidas foram tomadas com termo-higrômetros digitais
(Minipa MT-242) e luxímetros digitais (Minipa MLM-1010). Simultaneamente foi
realizado um número semelhante de registros na margem da estrada. Todos os registros
foram realizados à aproximadamente 1,0 m do solo.
34
A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8
90-100 m
60-70 m
30-40 m
0-10 m
Estrada
Figura 1. Distribuição espacial dos perfis de amostragem (Perfis A1 a A8), Setor “A” – Floresta da Tijuca, Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. Os trechos hachurados correspondem às parcelas de 10 x 10 m, nas quais foram registrados os dados de temperatura do ar, umidade relativa do ar e luminosidade. A1 – Centro de Visitantes; A2 – Bom Retiro; A3 – Morro do Archer; A4 – Morro do Alto do Mesquita; A5 – Morro do Almeida 1; A6 – Morro do Almeida 2; A7 – Açude da Solidão; A8 – Vale Encantado.
No interior de cada parcela, as medições foram realizadas a cada dois minutos. O
conjunto de dados registrados (n = 5 para cada fator: temperatura, umidade relativa e
luminosidade) foi utilizado para o cálculo de médias por distância, objetivando evitar
falsas réplicas espaço-temporais (Hurlbert 1984). Em cada perfil, o registro dos dados na
distância subsequente era realizado após cinco minutos de reinicialização dos aparelhos, de
modo a eliminar efeitos microclimáticos da distância anterior.
O registro total em cada um dos perfis, nas quatro distâncias, durava cerca de uma
hora. Considerando esse intervalo de tempo, mais aquele gasto na locomoção entre os
sítios, era possível mensurar a cada dia de campo cinco dos oito perfis, o que se dava em
sequência alternada de forma previamente estipulada.
As medições ocorreram entre 10 e 16 h, semelhantemente a Gehlhausen et al.
(2000), sob incidência solar indireta. Os oito dias de registro por estação climática (n = 5,
em cada perfil) foram distribuídos de forma aproximadamente equitativa ao longo de cada
estação do ano. Os dados foram registrados durante dois ciclos anuais, de outubro de 2006
35
a setembro de 2008 e os registros dos dois ciclos foram considerados em conjunto,
constituindo uma amostra de dez dias de registros por estação climática, a cada situação
analisada. Em dias chuvosos ou completamente nublados não foram realizados registros.
Análise dos dados
Foram verificados os pressupostos de normalidade e de comparabilidade entre as
variâncias (Zuur et al. 2010) para as séries de médias de cada fator. Para a avaliação da
normalidade foram utilizados testes de Shapiro-Wilk (2 < n < 51) ou D’Agostino-Pearson
(n ≥ 20), conforme o conjunto de dados (estrada x floresta; entre sítios; e entre distâncias
no interior da floresta). Para a comparabilidade entre as variâncias foi utilizado o teste de
Bartlett (GraphPad 2007).
Para as comparações entre a estrada e a floresta, por estação climática e no ano, foi
utilizado o teste “t” de Student. Nos casos que os pressupostos de normalidade e
homocedasticidade das variâncias não foram atingidos, foi utilizado o teste “U” de Mann-
Whitney (Arango 2001).
Para as comparações entre os sítios e entre as diferentes distâncias do interior da
floresta em cada perfil foi utilizada a ANOVA unifatorial. Para diferenças significativas (p
≤ 0,05) foi aplicado o teste a posteriori de Tukey (Arango 2001). Nos casos em que os
pressupostos de normalidade e homocedasticidade das variâncias não foram atingidos, foi
utilizada a análise de variância não-paramétrica de Kruskal-Wallis e para diferenças
significativas (p ≤ 0,05) foi aplicado o teste a posteriori de Dunn (Arango 2001).
Para cada fator microclimático, a cada comparação, foram excluídos os valores
extremos utilizando-se os desvios como critério (Ayres et al. 2007). No caso das séries de
dados médios (n = 10), nas avaliações entre as distâncias do interior da floresta, antes que
fosse realizada a exclusão de uma média, essa era analisada a partir da série dos cinco
36
registros originais de campo. No caso da existência de um registro fora do padrão
estatístico (extremo), optava-se pela exclusão do mesmo, com o posterior recálculo da
média, buscando preservar a mesma. Após o processo de exclusão do registro de campo,
uma nova análise de extremos era realizada. Na ausência de valor(es) extremo(s) dentre os
registros de campo que originaram a média ou se, mesmo após a exclusão de algum
registro extremo, a média ainda fosse caracterizada como extrema, então essa era excluída.
Para avaliação de semelhanças/dessemelhanças entre a totalidade das 32 parcelas
amostrais foi realizada uma análise de agrupamento de acordo com o Método da Variância
Mínima ou Ward (Valentin 2000). Utilizou-se para efeito de agrupamento as distâncias
Euclidianas entre as parcelas. Tais distâncias foram calculadas a partir do conjunto de
médias das variáveis mensuradas em cada parcela. Como as variáveis microclimáticas são
mensuradas sob diferentes escalas, foi feita a relativização das mesmas por seus valores
máximos (McCune & Grace 2002).
Para as análises foram utilizados os pacotes estatísticos Biostat v. 5.0 (Ayres et al.
2007), GraphPad Prism v. 5.01 (GraphPad 2007) e Statistica v. 9 (Statsoft 2010) e para
edição e organização dos dados, o aplicativo BrOffice v. 3.2.1 (BrOffice, 2010).
37
RESULTADOS
A temperatura do ar na estrada foi mais alta que a do interior da floresta, em todas
as estações e em termos anuais. A umidade relativa do ar foi mais alta na floresta na
primavera e indistinta no verão. No outono, no inverno e em termos anuais, a umidade
relativa do ar foi mais alta na estrada, contrariando o esperado. A luminosidade na estrada
foi mais alta que a da floresta, em todas as estações e no ano, em ordens de,
aproximadamente, dez vezes na primavera, nove no verão, sete no outono, cinco no
inverno e sete vezes, considerando o período dos dois ciclos anuais (Tabela 1).
Foram registradas diferenças significativas na luminosidade na estrada entre
diversos sítios (Figura 2), com destaque para os perfis A2 e A7.
Tabela 1. Parâmetros microclimáticos em um trecho de Mata Atlântica de encosta no Rio de Janeiro, RJ. Média seguida do desvio padrão e número amostral entre parênteses. Resultados das comparações, teste “t” ou “U” na coluna da direita. Período: de outubro de 2006 a setembro de 2008. Registros por estação climática às margens das estradas e no interior da floresta. Na floresta os dados de diferentes distâncias das margens da estrada foram considerados em conjunto para efeito de caracterização geral.
Período Estrada Floresta Temperatura do ar (ºC)
Primavera 26.7 ± 3.8 (302) 24.7 ± 3.3 (320)*** Verão 28.0 ± 2.8 (319) 26.2 ± 2.0 (320)***
Outono 23.6 ± 3.6 (320) 22.9 ± 3.3 (320)* Inverno 21.8 ± 3.3 (302) 21.2 ± 2.7 (320)* Anual 25.3 ± 4.5 (1273) 23.8 ± 3.4 (1280)***
Umidade relativa do ar (%) Primavera 70.8 ± 14.4 (320) 74.4 ± 12.5 (320)**
Verão 72.0 ± 13.7 (320) 71.4 ± 12.2 (320) Outono 81.4 ± 13.3 (320) 75.9 ± 13.9 (320)*** Inverno 70.8 ± 13.5 (320) 66.4 ± 9.9 (320)*** Anual 73.8 ± 14.4 (1280) 72.0 ± 12.7 1280)***
Luminosidade (LUX) Primavera 7083.1 ± 7975.3 (298) 736.5 ± 448.7 (299)***
Verão 4338.9 ± 3848.2 (298) 493.9 ± 257.9 (302)*** Outono 1961.8 ± 2118.8 (299) 278.0 ± 160.2 (302)*** Inverno 1859.5 ± 1669.3 (282) 364.7 ± 213.2 (300)*** Anual 3465.0 ± 3612.1 (1177) 486.0 ± 350.8 (1235)***
* (P < 0,05); ** (P < 0,01); *** (P < 0,001)
38
A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A80
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
a d bc ab ab
f
e cd
Perfis
Lum
inos
idad
e (L
UX
)
Figura 2. Distribuição comparativa das séries de médias de luminosidade (LUX) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), às margens das estradas no PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. Cada ponto representa uma média de ± 10 registros, médias por perfil ≈ 150). Período de outubro de 2006 a setembro de 2008. Kruskal-Wallis = 498.1, P < 0.0001. Letras diferentes indicam diferenças significativas.
Não foram detectadas diferenças significativas para temperatura do ar e umidade
relativa do ar entre as distâncias no interior da floresta, para nenhum dos oito perfis, em
qualquer estação climática (Figuras 3 a 10). Também não foram encontradas diferenças
significativas nos parâmetros de luminosidade (LUX) entre as distâncias, em três dos oito
perfis (A5, A6 e A7), durante qualquer estação climática. Para os outros cinco perfis (A1,
A2, A3, A4 e A8) ocorreram diferenças significativas entre distâncias, em alguma época
do ano (Figuras 11 a 14).
Em relação à questão se a estrada afeta mais o microclima do que as áreas dos
perfis houve maior agrupamento entre as parcelas do mesmo sítio amostral, sob diferentes
distâncias, que entre parcelas de mesma distância de diferentes perfis (Figura 15).
39
A1
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35Te
mpe
ratu
ra d
o ar
(°C
)
A2
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A3
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A4
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A5
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
Tem
pera
tura
do
ar (
°C)
A6
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A7
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A8
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = 0.0873 0.3402 0.2663 0.0498 0.0107 0.0578 0.1388 0.1407 P = 0.9665 0.7964 0.8492 0.9850 0.9984 0.9815 0.9361 0.9349
Distância da estrada (m)
Figura 3. Distribuição comparativa das séries de médias de temperatura do ar (°C) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados da primavera (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
40
A1
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35T
empe
ratu
ra d
o ar
(°C
)
A2
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A3
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A4
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
A5
0-10
30-4
0
60-7
0
90-1
00
15
20
25
30
35
Tem
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tura
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Distância da estrada (m)
Figura 4. Distribuição comparativa das séries de médias de temperatura do ar (°C) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do verão (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = 0.1340 0.4190 0.2914 0.0539 0.0384 0.0798 0.1079 0.0167 P = 0,9392 0,7405 0,8313 0,9832 0,9898 0,9706 0,9549 0,9970
Distância da estrada (m)
Figura 5. Distribuição comparativa das séries de médias de temperatura do ar (°C) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do outono (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = 0.2017 0.5922 0.9077 0.0779 0.1266 0.0386 0.2656 0.2806 P = 0,8945 0,6242 0,4469 0,9716 0,9437 0,9897 0,8497 0,8390
Distância da estrada (m)
Figura 6. Distribuição comparativa das séries de médias de temperatura do ar (°C) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do inverno (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Distância da estrada (m)
Figura 7. Distribuição comparativa das séries de médias de umidade relativa do ar (%) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados da primavera (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Distância da estrada (m)
Figura 8. Distribuição comparativa das séries de médias de umidade relativa do ar (%) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do verão (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Distância da estrada (m)
Figura 9. Distribuição comparativa das séries de médias de umidade relativa do ar (%) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do outono (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = 0.0258 0.1436 0.6612 0.6636 0.3774 0.9850 0.2313 0.1831 P = 0.9943 0.9331 0.5813 0.5799 0.7698 0.4107 0.8739 0.9072
Distância da estrada (m)
Figura 10. Distribuição comparativa das séries de médias de umidade relativa do ar (%) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do inverno (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA a cada perfil, os valores de F e P entre as distâncias. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = 1.0330 -- -- 1.9850 1.9270 0.0834 -- 1.8030 K-W = -- 9.8850 5.0630 -- -- -- 5.7690 -- P = 0.3898 0.0196 0.1673 0.1354 0.1432 0.9686 0.1234 0.1641
a b
Distância da estrada (m)
ab ab
Figura 11. Distribuição comparativa das séries de médias de luminosidade (LUX) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados da primavera (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA ou Kruskal-Wallis a cada perfil, respectivamente os valores de F ou K-W, e de P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = -- -- 8.5660 1.2410 -- 0.3152 -- 0.7071 K-W = 4.6510 10.6100 -- -- 5.9840 -- 7.3920 -- P = 0.1992 0.0141 0.0002 0.3091 0.1124 0.8143 0.0604 0.5541
ab aba b a b b b
Distância da estrada (m)
Figura 12. Distribuição comparativa das séries de médias de luminosidade (LUX) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do verão (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA ou Kruskal-Wallis a cada perfil, respectivamente os valores de F ou K-W, e de P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = 4.4060 8.3050 -- 0.4149 -- -- 0.2019 0.4577 K-W = -- -- 6.2280 -- 4.6850 1.1460 -- -- P = 0.0099 0.0003 0.1010 0.7435 0.1964 0.7659 0.8944 0.7135
ab aa b ac bbc a
Distância da estrada (m)
Figura 13. Distribuição comparativa das séries de médias de luminosidade (LUX) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do outono (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA ou Kruskal-Wallis a cada perfil, respectivamente os valores de F ou K-W, e de P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
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A1
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Perfil � A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 A8 F = -- -- -- -- 2.3770 -- -- -- K-W = 5.8120 17.9000 11.5800 10.0600 -- 1.5300 1.4970 8.4290 P = 0.1211 0.0005 0.0090 0.0181 0.0871 0.6754 0.6830 0.0379
a bab a a bb ab
a abab b
a ab ab b
Distância da estrada (m)
Figura 14. Distribuição comparativa das séries de médias de luminosidade (LUX) (cada ponto n ±10 registros) obtidas em cada perfil amostral (A1 a A8), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Dados do inverno (dois ciclos). Linhas horizontais (média ± desvio padrão). No centro, por ANOVA ou Kruskal-Wallis a cada perfil, respectivamente os valores de F ou K-W, e de P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
51
A44A42
A43A41
A24A22
A31A23
A21A54
A53A52
A51A74
A73A72
A34A33
A32A64
A63A62
A61A84
A83A82
A81A71
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(Dis
tân
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lig
açã
o /
dis
tân
cia
má
xim
a)*
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0
Figura 15: Análise de agrupamento das distâncias euclidianas proporcionais (eixo X) das médias de temperatura do ar, umidade relativa do ar e luminosidade, por estação climática, relativizadas pelos valores máximos. Agrupamento pela variância mínima (método de Ward), com ramos não retangulares agrupando as parcelas amostrais, a partir de distâncias regulares no eixo Y. Coeficiente de correlação cofenética (r = 0,6008). As letras seguidas do primeiro número indicam o sítio amostral (A1 a A8). O segundo número de cada conjunto representa a distância das margens da estrada para o interior da floresta: 1 (0-10), 2 (30-40), 3 (60-70) e 4 (90-100 m). PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
DISCUSSÃO
Conforme esperado, em razão da cobertura vegetal (Whitmore 1998, Spooner &
Smallbone 2009), a temperatura do ar e a luminosidade foram mais altas na estrada que na
floresta. Em geral, as médias de temperatura obtidas tanto na estrada quanto no interior da
floresta foram superiores à normal obtida na estação climatológica mais próxima [347 m
de altitude; média 21,5ºC; média das máximas de 26,2ºC; média das mínimas de 17,9ºC;
registros obtidos entre 1966 e 1990 (Mattos 2006)]. É provável que esses resultados
52
estejam associados à forma de obtenção dos registros, já que enquanto os aparelhos da
estação climatológica apresentam condições de proteção padronizadas, os deste estudo são
expostos, além da inclusão dos períodos noturnos nas medidas pela estação climatológica.
A luminosidade na estrada foi bastante superior à registrada no interior da floresta,
em todas as estações e no ano. A diferença de luz foi considerada alta em comparação às
diferenças de temperatura e umidade. A luminosidade nos trechos da estrada,
acentuadamente mais alta nos perfis A2 e A7, ressalta características de orientação
associada à maior insolação e maior extensão do trecho sem cobertura floresta (áreas de
estacionamento e lazer). O perfil A2 apresenta orientação norte, recebendo maiores índices
de luz ao longo de todo o ano (Bernardes 1959) e os dois perfis estão situados próximos a
áreas de lazer e estacionamentos e, por isso, apresentam superfícies que atingem dezenas
de metros sem vegetação. Esses resultados e valores mais baixos de temperatura no interior
da floresta corroboram o paradigma de estabilização microclimática em condições de
cobertura vegetal mais acentuada (Whitmore 1998; Pezzopane 2001).
Foram obtidos resultados que contrastam o padrão frequentemente descrito de
maior umidade relativa do ar no interior da floresta (Kapos 1989; Gehlhausen et al. 2000;
Coffin 2007; Laurance et al. 2009). A umidade mais alta na estrada, no outono e no
inverno, pode ter sido parcialmente decorrente de eventos de precipitação anteriores às
datas de registro, além de taxas mais baixas de dissecação nessas épocas do ano. Durante e
após as chuvas, o escoamento superficial e subsuperficial (Dunne et al. 1975) tende a
percolar pela encosta extravasando nas rupturas de relevo decorrentes das estradas
(Forman & Alexander 1998; Trombulak & Frissell 2000). Desta forma, parte do
escoamento da porção superior da encosta se acumularia nas margens da estrada e, somada
à precipitação direta sobre uma superfície impermeável, tornaria o ambiente marginal às
estradas saturado. Em períodos de evaporação mais acentuada é de se esperar maior
53
dissecação próximo às margens da estrada. Desta forma, diferenças entre trechos de
margens saturadas e a floresta poderiam deixar de existir, como observado para o verão;
ou, em condições de ainda maior dissecação, poderia ocorrer a inversão das situações
observadas no outono e no inverno, como o registrado para a primavera.
Os resultados corroboram a hipótese de que as estradas que recortam o parque, por
apresentarem ambientes microclimaticamente distintos da floresta, podem acarretar em
padrões de colonização e deslocamento diferenciados por parte das espécies vegetais,
inclusive favorecendo a invasão do local por exóticas (Forman 1998; Trombulak & Frissell
2000; Christen & Matlack, 2009; Laurance et al. 2009). Provavelmente este é o caso de
uma espécie arbustiva invasora local, a Dracaena fragrans (L.) (Ker-Gawl Asparagaceae),
que ocorre quase exclusivamente às margens das estradas e apresenta maior abundância e
frequência nos trechos encosta abaixo (Ribeiro & Zaú 2007), o que corrobora com a
generalização de diferenciação espacial descrita por Forman & Alexander (1998).
Como a temperatura do ar e a umidade relativa do ar não variaram
significativamente entre as distâncias ao longo dos perfis, durante qualquer estação do ano,
a não observação de gradientes, como aqueles observados por Kapos (1989), Sizer &
Tanner (1999), Didham & Lawton (1999), Gehlhausen et al. (2000), Malcolm (2001) e
localmente por Figueró & Coelho-Netto (2007), sugere que as bordas lineares analisadas
possam apresentar características diferenciadas daquelas de remanescentes florestais
situados em matrizes distintas. A pequena largura das estradas e o relevo acidentado fazem
com que as copas das árvores mais desenvolvidas cubram parcialmente a estrada,
acarretando na minimização de diferenças microclimáticas e, consequentemente, na
ausência de gradientes perceptíveis no interior da floresta.
Entretanto, considerando que as diferenças microclimáticas entre a estrada e a
floresta não ocorreram de forma constante, sendo mais acentuadas na primavera e no
54
verão. É possível que em condições específicas de orientação e relevo, situações de maior
incidência solar e de temperaturas mais altas acarretem na formação de gradientes
microclimáticos. Em termos de luminosidade, as diferenças encontradas na floresta não
foram necessariamente mais baixas em direção ao interior da mata. Elas parecem ter sido
decorrentes de: 1) aspectos dinâmicos da cobertura florestal, estando relacionadas à
proximidade (≈30 m) de trechos com clareiras, como em A2 (60-70 m), A3 (0-10 m) e A8
(0-10 m); 2) incidência diferenciada de luz em razão de características de relevo, como por
exemplo, final de encosta em proximidade com topo de morro, como em A4 (90-100 m);
ou 3) eventos fenológicos específicos, como levantado por Ramos & Santos (2006), e
possivelmente ocorrido em A1 (60-70 m).
Assim, a heterogeneidade espacial aliada à dinâmica de clareiras (Gómez-Pompa
1971; Denslow 1980; Brokaw 1982; Lima & Moura 2006) pode estar contribuindo mais
acentuadamente nas diferenças detectadas em termos de luminosidade, do que
propriamente efeitos de borda decorrentes do recorte da floresta pelas estradas. Condições
relativas a “efeitos de borda internos”, já haviam sido descritas por Figueró & Coelho-
Netto (2007) para o local. Ao analisarem perfis da borda para o interior da floresta
observaram, especialmente no período da tarde, que as células de calor da borda
propagam-se, em alguns casos, até próximo de 20 m para o interior da mata. Entretanto,
observam que “a fragmentação interna às áreas de borda, decorrente das grandes
clareiras, caminhos e trilhas, contribui para distorcer um padrão borda-centro mais
uniforme, produzindo, ao contrário do que seria esperado, células isoladas de temperatura
mais elevada no interior dos transectos”, resultando num caráter não-monotônico de
propagação do efeito de borda, conforme citado em Rodrigues & Nascimento (2006). Essa
observação encontra consonância na idéia que “mesmo fatores considerados simples e
55
diretos quanto à medição (e.g. luz e vento), quando associadas às respostas exibidas pelo
componente biótico, podem assumir complexas nuances” (Rodrigues 2004).
A luminosidade registrada apresentou significativa variabilidade espaço-temporal,
conforme observado a partir dos altos desvios-padrão e dos valores médios a cada estação
climática. Entretanto, essa variação não foi suficiente para imprimir diferenças detectáveis
nos parâmetros de temperatura do ar e umidade relativa do ar, em contraposição ao
observado por Matlack (1994). Outra avaliação que reforça a hipótese de que a
heterogeneidade local e a dinâmica de clareiras possam estar contribuindo mais
acentuadamente nas diferenças microclimáticas do que os efeitos de borda decorrentes das
estradas provém da análise de agrupamento. Esta indicou maior similaridade entre
“parcelas do mesmo perfil”, em comparação com “distâncias semelhantes” de perfis
distintos, semelhantemente ao observado por Asbjornsen et al. (2004). Em se tratando de
inequívocos efeitos de borda, seria esperado que distâncias semelhantes expressassem, pelo
menos parcialmente, maior similaridade em termos comparativos.
Os resultados encontrados podem ser derivados de condições complexas
(Asbjornsen et al. 2004; Marchand & Houle 2006) e, mesmo considerando que a
caracterização de padrões contribui para o desenvolvimento teórico e consequentemente
para soluções concretas em termos de conservação, deve ser ressaltada a dificuldade de
generalizações (Laurance & Bierregaard 1997; Saunders et al. 1999; Malcolm 2001;
Harper et al. 2005; Rodrigues & Nascimento 2006).
56
CONCLUSÕES
As estradas que recortam o parque apresentam ambientes microclimaticamente
distintos da floresta, o que pode acarretar em padrões de colonização e deslocamento
diferenciados das espécies vegetais, inclusive favorecendo a invasão por exóticas. Mas,
como a temperatura do ar e a umidade relativa do ar não variaram significativamente entre
as distâncias ao longo dos perfis, a ausência de gradiente sugere que as bordas lineares
analisadas possam apresentar características diferenciadas daquelas de remanescentes
florestais situados em matrizes muito distintas. As diferenças em termos de luminosidade
podem ter sido decorrentes de aspectos dinâmicos da cobertura florestal, de características
de relevo ou de eventos fenológicos específicos. Desta forma, a heterogeneidade local e a
dinâmica ecológica podem estar contribuindo mais acentuadamente nas diferenças
microclimáticas que os efeitos de borda decorrentes das estradas.
Por fim, um conjunto de fatores físicos operando em uma escala imperceptível
(Saunders et al. 1999), em função de limitações amostrais ou de procedimentos analíticos
(Gehlhausen et al. 2000), pode influenciar aspectos ecológicos não caracterizados neste.
Uma avaliação ampla, transdisciplinar (Trombulak & Frissell 2000) e multivariada,
considerando parâmetros microclimáticos e outros, como relevo, hidrologia, solos,
aspectos biológicos, e históricos, pode contribuir para elucidação de características não
evidentes numa análise específica (Malcolm 2001; Rodrigues 2004; Ewers et al. 2007).
57
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CAPÍTULO II
COMPOSIÇÃO FLORÍSTICA DO ESTRATO ARBUSTIVO-ARBÓREO EM UM
REMANESCENTE URBANO DE MATA ATLÂNTICA NO SUDESTE DO BRASIL
RESUMO A fragmentação e os efeitos de borda estão dentre as principais ameaças à biodiversidade. Este trabalho avaliou a riqueza e a composição de espécies arbóreo-arbustivas de um trecho de Mata Atlântica no Parque Nacional da Tijuca, uma floresta urbana na cidade do Rio de Janeiro. Foram realizadas coletas em sete sítios amostrais e em cada sítio foram estabelecidos perfis com parcelas de 100 m2 nas distâncias: 0-10 m, 30-40 m, 60-70 m e 90-100 m das margens das estradas para o interior da floresta, totalizando 0,28 ha. Todos os indivíduos com DAP ≥ 2,5 cm foram coletados e as espécies tiveram definidos: ocorrência, grau de raridade, grupo sucessional e síndrome de dispersão. Foram amostrados 986 indivíduos distribuídos em 40 famílias, 90 gêneros e 200 espécies. As dez espécies mais abundantes corresponderam a 5% do total e 51% dos indivíduos. Os indicadores florísticos, de diversidade, grupos sucessionais, síndromes de dispersão e similaridade florística apontam que a área estudada encontra-se em estágio sucessional avançado e em bom estado de conservação, ao contrário da noção disseminada de uma floresta plantada. Entretanto, os resultados sugerem a existência de efeitos de borda, incidindo de maneira mais acentuada nos primeiros metros após as margens das estradas. Palavras-chave: Mata Atlântica, sucessão, dispersão, fitogeografia, Parque Nacional da Tijuca.
INTRODUÇÃO
Estudos ecológicos e de conservação de hábitats demandam conhecimento sobre a
diversidade florística e a caracterização da vegetação (Rejmánek & Brewer 2001). Por
interagir diretamente com outros compartimentos do ecossistema (e.g., solo, atmosfera e
água) (Shulze et al. 2005), a vegetação não só compõe significativa parte da biodiversidade
(Giulietti et al. 2005), como influencia as relações da comunidade, por exemplo, como
recurso alimentar, suporte físico e abrigo (Whitmore 1998). Além disso, as respostas das
espécies às transformações florestais e aos distúrbios causados pelo ser humano (e.g.,
fragmentação da paisagem, efeitos de borda e poluição) são muito variadas, porém, em
65
geral, fortemente negativas (Gardner et al. 2010). Tais alterações influenciam a
diversidade, a composição e a dinâmica das espécies, afetando o funcionamento dos
ecossistemas (Laurance et al. 2007) e, consequentemente, a manutenção de sua integridade
ecológica em longo prazo (Gardner et al. 2010). Porém, muitas das consequências
ecológicas destas alterações são insuficientemente conhecidas (Laurance & Bierregaard
1997; Bierregard et al. 2001; Laurance et al. 2002; Harper et al. 2005).
Considerada uma das principais ameaças à biodiversidade, a fragmentação florestal
faz com que a Mata Atlântica seja um dos biomas de mais difícil conservação (Dean 1997;
Morellato & Haddad 2000) (q.v., Introdução geral). A fragmentação de hábitats associada à
crescente urbanização aumenta a importância da conservação de áreas naturais próximas
ou localizadas nas cidades. Este é o caso do Parque Nacional da Tijuca, uma das maiores
florestas urbanas do mundo (q.v., Introdução geral). O PARNA Tijuca é frequentemente
associado à concepção de uma floresta de origem antrópica e com significativa pressão
urbana (q.v., Descrição da área). Porém, os cerca de 200 anos de medidas
conservacionistas podem ter permitido o desenvolvimento de uma floresta semelhante em
termos florísticos à de outros trechos regionalmente caracterizados em “bom estado de
conservação”, considerando a provável inexistência de florestas tropicais sem interferência
antrópica (Clark 1996), especialmente no caso da Mata Atlântica. Além do que, florestas
urbanas podem conter significativo percentual de espécies que naturalmente ocorrem na
localidade (Alvey 2006).
Por outro lado, bordas de florestas urbanas podem ser caracterizadas por espécies
mais bem adaptadas ao sol, ao calor e às condições de baixa umidade (Hamberg et al.
2008). As estradas atuam como elemento de fragmentação da paisagem e de ampliação de
bordas, podendo resultar na ocupação de espécies com síndromes de dispersão
diferenciadas e de grupos sucessionais distintos (Oliveira et al. 2004). Desta forma, a
66
interpretação de fenômenos relacionados aos efeitos de borda demanda a utilização de
conceitos associados à sucessão ecológica (Rodrigues & Nascimento 2006). Entretanto,
ainda existe pouco conhecimento de como as estradas podem afetar áreas legalmente
protegidas (Ament et al. 2008), especialmente em relação às consequências internas do
recorte dessas áreas.
O histórico de conservação, as condições atuais da área e estudos anteriores nas
proximidades (e.g. Oliveira et al. 1995; Matos 2007) sugerem a alta riqueza de espécies no
compartimento arbustivo-arbóreo e, possivelmente, a maior semelhança florística desta
área com trechos mais bem conservados. Entretanto, as estradas que recortam o parque
devem acarretar em diferenciações na distribuição dos indivíduos de distintos grupos
sucessionais e diferentes síndromes de dispersão, com maior abundância de indivíduos de
grupos sucessionais de estágios iniciais e de indivíduos com síndromes de dispersão
abióticas nas proximidades das estradas.
Este trabalho objetivou a avaliação da riqueza e da composição de um trecho de
Mata Atlântica, no Parque Nacional da Tijuca, uma floresta urbana na cidade do Rio de
Janeiro. Especificamente buscou-se responder as seguintes questões: 1) A comunidade
vegetal apresenta características florísticas de trechos mais urbanizados e alterados
antropicamente, ou características de trechos considerados bem conservados? 2) A
distribuição dos indivíduos nos grupos sucessionais e de síndromes de dispersão é afetada
negativamente por efeitos de borda decorrentes das estradas que recortam o parque?
67
MATERIAL E MÉTODOS
Caracterização florística
Para a caracterização florística foram realizadas coletas sistemáticas pelo método de
parcelas (Mueller-Dombois & Ellenberg 1974) em sete sítios amostrais, no setor “A” do
Parque Nacional da Tijuca (q.v., Capítulo I). Em cada um dos sítios foram estabelecidos
perfis compostos por quatro parcelas de 10 x 10 m, localizadas nas distâncias de 0-10 m,
30-40 m, 60-70 m e 90-100 m das margens das estradas (Figura 1, Capítulo I3), totalizando
0,28 ha. Nas situações em que ao longo do perfil existia alguma clareira, ou proximidade
com uma clareira, a parcela para o registro dos dados e coletas era deslocada no mínimo 30
m lateralmente e então delimitada.
Todos os indivíduos com diâmetro a altura do peito (1,3 m) ≥ 2,5 cm foram
marcados e coletados. Destes também foram registradas características dendrológicas que
pudessem auxiliar a identificação taxonômica, como a presença e o tipo de exsudato, cor
das cascas externa e interna, odor e formas do tronco e de sua base, a partir de planilhas
pré-estruturadas com base em Ribeiro et al. (1999). Foram realizadas visitas periódicas nas
parcelas amostrais para aferição de fenofases férteis de indivíduos previamente amostrados
em fase estéril. As características vegetativas, aliadas ao processo de observação
continuada, buscaram atribuir maior acurácia na determinação do material, condição
fundamental para ações de conservação eficazes (Durigan 2003; Bortolus 2008). Para as
coletas foram utilizadas tesouras de poda e de poda alta. Para as árvores de grande porte foi
realizada a escalada seguida da utilização da tesoura de alta poda, conforme Oliveira &
Zaú (1995). O material botânico coletado foi tratado e conservado para a identificação
segundo técnicas usuais (IBGE 1992; Sylvestre & Rosa 2002).
3 O perfil 8 não foi incluído nas análises florísticas em razão da inviabilidade de alocação de novas parcelas nesta encosta devido ao surgimento de clareiras em diferentes distâncias da borda.
68
Cada amostra foi discriminada em morfo-espécie4 e catalogada. As famílias foram
identificadas com a utilização de referências e o auxílio de chaves de caracteres
vegetativos (Barroso et al. 1978; Barroso et al. 1984; Joly 1985; Barroso et al. 1986;
Gentry 1993; Lima et al. 1994; Ribeiro et al. 1999; Vidal & Vidal 2003; Braz et al. 2004;
Souza & Lorenzi 2005; Gonçalves & Lorenzi 2007). Posteriormente, o material foi
encaminhado a especialistas para confirmação das identificações. Por fim, foi realizada a
verificação comparativa do material identificado nos herbários do Jardim Botânico do Rio
de Janeiro (RB) e Instituto Estadual do Ambiente (GUA). Após a identificação, o material
fértil foi depositado no Herbário do Jardim Botânico do Rio de Janeiro (RB). As espécies
foram agrupadas de acordo com o “APG III” (Angiosperm Phylogeny Group 2009) e a
padronização dos binômios e autores foi realizada pelos indexadores do Missouri Botanical
Garden (MBG Tropicos 2009) e do Jardim Botânico do Rio de Janeiro (JBRJ 2010).
A partir da lista com as plantas identificadas em nível específico foram
caracterizadas as espécies ameaçadas de extinção (senso, Brasil 2008); estimados os
percentuais de espécies endêmicas da Mata Atlântica, da região sudeste e do estado do Rio
de Janeiro, com base na lista da flora brasileira (JBRJ 2010); os percentuais de espécies
comuns na Mata Atlântica, de florestas ombrófilas de baixa altitude do sudeste, e de
florestas ombrófilas de grandes altitudes e semi-decíduas, senso Oliveira-Filho & Fontes
(2000); os percentuais de espécies comuns e raras da Mata Atlântica, senso Caiafa &
Martins (2010); e o percentual de espécies raras no dossel da Mata Atlântica, senso
Guedes-Bruni et al. (2009). Foi também estimado o percentual de raridade em termos
amostrais, ou seja, o percentual de espécies que ocorreram em menos de 5% da amostra
(ACIESP 1997).
4 Constitui uma morfo-espécie a amostra que apresenta características morfológicas com uma amplitude de variações que a faz ser considerada pertencente a um único táxon específico/infra-específico (Guedes-Bruni et al. 2002).
69
As espécies e, quando possível, os gêneros foram classificados nos grupos
sucessionais, senso Budowski (1965), através de revisão bibliográfica e observações de
campo, como pioneiras, secundárias iniciais e secundárias tardias/climácicas. Para cada
grupo sucessional foram obtidos os percentuais de espécies comuns ou raras na Mata
Atlântica, senso Caiafa & Martins (2010). As espécies e, quando possível, os gêneros
também tiveram suas síndromes de dispersão caracterizadas por revisão bibliográfica e
características dos frutos ou sementes, senso van der Pijl (1982), em zoocóricas,
anemocóricas e autocóricas.
Para avaliar se a composição florística amostrada apresentava maior semelhança
com trechos próximos a áreas urbanas ou recentemente alterados antropicamente, ou se a
mesma apresentava maior semelhança com trechos caracterizados em bom estado de
conservação, foi realizada a análise de similaridade considerando a lista de espécies obtida
a partir de estudos fitossociológicos realizados em 34 localidades no estado do Rio de
Janeiro (Oliveira et al. 1995; Rodrigues 1996; Kurtz & Araujo 2000; Borém & Ramos
2001; Silva & Nascimento 2001; Spolidoro 2001; Oliveira 2002; Borém & Oliveira-Filho
2002; Moreno et al. 2003; Peixoto et al. 20045; Santana et al. 2004; Faria 2005; Guedes-
Bruni et al. 2006 a e b; Carvalho et al. 2006, 2007; Pereira et al. 2006; Pessoa e Oliveira
2006; Matos 2007; Pardo et al. 2007; Souza et al. 2007; Barros 2008; Neves e Peixoto
2008; Pietro 2008; Gabriel 20096; Jesus 2009).
Análise dos dados
A representatividade da amostragem foi avaliada pela curva do coletor,
considerando o número de espécies em relação à área amostral. Foi estabelecida a
tendência a partir das curvas de 100 ordenações aleatórias das 28 amostras, buscando
5 Complementado por informações extraídas de Peixoto et al. (2005), em estudo no mesmo local. 6 Complementado por informações extraídas de Rodrigues (2004), em estudo no mesmo local.
70
minimizar possíveis desvios causados por possíveis variações da amostragem,
representando-a de maneira mais realística (Shepherd 2006; Schilling & Batista 2008).
Para as análises de percentuais de endemismo e raridade foi considerado o conjunto
de espécies identificadas. Entretanto, a partir da determinação do grupo sucessional e da
síndrome de dispersão de cada espécie, as avaliações destes parâmetros foram realizadas
considerando o conjunto de indivíduos. Para cada grupo sucessional e de síndrome de
dispersão, considerando as diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta, foram
verificados os pressupostos de normalidade e de comparabilidade entre as variâncias (Zuur
et al. 2010). Os testes utilizados foram, respectivamente, Shapiro-Wilk & Bartlett (Ayres et
al. 2007; GraphPad 2007).
Para as comparações dos grupos sucessionais e das síndromes de dispersão, tanto
entre as distâncias, quanto entre os sítios amostrais, foi utilizada a ANOVA bi-fatorial.
Para diferenças significativas (p ≤ 0,05), a priori, foi aplicado o teste de Bonferroni
(Arango 2001). Nos casos em que os pressupostos de normalidade e homocedasticidade
das variâncias não foram atingidos, foi aplicada a análise de variância uni-fatorial não-
paramétrica de Kruskal-Wallis para comparação entre as distâncias e, para diferenças
significativas (p ≤ 0,05), a posteriori, foi aplicado o teste de Dunn (Arango 2001).
A avaliação das semelhanças da composição florística foi realizada com base na
matriz de presença e ausência das espécies, considerando coeficientes usuais (Stiling 1999;
Shepherd 2006), através da análise de agrupamento pela média de grupo (UPGMA).
Objetivando a minimização de incorreções decorrentes das limitações amostrais, a análise
de similaridade foi realizada após a exclusão das espécies listadas em apenas uma das
localidades (Shepherd 2006), reduzindo para 614 espécies a lista inicial de 1188 (Anexo 1).
71
Para espacialização da análise de similaridade foi elaborado um mapa em escala
1:2.000.000, a partir das bases cartográficas dos limites municipais e estaduais (IBGE
2010) e da cobertura vegetal na Mata Atlântica (MMA 2010). Foram realizados
agrupamentos de categorias de uso do solo destacando as mais relevantes para este estudo.
Para cada localidade representada por um ponto, as coordenadas expressas em graus,
minutos e segundos foram conferidas e ajustadas pelo GoogleEarth (2010), e convertidas
para graus centesimais (CRIA 2010) para a plotagem cartográfica.
Para as análises foram utilizados os aplicativos Fitopac, v.1.6 (Shepherd 2006),
Biostat v. 5.0 (Ayres et al. 2007), GraphPad Prism v. 5.01 (GraphPad 2007) e gvSIG v.
1.10 (gvSIG 2010).
RESULTADOS
Caracterização florística
Foram amostrados 986 indivíduos vivos distribuídos em 40 famílias, 90 gêneros e
200 espécies (123 identificadas e 77 morfo-espécies). Dos indivíduos amostrados, 827
(83,9%) foram identificados a nível de espécie, 48 (4,9%) foram identificados em gênero e
81 (8,2%) em família. O restante (28 indivíduos, 3,0% do total), pertencentes a 19 morfo-
espécies, não tiveram suas famílias determinadas (Anexo 2).
A representatividade da amostragem indica tendência ascendente para o número de
espécies, no caso de aumento da área amostral (Figura 1).
72
Figura 1: Curva do coletor em função do aumento da área amostral. Resultado do traçado de 100 diferentes curvas com ordenações aleatórias das unidades amostrais. Setor “A” do PARNA da Tijuca, RJ. 2010.
As dez famílias que apresentaram maiores riquezas em termos de espécies
totalizaram 60,2% e as restantes 38,8% (Figura 2). As famílias com maior número de
gêneros foram Fabaceae e Lauraceae (11), Rubiaceae (8), Euphorbiaceae (7), Myrtaceae e
Annonaceae (5). Dentre os gêneros, apresentaram maior riqueza de espécies Eugenia e
Ocotea (9), Myrcia (6), Mollinedia (5) e Guarea e Trichilia (4).
3,5%3,5% 4,0% 4,0%
5,0%
6,0%
6,0%
9,0%
10,0%
10,4%
38,8%
Lauraceae (21)
Myrtaceae (20)
Fabaceae (18)
Rubiaceae (12)
Meliaceae (12)
Euphorbiaceae (10)
Sapotaceae (8)
Moraceae (8)
Annonaceae (7)
Monimiaceae (7)
outras (78)
Figura 2: Distribuição da riqueza nas dez famílias com maior representatividade. Total de espécies em parênteses, ao lado do nome das famílias. Critério de inclusão: DAP ≥ 2,5 cm. PARNA da Tijuca, RJ. 2010.
73
A distribuição de indivíduos entre as dez famílias com maiores abundâncias totalizou
77,7% e as restantes 22,3% (Figura 3).
3,1%
3,4%
3,5%
3,8%
4,2%5,8%
3,1%
22,8%
20,8%
22,3%
7,2%
Myrtaceae (225)
Arecaceae (205)
Rubiaceae (71)
Lauraceae (57)
Meliaceae (41)
Nyctaginaceae (37)
Fabaceae (34)
Euphorbiaceae (33)
Malpighiaceae (31)
Sapotaceae (31)
outras (220)
Figura 3: Distribuição dos indivíduos nas dez famílias mais abundantes. Total de indivíduos em parênteses, ao lado do nome das famílias. Critério de inclusão: DAP ≥ 2,5 cm. PARNA da Tijuca, RJ. 2010.
As dez espécies mais abundantes corresponderam a 5,0% do total de espécies, mas
representaram 51,0% dos indivíduos (Figura 4). As duas espécies mais abundantes de
Arecaceae totalizaram 20,5% dos indivíduos e as três mais abundantes de Myrtaceae
17,0% do total.
74
141
93
43 37 31 31 22 22 21
483
61
0
100
200
300
400
500
Euter
pe e
dulis
(14,3
%)
Myr
ceuge
nia m
yrcio
ides
(9,4
%)
Geono
ma
scho
ttiana
(6,2
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Myr
cia m
ultiflo
ra (4
,4%
)
Guapir
a op
posita
(3,8
%)
Myr
cia sp
ecta
bilis (3
,1%
)
Malp
ighiace
ae sp
. 1 (3
,1%
)
Eclinu
sa ra
miflo
ra (2
,2%)
Amaio
ua in
term
edia
(2,2
%)
Guare
a m
acro
phyll
a (2
,1%
)
Outra
s (49
,0%)
Núm
ero
de in
diví
duos
Figura 4: Distribuição dos indivíduos das dez espécies mais abundantes. Valores absolutos acima das barras e percentuais em parênteses, ao lado das famílias. Critério de inclusão: DAP ≥ 2,5 cm. PARNA da Tijuca, RJ. 2010.
Apresentaram apenas um indivíduo na amostragem 110 espécies (54,7% do total).
Somadas àquelas que apresentaram dois indivíduos, o valor atingiu 69,7%, e para aquelas
que apresentaram até dez indivíduos, o percentual atingiu 93,5% das espécies (Figura 5).
5 2 1 3 2 1
110
30
129 9 7 10
0
20
40
60
80
100
120
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11-15 16-20 >20
Categorias de abundância de indivíduos
Núm
ero
de e
spéc
ies
Figura 5: Número de espécies por categorias de abundância de indivíduos. Na classe das espécies representadas por mais de 20 indivíduos estão as dez espécies mais abundantes destacadas na figura 4. Setor “A” do PARNA da Tijuca, RJ. 2010.
75
Das espécies com epítetos específicos definidos, 46,3% são endêmicas da Mata
Atlântica7, 51,2% ocorrem também em outro bioma e, para 2,5% das espécies não havia
dados disponíveis, senso JBRJ (2010). A partir da mesma base de dados, 17,4% são
endêmicas da região sudeste, 78,5% ocorrem em pelo menos mais uma região e, para 4,1%
das espécies não havia dados disponíveis. São endêmicas do estado do Rio de Janeiro 2,5%
das espécies, 93,4% ocorrem também em outros estados e para 4,1% das espécies não
havia dados disponíveis. O significativo percentual de indivíduos identificados em espécie,
cerca de 84% do total, não se repetiu em termos de número de espécies. Pouco mais de
60% das espécies foram identificadas neste nível taxonômico, restando um número
expressivo de morfo-espécies discriminado em gênero, família ou nível superior. Com o
aprimoramento do processo de identificação provavelmente haverá a ampliação dos
percentuais de espécies endêmicas regionalmente, aumentando a representatividade local
em relação à biodiversidade regional.
Foram classificadas como espécies comuns da Mata Atlântica, senso Oliveira-Filho
& Fontes (2000), 11,6% das espécies identificadas. Para as florestas ombrófilas de baixa
altitude do sudeste foram consideradas comuns 12,4% das espécies e 3,3% para as florestas
ombrófilas de grandes altitudes e semidecíduas. Somados os percentuais, 27,3% das
espécies identificadas são comuns em alguma das tipologias da Mata Atlântica que
ocorrem no estado do Rio de Janeiro. Foram classificadas como espécies comuns da Mata
Atlântica, senso Caiafa & Martins (2010), 25,6% do total das espécies identificadas,
percentual bastante similar à da classificação senso Oliveira-Filho & Fontes (2000). Por
outro lado, apresentaram algum nível de raridade, pela classificação de Rabinowitz et al.
(1986) apud Caiafa & Martins (2010), 7,4% das espécies. Foram consideradas espécies
7 Considerando apenas os limites territoriais brasileiros em função da base de dados adatada (JBRJ 2010).
76
raras do dossel da Mata Atlântica 21,5% das espécies identificadas (senso Guedes-Bruni et
al. 2009). Além do percentual de espécies raras que ocupam o dossel, parte do restante
deve ser composta por um conjunto de espécies de ocorrência mais comum e, considerando
que mais da metade das espécies apresentou apenas um indivíduo na amostragem, é
suposto que parte destas espécies também apresente algum grau de raridade não
discriminado na análise. Como o critério de inclusão utilizado no presente estudo incluiu
algumas espécies de sub-bosque, os percentuais de espécies que podem apresentar algum
grau de raridade, não exposto na comparação direta com espécies exclusivamente do
dossel (senso Guedes-Bruni et al. 2009), devem ser maiores. De todas as espécies e morfo-
espécies, 59,5% ocorreram em menos de 5% das unidades, sendo consideradas raras na
amostragem (senso ACIESP 1997).
Grupos sucessionais
A distribuição dos indivíduos nos grupos sucessionais, independentemente da
distância das margens das estradas para o interior da floresta, apresentou percentuais totais
mais baixos para espécies pioneiras, valores intermediários para as secundárias iniciais, e
os percentuais mais elevados para as secundárias tardias/climácicas. Houve a inversão
entre os percentuais dos grupos sucessionais predominantes em função da distância da
estrada, com a tendência de decréscimo das secundárias iniciais e de aumento das
secundárias tardias/climácicas (Tabela 1, Figura 6).
77
Tabela 1. Percentuais de indivíduos em relação aos grupos sucessionais, considerando as diferentes distâncias (n = 4) da margem da estrada para o interior da floresta. PI = pioneiras; SI = secundárias iniciais; ST/CL = secundárias tardias/climácicas; NC = não classificadas. Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
Distância (m) PI (%) SI (%) ST/CL (%) NC (%) 0-10 3,6 58,7 23,1 14,7 30-40 1,3 34,9 50,2 13,5 60-70 0,4 31,7 56,9 11,0
90-100 1,4 25,2 64,7 8,7 Média (± DP) 1,7 (± 1,3) 37,6 (± 14,6) 48,7 (± 18,1) 12,0 (± 2,7)
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
5
10
15
20
25
30
35
Pioneiras - valoresindiscriminados na escalaSecundárias iniciaisSecundárias tardias/climácicas
Distância da estrada (m)
Núm
ero
de in
diví
duos
Figura 6. Distribuição comparativa das médias (± erro padrão) do número de indivíduos de cada grupo sucessional, em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
Entre as oito espécies pioneiras destacou-se Tibouchina sp.1 (06 indivíduos). As
outras apresentaram um ou dois indivíduos. Entre as secundárias iniciais, destacaram-se
Myrceugenia myrcioides (Cambess.) O.Berg (93 indivíduos), Myrcia multiflora (Lam.)
DC. (43), Guapira opposita (Vell.) Reitz (37), Myrcia spectabilis DC. (31), e Guarea
macrophylla subsp. tuberculata (Vell.) T.D.Penn. (21). Entre as secundárias
tardias/climácicas, destacaram-se Euterpe edulis Mart. (141), Geonoma schottiana Mart.
(61), Amaioua intermedia Mart. ex Schult. & Schult.f. e Ecclinusa ramiflora Mart. (22
cada) e Maytenus communis Reissek (16) (Anexo 2).
78
A ocorrência dos indivíduos das espécies pioneiras não foi influenciada
significativamente nem pela distância das margens da estrada, que contribuiu com cerca de
18% da variação encontrada, nem pelos diferentes sítios de estudo, que contribuiram com
cerca de 23% (Figura 7a, Tabela 2). As secundárias iniciais também não tiveram a
ocorrência de seus indivíduos afetada significativamente pela distância da estrada, a qual
foi responsável por cerca de 18% da variação total registrada. Porém, os diferentes sítios de
estudo acarretaram em diferenças significativas, sendo responsáveis por cerca de 40% da
variação total (Figura 7b, Tabela 2). As secundárias tardias/climácicas tiveram seus
quantitativos influenciados tanto pela distância, com cerca de 30% da variação total,
quanto pelos sítios, com mais de 56% da variação registrada. Para este grupo sucessional,
as diferenças significativas em termos de distâncias ocorreram entre os trechos de floresta
mais próximos às margens da estrada (0-10 m) e aqueles mais para o interior da floresta
(90-100 m), com maior quantitativo de secundárias tardias/climácicas nos últimos (Figura
7c, Tabela 2).
79
Tabela 2. ANOVA Bi-fatorial por grupo sucessional, considerando as distâncias das margens da estrada para o interior da floresta (0-10; 30-40; 60-70 e 90-100 m), nos sete sítios de estudo. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010. GL = graus de liberdade; SQ = soma dos quadrados; QM = quadrado médio; % = percentual da variância total; F = valor da variância; P = probabilidade calculada; S = significância. Fontes de variação GL SQ QM % F P S
Pioneiras Distâncias 3 3,71 1,24 17,81 1,81 0,1807 ns Sítios 6 4,86 0,81 23,29 1,19 0,3572 ns Resíduo 18 12,29 0,68 Total 27 20,86
Secundárias iniciais Distâncias 3 333,00 111,00 18,46 2,66 0,0791 ns Sítios 6 720,40 120,10 39,93 2,88 0,0380 * Resíduo 18 750,50 41,69 Total 27 1804,00 Secundárias Tardias/Climácicas Distâncias 3 1320,00 439,90 29,20 12,01 0,0001 *** Sítios 6 2540,00 423,30 56,21 11,56 <0,0001 *** Resíduo 18 659,30 36,63 Total 27 4519,00
ns (não significativo); * (P < 0,05); *** (P < 0,001)
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
1
2
3
Distância da estrada (m)
Den
sida
de (
indi
vídu
os/1
00m2 )
a
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
10
20
30
40
Distância da estrada (m)
Den
sida
de (
indi
vídu
os/1
00m2 )
b
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
10
20
30
40
50
a
abab
b
Distância da estrada (m)
Den
sida
de (
indi
vídu
os/1
00m2 )
c
Figura 7. Distribuição comparativa dos quantitativos de indivíduos de cada grupo sucessional, em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Barras horizontais representam médias e desvios padrões. a) Pioneiras; b) Secundárias iniciais; c) Secundárias tardias/climácicas. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
80
Os percentuais de espécies comuns na Mata Atlântica (senso Caiafa & Martins 2010)
foram considerados altos nos três grupos sucessionais. Entretanto, também foram
significativos os percentuais de espécies não relacionadas pelos autores supra-citados,
especialmente entre aquelas classificadas como secundárias iniciais e secundárias
tardias/climácicas; e os percentuais de espécies com algum grau de raridade (Tabela 3).
Tabela 3. Percentuais de espécies em relação aos grupos sucessionais, considerando as categorias de ocorrência de acordo com Caiafa & Martins (2010). GS = grupo sucessional; PI = pioneiras; SI = secundárias iniciais; ST/CL = secundárias tardias/climácicas.
Categorias / Grupo sucessional PI SI ST/CL Comuns 50,0 36,4 47,8 Não citadas 16,7 45,5 33,3 Algum grau de raridade 16,7 18,2 18,8 Exótica 16,7 -- --
Totais 100,0 100,0 100,0
Síndromes de dispersão
A distribuição dos indivíduos a partir das síndromes de dispersão das espécies,
considerando as quatro distâncias das margens das estradas para o interior da floresta,
apresentou os percentuais mais elevados para zoocoria; valores intermediários para
anemocoria e os mais baixos para autocoria (Tabela 4).
Tabela 4. Percentuais de indivíduos em relação às síndromes de dispersão, considerando as diferentes distâncias (n = 4), da margem da estrada para o interior da floresta. Zoo = zoocóricos; Ane = anemocóricos; Aut = autocóricos; NC = não classificados. Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
Distância (m) Zoo (%) Ane (%) Aut (%) NC (%) 0-10 68,9 14,2 5,8 11,1 30-40 80,3 6,6 0,4 12,7 60-70 74,0 13,0 1,6 11,4 90-100 83,6 5,2 1,4 9,8
Média (± DP) 76,7 (± 6,6) 9,8 (± 4,5) 2,3 (± 2,4) 11,2 (± 1,2)
Entre as espécies zoocóricas, as mais abundantes foram E. edulis (141 indivíduos), M.
myrcioides, (93), G. schottiana (61), M. multiflora (43) e G. opposita (37). Entre as
anemocóricas destacaram-se Roupala longepetiolata Pohl (14 indivíduos), Roupala consimilis
81
Mez ex Taub. (11), Lamanonia ternata Vell. (09) e Eriotheca pentaphylla (Vell. & K.Schum.)
A.Robyns e Pseudopiptadenia leptostachya (Benth.) Rauschert (07 cada). Foram classificadas
como autocóricas Bathysa gymnocarpa K. Schum. (14 indivíduos), Bathysa stipulata (Vell.)
C.Presl (05), Croton sp. 1 (02) e Senefeldera verticillata (Vell.) Croizat (01) (Anexo 2).
A ocorrência dos indivíduos zoocóricos não foi influenciada significativamente nem
pela distância da estrada, que contribuiu com cerca de 16% da variação total, nem pelos
diferentes sítios de estudo, que influenciaram em cerca de 34% da variação total (Tabela 5;
Figura 8a). A ocorrência de indivíduos anemocóricos e autocóricos também não foi
influenciada significativamente pela distância da estrada (respectivamente, KW = 4,345; p =
0,227; e KW = 2,246; p = 0,5229) (Figuras 8b, 8c e 9).
Tabela 5. ANOVA Bi-fatorial da zoocoria, considerando as distâncias das margens da estrada para o interior da floresta (0-10; 30-40; 60-70 e 90-100 m), nos sete sítios de estudo. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010. GL = graus de liberdade; SQ = soma dos quadrados; QM = quadrado médio; % = percentual da variância total; F = valor da variância; P = probabilidade calculada; S = significância. Fontes de variação GL SQ QM % F P S
Zoocóricos Distâncias 3 532,30 177,40 15,91 1,92 0,1629 ns Sítios 6 1148,00 191,30 34,31 2,07 0,1086 ns Resíduo 18 1665,00 92,50 Total 27 20,90
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
10
20
30
40
50
60
Distância da estrada (m)
Zoo
cori
a (i
ndi
víd
uos/
100m
2 )
a
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
5
10
15
Distância da estrada (m)
Ane
moc
oria
(in
diví
duos
/100
m2 )
b
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
2
4
6
8
10
Distância da estrada (m)
Au
toco
ria
(ind
ivíd
uos
/100
m2 )
c
Figura 8. Distribuição comparativa dos quantitativos de indivíduos por síndrome de dispersão, em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Barras horizontais representam médias e desvios padrão. a) zoocoria; b) anemocoria; c) autocoria. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
82
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
10
20
30
40
50
ZoocoriaAnemocoriaAutocoria
Distância da estrada (m)
Núm
ero
de in
diví
duos
Figura 9. Distribuição comparativa das médias (± desvio padrão) do número de indivíduos por categoria de síndrome de dispersão, em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
Das espécies identificadas, quatro se encontram na categoria de “ameaçadas de
extinção” (Brasil 2008): Euterpe edulis Mart., Dalbergia nigra (Vell.) Allemão ex Benth.,
Ocotea odorifera (Vell.) Rohwer e Phyllostemonodaphne geminiflora (Mez) Kosterm.
Outras duas estão na categoria de espécies com deficiência de dados: Astronium
fraxinifolium Schott. e Urbanodendron bahiense (Meisn.) Rohwer. A espécie exótica
incluída na amostragem foi Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl., com dois indíviduos.
Entretanto, outras exóticas arbóreas foram observadas nas proximidades dos sítios
amostrais, como Eucalyptus sp. e Artocarpus heterophyllus Lam.
Similaridade regional
O coeficiente de correlação cofenética de Jaccard foi o mais alto dentre os
avaliados e satisfatório para a análise (r = 0,8622) (Valentin 2000, Shepherd 2006). A
análise de agrupamento sugere a concepção de gradiente em continuum (Mueller-Dombois
& Ellenberg 1974; Austin 1985) mais que a de comunidades discretas (Figura 10). Em
geral, esse continuum ocorreu com baixa semelhança entre os trechos analisados e, em
83
alguns casos, e em determinada medida, a similaridade florística pode ter sido influenciada
pela a proximidade geográfica (e.g., 2 e 3, 9 e 10, 19 e 20, 26 e 28, 6, 33 e 34) (Figura 11,
discriminação das localidades na Tabela 6).
O gradiente foi formado por áreas mais alteradas e, em geral, de mais baixa riqueza
de espécies: trechos urbanizados, fragmentos florestais de tamanho reduzido ou que
sofreram alterações antrópicas diretas há menos de cinco décadas, ou ainda que se
encontram em estágio sucessional inicial ou intermediário (e.g., 11, 12, 13, 16, 30, 31 e
32); passando por trechos de Floresta Ombrófila Densa Aluvial (4 e 6); de Floresta
Estacional Semidecidual de Terras Baixas e Montana, em zona de tabuleiro, com
esclerofilia típica (Rizzini 1997) (24), e de Floresta Estacional Semidecidual Submontana
(e.g., 19 e 20). Posteriormente seguem trechos de Floresta Ombrófila Densa Montana (15,
29), até trechos relativamente mais bem conservados, predominantemente de Floresta
Ombrófila Densa Submontana e das Terras Baixas (e.g., 1, 3, 7, 8, 9, 10, 14, 17, 18, 21, 23,
25, 26, 27 e 28).
A maior similaridade da área de estudo ocorreu com a área 21, também no Maciço
da Tijuca, e com a 27, na Reserva Biológica de Tinguá, Essas áreas apresentam trechos
conservados de Floresta Ombrófila Densa, fisionomicamente similares, distando cerca de
40 Km. Os dois maciços apresentam características geoecológicas semelhantes (e.g., relevo
acidentado, precipitação anual em geral acima de 2000 mm, densa rede hidrográfica) e
também aspectos históricos semelhantes associados à colonização (Abreu 1992). Com
menor similaridade, essas três áreas ficaram agrupadas com a área 14, outro trecho de
Floresta Ombrófila Densa, em clímax local, distante cerca de 100 Km em linha reta, no
Parque Estadual da Ilha Grande. Esta área também apresenta histórico de colonização,
desmatamento e recuperação da mata semelhante às anteriores (Oliveira 2002).
84
Tabela 6. Tabulação de dados a partir de estudos desenvolvidos no estado do Rio de Janeiro. Num. Fonte Localidade Latitude Longitude Altitude (m) Tipologia vegetal
1 Este estudo Floresta da Tijuca, PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ 22° 57' 40" 43° 17' 18" 385-700 FOD Submont./montana
2 Borém & Ramos 2001 Silva Jardim, RJ. Ação antrópica há 30 anos. 22° 30' 30" 42° 30' 30" 200-400 FOD Submontana
3 Borém & Oliveira-Filho 2002 Silva Jardim, RJ. Trecho conservado. 22° 30' 30" 42° 30' 30" 200-400 FOD Submontana
4 Carvalho et al. 2006 REBIO Poço das Antas / Silva Jardim, RJ 22° 31' 59" 42° 16' 59" 0-0,5 FOD Aluvial
5 Carvalho et al. 2007 Rio Bonito, RJ 22° 43' 09" 42° 33' 12" até 150 FOD Submontana
6 Guedes-Bruni et al. 2006 a REBIO Poço das Antas / Silva Jardim, RJ 22° 31' 30" 42° 16' 59" 0-0,5 FOD Aluvial
7 Guedes-Bruni et al. 2006 b REBIO Poço das Antas / Silva Jardim, RJ 22° 31' 30" 42° 16' 59" 250 FOD Submontana
8 Kurtz & Araujo 2000 EEE Paraíso. Teresópolis, Guapimirim / Cach. Macacu 22° 29' 07" 42° 54' 33" 200 FOD Submontana
9 Moreno et al. 2003 50 m, Imbé, P.E. Desengano / Campos dos Goytacazes, RJ 21° 48' 00" 41° 40' 00" 50 FOD Terras Baixas
10 Moreno et al. 2003 250 m, Imbé, P.E. Desengano / Campos dos Goytacazes, RJ 21° 48' 00" 41° 40' 00" 250 FOD Submontana
11 Oliveira 2002 Área 5 anos, PE Ilha Grande / Angra dos Reis, RJ 23° 11' 46" 44° 19' 26" 80 FOD Submontana
12 Oliveira 2002 Área 25 anos. PE Ilha Grande / Angra dos Reis, RJ 23° 11' 24" 44° 19' 40" 140 FOD Submontana
13 Oliveira 2002 Área 50 anos. PE Ilha Grande / Angra dos Reis, RJ 23° 09' 25" 44° 11' 07" 260 FOD Submontana
14 Oliveira 2002 Área clímax. PE Ilha Grande / Angra dos Reis, RJ 23° 09' 30" 44° 11' 06" 280 FOD Submontana
15 Pardo et al. 2007 PARNASO / Teresópolis, RJ 22° 28' 42" 43° 01' 59" 1000 FOD Montana
16 Peixoto et al. 2004* Parque Mun. S. Capoeira Grande / Rio de Janeiro, RJ 22° 58' 59" 43° 38' 04" 60-140 FOD Submontana
17 Barros 2008 Parque Estadual da Serra da Tiririca, Niterói, RJ 22° 56' 52" 43° 00' 16" até 334 FOD Submontana
18 Pessoa e Oliveira 2006 REBIO Poço das Antas / Silva Jardim 22° 31' 30" 42° 16' 59" até 200 FOD Submontana
19 Souza et al. 2007 ARIE Floresta da Cicuta / Volta Redonda, RJ 22° 33' 29" 44° 05' 19" 400–450 FES Submontana
20 Faria 2005 ARIE Floresta da Cicuta / Volta Redonda, RJ 22° 33' 29" 44° 05' 19" 400–450 FES Submontana
21 Oliveira et al. 1995 M. Boa Vista, PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ 22° 57' 55" 43° 15' 57" 716 FOD Montana
22 Spolidoro 2001 Fazenda Santa Mônica, Valença, RJ 22° 20' 16" 43° 42' 43" 500 a 900 FOD Montana
23 Rodrigues 1996 REBIO Tinguá, Nova Iguaçú 22° 34' 10" 43° 23' 30" 125 FOD Submontana
24 Silva & Nascimento 2001 Mata do Carvão / São Francisco do Itabapoana 21° 23' 27" 41° 05' 33" <200 FESTBS/Tabuleiro
25 Matos 2007 Maciço da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ 22° 57' 17" 43° 13' 42" até 450 FOD Submontana
26 Gabriel 2009** REBIO União / Rio das Ostras 22° 24' 40" 42° 01' 19" até 376 FOD Submontana
27 Jesus 2009 REBIO Tinguá, Nova Iguaçú 22° 34' 10" 43° 23' 30" 500 a 1000 FOD Montana
28 Pietro 2008 REBIO União / Rio das Ostras 22° 24' 40" 42° 01' 19" até 376 FOD Submontana
29 Pereira et al. 2006 PARNA Itatiaia, Visconde de Mauá, RJ 22° 25' 59" 44° 35' 36" 1250 FOD Montana
30 Santana et al. 2004 S. do Inhoaíba, Rio de Janeiro, 25 anos de abandono 22° 55' 43" 43° 35' 38" 122 FOD Submontana
31 Santana et al. 2004 S. do Mendanha, Rio de Janeiro. 35 anos de abandono 22° 50' 58" 43° 35' 14" 112 FOD Submontana
32 Santana et al. 2004 S. do Barata, Rio de Janeiro. 20 anos de abandono 22° 55' 18" 43° 34' 43" 200 FOD Submontana
33 Neves e Peixoto 2008 REBIO Poço das Antas / Silva Jardim (20 anos) 22° 31' 30" 42° 16' 59" 60 FOD Submontana
34 Neves e Peixoto 2008 REBIO Poço das Antas / Silva Jardim (40 anos) 22° 31' 30" 42° 16' 59" 30 FOD Terras baixas (*) Complementam as informações relativas a esta fonte dados extraídos de Peixoto et al. (2005), em estudo no mesmo local. (**) Complementam as informações relativas a esta fonte dados extraídos de Rodrigues (2004), em estudo no mesmo local.
85
FOD – Floresta Ombrófila Densa; FES – Fl. Estacional Semidecidual. FESTBS/Tabuleiro – Fl. Est. Semidecidual Terras Baixas e Submontana em zona de tabuleiro. Continuação da Tabela 6.
Num. Clima Pluviosidade Temperatura Método Área amostral (ha) Critério (cm) N. indivíduos n. espécies Densidade ind/ha 1 Af e Cfa 2277 21,5 Parcela 0,28 2,5 1021 200 3523 2 Af 2188 24,2 Parcela 0,60 3,2 579 129 1608 3 Af 2188 24,2 Parcela 0,36 3,2 579 129 1608 4 As 1995 25,5 Parcela 0,36 10,0 628 31 742-1003 5 As 1500-2000 25,5 Parcela 0,40 5,0 776 106 1745 6 As 1995 25,5 Parcela 1,00 5,0 1.668 (486 >10DAP) 97 1668 (486 >10 DAP) 7 As 1995 25,5 Parcela 1,00 10,0 580 174 580 8 As 2558 23,0 Quadrante 150 pts em 2,5 ha 5,0 592 138 1370 9 Estacional 1300 19,0 Parcela 0,60 em 1,2 ha 10,0 460 125 767 10 Estacional 1300 17,0 e 25,0 Parcela 0,60 em 1,2 ha 10,0 480 145 792 11 Af 2240 23,2 Parcela 0,26 2,5 498 26 1915 12 Af 2240 23,2 Parcela 0,26 2,5 724 70 2784 13 Af 2240 23,2 Parcela 0,26 2,5 591 63 2273 14 Af 2240 23,2 Parcela 0,26 2,5 519 134 1996 15 Cwa 1880 19,2 e 28,1 Parcela 1,00 5,0 118 16 Aw 1027 23,6 Quadr./Aleat. 200 pts em 21 ha 4,8 800 69 1558 17 Aw 1000-1500 23,0 Parcela 0,30 2,5 1449 216 (%) 50,6 43,7 50,6 18 As 1995 25,5 Parcela de 0,23 a 1,45 ha 5,0 de 239 a 1771 207 de 813 a 1636 19 Cwa 1370 17,0 e 24,0 Parcela 0,30 2,5 968 184 3227 20 Cwa 1370 17,0 e 24,1 Parcela 0,30 2,5 975 141 3367 21 Cf 2300 21,5 Parcela 0,25 2,5 e H ≥ 2,0 m 1207 294 22 Aw 1258 20,9 Parcela 0,30 5,0 395 85 23 Cwb 2099 23,0 Quadrante 200 pts 2,5 189 24 Estacional 1023 23,5 Parcela 1,00 10,0 564 83 564 25 Af 1694 23,9 Parcela 0,20 2,5 79 1950 26 Am 1900 22,0 Parcela 1,20 10,0 881 244 i: 580-610; b: 737,5-852,5 27 Cwb 1500 a 2600 23,0 Parcela 1,17 5,0 2378 441 28 Am 1900 22,0 Parcela 1,20 5 e 10 e 1 e 5 356 29 Af 2459 16,6 Aleatório Altura ≥ 3,0 m 190 30 Af 1171 23,7 Parcela 0,10 4,8 e H ≥ 3,0 m 46 20 460 31 Af 1171 23,7 Parcela 0,10 4,8 e H ≥ 3,0 m 109 35 1090 32 Af 1171 23,7 Parcela 0,05 4,8 e H ≥ 3,0 m 35 7 700 33 As 1995 25,5 Parcela 0,25 2,5 505 60 34 As 1995 25,5 Parcela 0,25 2,5 679 104
Obs. Alguns valores de precipitação e temperatura foram estimados com base em registros das proximidades.
86
Continuação da Tabela 6. Num. H' Equabilidade Área basal (m2. ha-1) Spp. c/ 1 ind. (%) Mortas (%) Perfilhada %s
1 4,13 0,78 49,1 54,7 3,5 ± 1,0 4,0 ± 3,0 2 4,14 0,85 23,1 3 4,14 0,85 23,1 8,8 4 1,75-1,99 36,5-37,0 5 3,91 0,84 29,0 38,7 4,5 8,3 6 3,98 (sub-mata 4,27) 0,87 23,8 7 4,57 0,88 26,9 8 4,20 0,85 57,3 44,9 1,3 9 4,21 0,87 41,9 48,0 10 4,30 0,86 34,8 50,0 11 2,51 0,77 5,6 3,8 15,1 18,3 12 3,33 0,78 26,3 32,8 7,8 8,8 13 3,10 0,75 32,4 41,3 6,3 7,6 14 4,28 0,87 57,9 44,4 1,5 0,9 15 16 2,42 0,64 12,1 36,4 5,8 17 4,59; 4,17 e 3,24 0,88; 0,78 e 0,99 49,9; 38,8 e 63,0 18 3,02; 3,90; 3,65 0,73 e 0,83 5,4 a 20,1 6,7-28,9 2,0-11,3 19 3,66 41,3 20 3,38 0,68 6,2-7,7 3,5 21 41,8 22 3,01; 2,78; 3,74 23 4,36 47,3 24 3,21 0,77 15,0 44,0 11,0 25 3,80 0,87 58,7 31,6 4,8 26 4,90 0,80 e 0,98 i: 38,6-40,7; b: 23,6-34,8 51,0 i. 3,5; b: 8,3 i: 1,6; b: 12,6*** 27 4,90 0,81 42,5 28 29 30 2,63 0,88 11,8 60,0 13,0 31 3,10 0,86 18,3 51,4 4,6 32 0,85 0,47 5,8 71,4 82,8 33 3,24 0,79 30,0 34 3,78 0,81 45,0 Média ± desvio padrão = 40,3 ± 15,8; n = 24
*** Valores estimados a partir de dados tabelados.
87
Figura 10: Análise de agrupamento pela média de grupo (UPGMA), considerando 34 localidades no Estado do Rio de Janeiro, a partir dos coeficientes de Jaccard originados da composição florística, após a exclusão das espécies registradas apenas em uma das localidades. O número 1 corresponde a área de estudo. Linhas horizontais limitam categorias em termos de similaridade. Coeficiente de correlação cofenética (r = 0,8622).
Localidades
Coe
ficie
nte
de J
acc
ard
(UP
GM
A)
bai
xa s
imila
ridad
esi
mila
ra
lta s
imila
ridad
e
26 28 18 7 17 9 10 8 1 27 21 14 2 3 19 20 23 25 33 34 5 622 15 29 12 13 11 16 24 4 30 31 32
Localidades
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Localidades
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Localidades
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88
Figura 11: Mapa com a distribuição das 34 localidades utilizadas na análise de similaridade florística para o Estado do Rio de Janeiro. A numeração refere-se aos levantamentos discriminados na tabela 6.
89
DISCUSSÃO
Caracterização florística
A ausência de estabilização da curva do coletor indica que a ampliação da área
amostral possivelmente acarretará na caracterização de uma maior proporção de espécies
da comunidade arbóreo-arbustiva local. Desta forma, a alta diversidade registrada ainda
não representa todo o potencial do componente avaliado na comunidade. Mesmo com
grandes tamanhos de amostra essa tendência é frequentemente encontrada em estudos
realizados em superfícies geográficas amplas e com significativa diversidade, como
florestas tropicais (Schilling & Batista 2008). É provável que a ampla espacialização e a
orientação variada das encostas nas quais os perfis se encontram, em comparação a outros
estudos, tenha sido parcialmente responsável pelo alto número de espécies e morfo-
espécies registrado, contribuindo para os indicadores de alta diversidade local. O critério
de inclusão (≥ 2,5 cm) também influenciou no aumento da riqueza uma vez que incluiu na
amostragem todo o estrato arbóreo e, parcialmente, o estrato arbustivo. A amostragem em
possível zona de transição ou ecótone, considerando altitudes entre 400 e 500 m (Floresta
Ombrófila Densa Submontana, senso Veloso et al. 1991), (perfis 1, 5, 6 e 7; q.v. Descrição
da área) e entre 500 e 700, trechos de Floresta Ombrófila Montana (perfis 2, 3 e 4) também
pode ter contribuído parcialmente para a alta diversidade registrada.
A análise de similaridade florística aliada a parâmetros fitossociológicos (q.v.,
Capítulo III) indica que a floresta existente no setor “A” do Parque Nacional da Tijuca,
encontra-se, comparativamente, em bom estado de conservação, apesar de histórico de
transformação e uso pretérito intensivo (Oliveira et al. 1995). Parece que os cerca de 200
anos de medidas conservacionistas conduziram a área a um dos trechos mais bem
conservados e biodiversos em termos regionais, contrapondo a noção disseminada que a
“Floresta da Tijuca” é uma “floresta plantada” ou mesmo mais antropizada que aquelas de
90
outros trechos com histórico similar no estado do Rio de Janeiro. Além disso, apesar de ser
uma floresta urbana cercada por uma metrópole, a composição do estrato arbóreo-
arbustivo, nos trechos analisados, não parece estar sendo afetada expressivamente por
impacto urbano e industrial, conforme observado em outros casos (Domingos et al. 2000;
Klumpp et al. 2002; Domingos et al. 2003; Tagawa et al. 2009). Possivelmente, o histórico
similar de transformação (Dean 1997) e, em alguns casos, a retração das atividades
antrópicas diretas (Galindo-Leal & Câmara 2005), aliados à condições ecológicas similares
(i.e. relevo, hidrologia, tipologia original da cobertura vegetal, regimes de precipitação e
temperatura, disponibilidade de propágulos e agentes dispersores, tamanho das áreas)
resultou em composições florestais relativamente semelhantes, especialmente em relação
aos taxa mais comuns e de distribuição mais ampla e às famílias e gêneros mais
representativos da Mata Atlântica, na tipologia Floresta Ombrófila Densa (senso Veloso et
al. 1991). Tal condição levanta a hipótese que a relativa resiliência ou capacidade de
autorregeneração da Mata Atlântica (Rodrigues et al. 2009) esteja associada às espécies
mais comuns. Entretanto, não deve ser desconsiderada a significativa relevância que as
espécies raras apresentam na comunidade (Kageyama et al. 1998; Guedes-Bruni et al.
2009) e que, tanto regionalmente, quanto em relação ao domínio, as formações mais
avançadas sucessionalmente e, consequentemente, caracterizadas como mais bem
conservadas, são consideradas exceções (Ribeiro et al. 2009).
Por outro lado, no contexto da hiper fragmentada Mata Atlântica nordestina, têm
sido registradas significativas regressões sucessionais (senso Margalef 1975), por exemplo,
com eliminação de elementos arbóreos mais raros e de maior porte, decorrentes das
alterações associadas aos tamanhos reduzidos dos fragmentos e a condições diferenciadas
de borda (e.g. Tabarelli & Peres 2002; Oliveira et al. 2004, 2008; Melo et al. 2006, 2007;
Girão et al. 2007; Santos et al. 2008; Tabarelli et al. 2008, 2010 a, b).
91
A divergência da capacidade de regeneração entre áreas de Mata Atlântica do
nordeste e alguns trechos do sudeste permite, em sentido genérico, a analogia entre a
dinâmica das florestas tropicais, normalmente imersas em paisagens continentais
fragmentadas, e os princípios da Teoria da Biogeografia de Ilhas (McArthur & Wilson
2001), i.e., menor riqueza de espécies relacionada a menores superfícies e grandes
remanescentes funcionando como áreas continentais (e.g., Diamond 1975), levando em
consideração, por exemplo, as ponderações de permeabilidade heterogênea para distintas
formas de vida em matrizes não florestadas (e.g., Laurance et al. 2002), de proximidade
entre fragmentos (e.g., Simberloff & Abele 1976, 1982) e corredores ecológicos (Zaú
1997, 1998). Por fim, apesar da relativa capacidade de autorregeneração no bioma, em
razão do quadro generalizado de fragmentação e degradação da Mata Atlântica (Ribeiro et
al. 2009), é provável que o processo de regressão esteja ocorrendo também em outras
regiões, alterando a biota e características ecológicas em escala evolutiva.
As dez famílias que apresentaram maiores riquezas de espécies e somaram
significativos percentuais, tanto em relação às espécies quanto em relação aos indivíduos,
são características do domínio da Floresta Ombrófila Densa de baixas altitudes do sudeste
brasileiro (Oliveira-Filho & Fontes 2000). Estudos semelhantes também indicaram
Fabaceae, Myrtaceae, Lauraceae e Rubiaceae dentre as mais ricas em espécies (e.g., Kurtz
& Araujo 2000; Moreno et al. 2003; Guilherme et al. 2004; Peixoto et al. 2004; Rodrigues
2004; Pereira et al. 2006; Guedes-Bruni et al. 2006a; Souza et al. 2007) e, no caso das três
últimas, indicadores de bom estado de conservação (Tabarelli et al. 1999). A família
Lauraceae, que contribuiu com o maior número de espécies no estudo e foi uma das mais
importantes em termos de indivíduos, apresenta alta expressividade tanto de gêneros
quanto de espécies em comunidades arbóreas da Floresta Pluvial Atlântica do Estado do
Rio de Janeiro (Quinet 2005). Já Myrtaceae é caracterizada como uma das mais
92
importantes, não só regionalmente como em toda costa brasileira (e.g., Guedes-Bruni et al.
1997; Kurtz & Araújo 2000; Oliveira-Filho & Fontes 2000). Esta família, distintamente de
outras lenhosas ricas em espécies nas florestas neotropicais, apresenta seu principal centro
de riqueza na costa brasileira (Tabarelli & Mantovani 1999), de tal modo que pode ser
indicadora de padrões de alta diversidade no bioma Mata Atlântica, auxiliando na
definição de áreas prioritárias para a conservação (Murray-Smith et al. 2009).
A dominância de algumas famílias em termos de abundância de indivíduos na
Tijuca é uma característica destacada em estudos florísticos no Rio de Janeiro (e.g.,
Moreno et al. 2003; Pereira et al. 2006, Guedes-Bruni et al. 2006b; Souza et al. 2007).
Juntamente com outros elementos, esse atributo contribui para a caracterização
fitofisionômica da formação. Neste sentido, o conjunto dessas principais famílias, em
especial Myrtaceae, Fabaceae, Melastomataceae e Arecaceae, tem influência marcada na
fisionomia da Mata Atlântica em termos regionais. Os gêneros com maiores números de
espécies na Tijuca: Eugenia, Myrcia e Ocotea, também foram caracterizados como os mais
ricos por Oliveira-Filho & Fontes (2000). Além desses, Mollinedia e Trichilia igualmente
encontram-se relacionados dentre aqueles com os maiores números de espécies nesta
formação (Oliveira-Filho & Fontes 2000).
A grande abundância de Arecaceae se deveu, principalmente, à ocorrência de
Euterpe edulis, espécie relevante ecologicamente e considerada comum, mas ameaçada
pela superexploração (Galetti & Aleixo 1998). Esta espécie é frequentemente categorizada
como climácica e indicadora de áreas em bom estado de conservação (Guedes-Bruni et al.
1997; Borém & Oliveira-Filho 2002; Rodrigues 2004; Pardo et al. 2007). Entretanto, ela
pode ser também encontrada em locais perturbados pela ação antrópica (Pessoa et al.
1997). Típica do dossel de florestas do estado do Rio de Janeiro apresenta regionalmente
altura média em torno de 13 m (Guedes-Bruni et al. 2006a). Entretanto, como este
93
parâmetro pode ser influenciado por atividades de perturbação florestal, incluindo a
extração seletiva, ele não deve ser interpretado diretamente como típico da biologia da
espécie (Guedes-Bruni et al. 2006a).
O fato das dez espécies mais abundantes terem correspondido com um pequeno
percentual no conjunto das espécies, mas representarem mais da metade dos indivíduos da
comunidade, ressalta a importância das mesmas na fitofisionomia da formação local.
Também aponta que uma floresta em bom estado de conservação, apesar da alta riqueza,
pode apresentar espécies abundantes localmente. Neste sentido, destacam-se as duas
espécies mais abundantes de Arecaceae (Euterpe edulis e Geonoma schottiana) que juntas
totalizaram cerca de 1/5 dos indivíduos, além das três mais abundantes de Myrtaceae
(Myrceugenia myrcioides, Myrcia multiflora e Myrcia spectabilis).
É clara a importância das espécies comuns e de ampla distribuição na composição
da área estudada, considerando que mais de um quarto das espécies é composto por plantas
comuns na Mata Atlântica, mais da metade não é endêmica deste bioma e quase 80%
apresenta distribuição geográfica mais ampla que a região sudeste. Por outro lado, os
percentuais de raridade e endemismo, especialmente no dossel, e o alto percentual de
espécies com apenas um indivíduo (54%), os quais estão dentre os mais altos registrados
em estudos regionais semelhantes (40,3 ± 15,8%, n = 24) e próximos aos encontrados em
trechos conservados [e.g. Rodrigues (1996), Rodrigues (2004) e Moreno et al. (2003)]
reforçam o caráter de alta riqueza do compartimento arbóreo-arbustivo na composição e
diversidade da comunidade. O alto percentual das espécies com poucos indivíduos
contribui para a concepção que as “espécies raras” são um dos principais componentes de
riqueza e diversidade de espécies vegetais em florestas tropicais ombrófilas densas,
influenciando nos padrões de diversidade α e β (Kageyama et al. 1998; Guedes-Bruni et al.
2009). Entretanto, o conceito de “espécie rara” apresenta diferentes definições. Apesar de,
94
em estudos fitossociológicos, ser considerada rara a espécie que apresenta uma densidade
menor ou igual a um indivíduo por hectare (Guedes-Bruni et al. 2009), a área amostral da
maioria dos estudos é inferior a isso, por exemplo, cerca de 76% dos casos aqui analisados
(Tabela 6) foram feitos com áreas menores que 0,3 ha. Desta forma, esses percentuais de
“raras” devem ser analisados com cautela, devendo ser considerados como percentuais que
caracterizam as espécies que apresentaram um indivíduo na amostragem, e não, de fato,
como “percentual de espécies raras”. Por outro lado, considerando que a análise da
raridade associada ao percentual de unidades amostrais indicou que cerca de 60% das
espécies e morfo-espécies ocorreram em menos de 5% das unidades amostrais, é reforçada
a concepção que, apesar das florestas serem compostas por um conjunto de espécies
comuns e de ampla distribuição geográfica, é também significativo o número de espécies
que ocorrem em baixas densidades (Guedes-Bruni et al. 2009). Certamente, este é um dos
fatores que geram as altas dissimilaridades florísticas entre localidades, levando à noção
que cada trecho de floresta é distinto dos outros. Tais proporções também podem ser
indicadoras que a pressão urbana exercida pela metrópole do Rio de Janeiro sobre a
floresta, do ponto de vista florístico, não tem afetado significativamente os trechos
analisados. Entretanto, como os trechos aqui estudados supostamente representam as
melhores condições fitofisionômicas do interior do setor “A” do parque, é bastante
possível que os impactos da pressão urbana sejam maiores nos trechos do Parque limítrofes
à cidade (Figueró & Coelho-Netto 2007).
Outros indicadores de conservação do componente arbóreo-arbustivo podem estar
associados à amostragem baixa ou inexistente de espécies associadas a intensas e recentes
atividades antrópicas, como exóticas e ruderais em grande abundância. Na mesma direção,
o registro de espécies ameaçadas de extinção reforça os indicativos que a pressão antrópica
direta tem sido relativamente controlada e que a floresta é bastante distinta daquelas mais
95
recentemente alteradas antropicamente, com as localizadas em fragmentos de tamanho
reduzido (e.g., Peixoto et al. 2004; Santana et al. 2004), ou em estágio inicial de sucessão
(e.g., Oliveira 2002).
Grupos sucessionais
Comparativamente a estudos que determinaram percentuais para grupos ecológicos
com base no número de indivíduos, o trecho aqui estudado apresentou percentuais mais
baixos de pioneiras e de secundárias iniciais, e percentuais mais elevados de secundárias
tardias/climácicas, corroborando os indicadores de estágio sucessional avançado (senso
Budowski 1965) e a boa condição de conservação local. O percentual médio de pioneiras
foi mais baixo que aquele encontrado em um trecho de Floresta Ombrófila Densa
Submontana próximo à área estudada (3,5%; Peixoto et al. 2004, Parque Municipal da
Serra da Capoeira Grande, no Rio de Janeiro, RJ – ponto 16, figura 11) e bastante mais
baixo que os 12,1% encontrados em um trecho sob região fragmentada na mesma
formação fitogeográfica (Carvalho et al. 2007, em Rio Bonito, RJ – ponto 5, figura 11).
Neste caso, é provável que as diferenças sejam em parte decorrentes dos efeitos que a
matriz circundante exerce no fragmento, diferentemente da área estudada, onde se analisa
possíveis efeitos de bordas lineares decorrentes das estradas. Outro fator que pode ter
influenciado nos percentuais mais altos de pioneiras naquele estudo pode estar associado
ao tamanho reduzido do fragmento, em comparação ao trecho aqui analisado, uma vez que
fragmentos com menores tamanhos tendem a ser mais afetados por efeitos de borda
(Laurance 1991; Malcolm 1994; Murcia 1995). Outra hipótese não excludente e sinergética
pode estar associada ao possível menor intervalo de tempo de ações antrópicas diretas no
trecho mais fragmentado.
96
As secundárias iniciais no PARNA Tijuca apresentaram percentuais mais baixos
que os encontrados nos estudos anteriormente citados, à exceção dos trechos mais
próximos às margens das estradas (0-10 m). Em contraposição, as secundárias
tardias/climácicas, também à exceção das margens das estradas, apresentaram percentuais
bastante mais altos no presente estudo, corroborando os indicadores de estágio sucessional
avançado. Tais indicadores apontam que os agrupamentos sucessionais às margens das
estradas não apresentam características semelhantes às de trechos mais conservados.
Entretanto, a partir desta distância os grupos sucessionais passam a refletir uma condição
mais avançada em termos de sucessão.
A comparação com percentuais obtidos em um gradiente sucessional, em trecho de
Floresta Ombrófila Densa Submontana distante cerca de 100 km (Alves et al. 2005 – ponto
14, figura 11) apresentou percentuais de pioneiras semelhantes aos valores encontrados
para a área clímax local e, na distância próxima à estrada, percentuais de secundárias
iniciais e secundárias tardias/climácicas semelhantes aos encontrados no trecho com 50
anos de idade. Desta forma, apesar dos trechos mais próximos às estradas apresentarem
percentuais que não correspondem aos de trechos mais conservados, eles também não
correspondem aos valores encontrados em trechos muito degradados ou em estágio inicial
de sucessão, reforçando a assertiva que as bordas associadas às estradas são antigas e, de
certa forma, estabilizadas ou tamponadas, mesmo apresentando condições inerentes à
dinâmica florestal.
Uma vez que os percentuais de pioneiras foram baixos e similares em todas as
distâncias, e que para as secundárias iniciais não foram registradas diferenças entre as
distâncias da estrada para o interior da floresta no PARNA Tijuca, é possível que a
ocorrência desses indivíduos esteja mais associada à proximidade de clareiras naturais
(Gómez-Pompa 1971, Denslow 1980, Brokaw 1982, Lima & Moura 2006) e, de forma não
97
excludente, às áreas artificialmente mais abertas como estacionamentos e áreas de lazer,
que associadas aos efeitos de borda decorrentes das estradas. A ocorrência de clareiras em
equilíbrio dinâmico e, consequentemente de certo percentual de espécies associadas a
estas, também é indicativo de maturidade da comunidade (Whitmore 1998).
Mesmo levando em consideração as divergências em termos de classificação das
espécies em seus respectivos grupos ecológicos, comparativamente, conclui-se que o
trecho estudado encontra-se em estágio sucessional avançado, compatível com aspectos
históricos e temporais do uso e conservação local. Soma-se a isso, o fato de uma parcela
dos indivíduos não classificados no presente estudo pertencer a espécies menos
frequentemente registradas em outros levantamentos florísticos e fitossociológicos
similares regionalmente. Estas, normalmente, apresentam distribuições mais restritas e/ou
ocorrem em formações mais avançadas em termos sucessionais (Guedes-Bruni et al. 2009;
Caiafa & Martins 2010), devendo os percentuais de indivíduos de espécies secundárias
tardias e climácicas serem ainda maiores que os registrados.
A inversão entre os percentuais de indivíduos dos grupos sucessionais
predominantes com o distanciamento da estrada indica, em alguma medida, a possível
existência de efeitos de borda, especialmente nos dez primeiros metros da floresta. Como a
ocorrência dos indivíduos das espécies pioneiras e das secundárias iniciais não foi
influenciada significativamente pela distância da estrada, contrariamente ao observado para
as secundárias tardias/climácicas, é suposto que possíveis efeitos de borda decorrentes das
estradas estejam afetando mais significativamente o grupo das espécies consideradas mais
avançadas em termos sucessionais. Uma vez que as pioneiras Tibouchina, Aegiphila
sellowiana Cham., Casearia sylvestris Sw. e Zanthoxylum rhoifolium Lam. são
consideradas comuns na Mata Atlântica (Oliveira-Filho & Fontes 2000; Oliveira 2005;
Caiafa & Martins 2010), fatores associados à distribuição geográfica ampla e à ocorrência
98
em hábitats variados (espécies habitat generalistas ou euriécias, senso Begon et al. 2006)
podem estar minimizando diferenças em relação aos perfis das margens da estrada para o
interior da floresta. O mesmo padrão de ampla ocorrência na Mata Atlântica e, em alguns
casos, a ocorrência em outros biomas brasileiros, é registrado para quatro das cinco
espécies secundárias iniciais mais abundantes localmente: Myrceugenia myrcioides,
Myrcia multiflora, Guapira opposita e Guarea macrophylla. Entretanto, para as
secundárias tardias/climácicas, à exceção de E. edulis, considerada não só uma espécie
comum (Oliveira-Filho & Fontes 2000; Caiafa & Martins 2010), mas característica da
Mata Atlântica (Guedes-Bruni et al. 1997), e de A. intermedia também descrita como
comum (Caiafa & Martins 2010), as outras mais abundantes localmente, ou não são citadas
ou o são em alguma forma de raridade ou ocorrência menos frequente. Desta forma, é
possível supor que as diferenças encontradas no grupo de secundárias tardias/climácicas
estejam associadas à maior especificidade destas em relação aos hábitats, semelhantemente
ao descrito por Guedes-Bruni et al. (2009). Consequentemente, espécies hábitat
especialistas ou estenoécias (senso Begon et al. 2006) devem apresentar mais sensibilidade
também aos efeitos de borda, especialmente aqueles incidentes nos trechos mais afetados.
Entretanto, como foram encontradas diferenças entre os perfis analisados, tanto nas
secundárias iniciais quanto nas secundárias tardias/climácias, condições distintas
decorrentes da orientação e declividade das encostas, relevo, hidrologia, proximidade com
áreas de lazer e estacionamentos, histórico de cada localidade ou decorrentes do acaso
(Brokaw & Busing 2000), podem ter influenciado a distribuição dos indivíduos de espécies
de estágios sucessionais distintos.
99
Síndromes de dispersão
Os altos percentuais de indivíduos com síndromes de dispersão zoocórica
corroboram o padrão observado para florestas tropicais (e.g., Howe & Smallwood 1982;
Talora & Morellato 2000; Budke et al. 2005; Zipparro et al. 2005).
As espécies zoocóricas mais abundantes localmente (E. edulis, M. myrcioides, G.
schottiana, M. multiflora, G. opposita) totalizaram mais de 40% dos indivíduos
amostrados. É provável que as mesmas representem uma parcela relevante dos recursos
alimentares na comunidade (e.g., Tabarelli & Peres 2002), o que reforça que o estudo dos
aspectos reprodutivos das espécies deve ser uma das prioridades para a conservação das
comunidades (e.g., Reis et al. 2000; Melo et al. 2003, 2006; Girão et al. 2007; Rodrigues
et al. 2009; Aguiar et al. 2010; Tabarelli et al. 2010b).
Apesar da ocorrência dos indivíduos zoocóricos não ter sido influenciada pela
distância da estrada, nem pelos sítios de estudo, e da ocorrência de anemocóricos e
autocóricos também não ter sido influenciada pela distância da estrada, é possível que
fatores associados à estratificação vertical, ao posicionamento geoecológico e à dinâmica
de clareiras influenciem na ocorrência dos mesmos (Gómez-Pompa 1971; Whitmore
1998). A semelhança entre borda e interior para zoocoria foi observada em um fragmento
de Floresta Semidecidual em Minas Gerais (Nunes et al. 2003). Entretanto, a maior
anemocoria nas bordas foi associada à exposição mais acentuada ao vento. E, uma vez que
vários estudos observaram diferenças nos padrões de dispersão em bordas e fragmentos
pequenos, em comparação aos registrados no interior de grandes remanescentes (Tabarelli
& Peres 2002; Melo et al. 2003, 2006, 2007; Pimentel et al. 2004; Aguiar et al. 2010;
Tabarelli et al. 2010b), é pertinente avaliar os resultados aqui encontrados com
100
ponderação, visto que, classificações a partir de dados secundários, por vezes, têm que
realizar definições a partir de posições contraditórias.
Similaridade regional
A exclusão de espécies que foram registradas em apenas uma das localidades, não
deve conduzir à concepção que esta seja a forma mais adequada para todas as análises de
similaridade florística. Mesmo porque, a heterogeneidade florística em escalas local e
regional é reconhecidamente um padrão característico da Mata Atlântica brasileira
(Tabarelli & Mantovani 1999; Oliveira Filho & Fontes 2000). Entretanto, neste estudo,
esta forma de análise simplificadora foi adotada objetivando minimizar distorções
decorrentes de possíveis deficiências amostrais e/ou de critérios de inclusões distintos.
Provavelmente, análises associadas a partir de dados obtidos em levantamentos
fitossociológicos expeditos e registros de ocorrência de espécies a partir de bases de dados
de herbários conduzirão a diagnósticos mais precisos em termos de similaridades e
dissimilaridades regionais, uma vez que poderão, de forma complementar, representar
melhor a diversidade de cada localidade.
A análise de agrupamento sugere a concepção de gradiente em continuum (Mueller-
Dombois & Ellenberg 1974; Austin 1985) mais que a de grupos similares e dissimilares
que poderiam caracterizar comunidades discretas. Predominou a baixa similaridade
regional, corroborando o padrão observado por Silva & Shepherd (1986). Entretanto,
algumas similaridades puderam ser observadas, notadamente associadas à proximidade
geográfica, fato semelhante ao registrado por Rodrigues (2004) e parcialmente por Peixoto
et al. (2004). Fatores ligados ao grau de alteração antrópica, como caracterizado para
alguns agrupamentos por Peixoto et al. (2004), à temporalidade das mesmas e,
101
consequentemente ao estágio sucessional dos trechos de mata, além da altitude e da
tipologia vegetal parecem ter influenciado nos agrupamentos florísticos.
CONCLUSÕES
Os indicadores florísticos, de diversidade, dos grupos sucessionais e das síndromes
de dispersão, além da análise de similaridade apontam que a área estudada encontra-se em
estágio de desenvolvimento avançado e em bom estado de conservação, ao contrário da
noção disseminada de uma floresta com características antrópicas mais acentuadas que as
de outros remanescentes similares no estado do Rio de Janeiro. Como tanto em termos
regionais, quanto em relação ao bioma Mata Atlântica as formações mais avançadas
sucessionalmente e, consequentemente, mais bem conservadas são consideradas exceções,
é reforçada a relevância ecológica do trecho estudado.
Em relação aos perfis margens da estrada – interior da floresta, os resultados
sugerem a existência de efeitos de borda em determinados componentes biológicos,
incidindo de forma mais acentuada nos primeiros metros após as margens das estradas.
Entretanto, tais efeitos parecem ser derivados de condições complexas (Asbjornsen et al.
2004; Marchand & Houle 2006) de difícil generalização (Laurance & Bierregaard 1997;
Saunders et al. 1999; Malcolm 2001; Harper et al. 2005; Rodrigues & Nascimento 2006).
102
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CAPÍTULO III
FITOSSOCIOLOGIA E ESTRUTURA FÍSICA DO ESTRATO ARBUS TIVO-
ARBÓREO EM UMA FLORESTA URBANA SUJEITA A EFEITOS DE BORDA
RESUMO
O PARNA Tijuca é uma das maiores florestas urbanas do mundo. Foram avaliados aspectos fitossociológicos buscando responder se a floresta difere de outros remanescentes de Mata Atlântica, e se a estrutura física da vegetação é afetada pelas estradas que recortam o parque. Os indivíduos foram coletados em parcelas, dispostas perpendicularmente às estradas. Os índices de diversidade e equabilidade foram: H' = 4,129 e J = 0,779. A densidade total foi de 3.523 indivíduos/ha e a área basal total 49,1 m2/ha. A mediana das alturas totais foi 7,5 m (interquartis entre 5,0 e 11,0 m) e a média 10,5 m (± 5,4). A mediana dos DAP foi 5,3 cm (interquartis entre 3,5 e 10,7 cm) e a média 12,2 cm (± 11,2). O percentil de 10% das maiores árvores foi 16,0 m de altura e 20,6 cm de DAP. Foi registrado um alto percentual de espécies com um indivíduo na amostragem (54,7%). Os indicadores fitossociológicos apontam, comparativamente, o bom estado de conservação da área, ao contrário da noção disseminada de uma floresta com características antrópicas mais acentuadas que outras no estado do Rio de Janeiro. Não foram observados padrões claros de efeitos de borda na estrutura física da vegetação em relação às estradas. É possível que a dinâmica de clareiras e a heterogeneidade local influenciem mais a estrutura física da vegetação que os efeitos de borda das estradas. Palavras-chave: Mata Atlântica, ecologia de estradas, Parque Nacional da Tijuca.
INTRODUÇÃO
O Parque Nacional da Tijuca é considerado uma das maiores florestas urbanas do
mundo e um exemplo de recuperação ambiental (ICMBio 2010). Mesmo sendo
reconhecida sua relevância em termos de conservação (q.v. Descrição da área), é
fortemente associado à origem antrópica, por ser resultado parcial do primeiro projeto de
restauração florestal nos trópicos (Rodrigues et al. 2009), ter passado por intervenções
paisagísticas com introdução de espécies exóticas (Castro Maya, 1967) e, estar inserido na
malha urbana da cidade do Rio de Janeiro. Entretanto, apesar do histórico de
118
transformação e das pressões urbanas atuais, as ações que dificultaram o desmatamento,
promoveram a revegetação e a reintrodução de parte da fauna, associadas ao processo
sucessional, devem ter conduzido a floresta a uma situação semelhante em termos
fitossociológicos, comparativamente a de outros trechos regionalmente considerados bem
conservados. Em parte, tal suposição é decorrente do fato que, na prática e dentro da
perspectiva histórica, não é simples determinar em que medida as florestas sofreram
influências antrópicas (Brown & Lugo 1990; Clark 1996). O histórico conhecido e a
temporalidade determinada para a cobertura atual [200 anos das medidas que proibiram os
desmatamento e 150 dos primeiros reflorestamentos (Abreu 1992)] suportam a hipótese de
se tratar de uma floresta em estágio sucessional avançado, uma vez que florestas tropicais
apresentam ciclos entre 75 e 150 anos (Hartshorn 1980), tendendo aquelas com mais de 80
anos a se tornarem indistintas das formações “primárias” (Brown & Lugo 1990),
particularmente em relação a estrutura do compartimento arbóreo.
Vários fatores afetam uma floresta urbana (q.v. Introdução geral) e dentre eles pode
ser destacada a entrada no ecossistema de particulados provenientes da atmosfera. A partir
de estimativas de deposição atmosférica (Bolund & Hunhammar 1999), a superfície do
PARNA Tijuca, em condições semelhantes, poderia receber até cerca de 60 mil toneladas
de particulados por ano. Uma vez registrada a existência de chuva ácida (Silva-Filho 1985
apud. Mello 2001) e chumbo no interior do parque (Oliveira & Lacerda 1988), e deduzido
que 85% do nitrogênio inorgânico e percentual semelhante de SO2 aportados pela
precipitação são de origem antrópica (Mello 2001), a comunidade e o ecossistema devem,
em alguma medida, apresentar consequências negativas desse processo, pelo menos nos
trechos mais afetados. Tais alterações poderiam ser semelhantes às encontrados no
complexo industrial de Cubatão, no estado de São Paulo, onde a ciclagem de nutrientes, a
riqueza vegetal, a composição florística e aspectos da estrutura física nas áreas mais
119
afetadas pela poluição apresentaram valores mais baixos que as áreas menos poluídas e
semelhantes àqueles encontrados em trechos em estágio sucessional menos avançado (e.g.,
Domingos et al. 2000, 2003; Klumpp et al. 2003; Domingos et al. 2003; Tagawa et al.
2009).
Além disso, características locais resultantes das estradas pavimentadas podem
resultar em diferenciações na ocupação espacial (q.v. Capítulo 2) e na estrutura física da
vegetação, uma vez que as mesmas atuam como elemento de fragmentação da paisagem e
de ampliação de bordas (q.v. Introdução geral). Numa associação das estradas que
recortam o parque com incêndios florestais ocorridos entre 1991 e 2000, foram registrados,
em média, 75 casos incêndios por ano. Destes, 24% foram provenientes de balões, 24%
intencionais, 21% por queima de pneus e semelhantes, e 17% decorrentes de práticas
religiosas (Silva Mattos et al. 2002). O material combustível primário inclui gramíneas e
samambaias invasoras. E, apesar dos balões destruírem extensas áreas de floresta a cada
evento, o maior número de incêndios foi iniciado na vegetação invasora que ocorre às
margens de algumas das estradas que recortam a floresta (Silva Mattos et al. op. cit.).
Atributos fitossociológicos e características físicas da vegetação podem ser
utilizados na tentativa de compreender padrões ecológicos (Pereira et al. 2007),
fitogeográficos (Pereira et al. 2006), históricos (Brown & Lugo 1990), associados à
transformação em curso (Nascimento & Laurance 2006), ou ainda derivados de processos
históricos e do presente (e.g. Oliveira 2002, 2005; Santana et al. 2004; Rodrigues 2004;
Santos et al. 2008). Neste sentido, este trabalho objetivou a avaliação de aspectos
fitossociológicos e da estrutura física em um trecho de Mata Atlântica no sudeste do Brasil
sujeito a estresse urbano e a efeitos de borda. Especificamente buscou-se responder às
seguintes questões: 1) Considerando a perspectiva histórica, em termos fitossociológicos, a
floresta urbana que compõe o Parque Nacional da Tijuca difere regionalmente de outros
120
remanescentes de Mata Atlântica? 2) A estrutura física da vegetação (i.e. altura das árvores
e diâmetro dos troncos) é afetada negativamente pelas estradas que recortam o parque?
MATERIAL E MÉTODOS
Caracterização fitossociológica
Para a caracterização fitossociológica foram realizadas coletas sistemáticas pelo
método de parcelas (Mueller-Dombois & Ellenberg 1974) em sete sítios amostrais, no
setor “A” do Parque Nacional da Tijuca (q.v. Capítulo II).
Análise dos dados
Para as análises fitossociológicas (Martins 1991) foram considerados os indivíduos
vivos. Foi calculado o índice de diversidade de Shannon (H’), a equabilidade de Pielou (J),
a dominância de Simpson (D), os valores de importância (VI) e de cobertura (VC), estes
últimos por espécie e por família (Mueller-Dombois & Ellenberg 1974). Os percentuais de
árvores mortas em pé e de plantas com troncos múltiplos foram estimados e comparados
com aqueles obtidos em estudos fitossociológicos realizados no estado (q.v., Capítulo 2,
Tabela 6).
Para as análises da estrutura física foram calculadas a densidade total (ind.ha-1), a
área basal (m2/ha) (Mueller-Dombois & Ellenberg 1974) e medidas de tendência central e
dispersão para os dados de altura total (m), altura do início da copa (m) e diâmetro à altura
do peito – DAP (cm). Para as comparações das alturas totais, alturas iniciais das copas e
DAP, considerando as distâncias da estrada para o interior da floresta, para cada perfil,
foram excluídos os valores extremos utilizando-se os desvios como critério (Ayres et al.
2007). Posteriormente foram verificados os pressupostos de normalidade, através dos testes
121
de Shapiro-Wilk (para n entre 2 e 51) ou D’Agostino-Pearson (n ≥ 20) (Ayres et al. 2007),
e comparadas as variâncias (Zuur et al. 2010), com a utilização do teste de Bartlett
(GraphPad 2007). Uma vez que os pressupostos de normalidade e/ou homocedasticidade
das variâncias não foram atingidos foi utilizada a análise de variância unifatorial não-
paramétrica de Kruskal-Wallis (Arango 2001). Para diferenças significativas (p ≤ 0,05) foi
aplicado o teste a posteriori de Dunn (Arango 2001). Para as comparações considerando
apenas os indivíduos de maior porte, foi adotado o critério que caracteriza como árvores do
dossel aquelas com alturas ≤ 10,0 m e DAP ≤ 10,0 cm (Guedes-Bruni et al. 2009). Para
estas, sem a exclusão de valores extremos, foram utilizadas análises de variância
unifatoriais não-paramétricas (Kruskal-Wallis), sendo as diferenças significativas (p ≤
0,05) verificadas a posteriori pelo teste de Dunn (Arango 2001).
Para as análises foram utilizados os aplicativos Fitopac, v. 1.6 (Shepherd, 2006),
Biostat v. 5.0 (Ayres et al. 2007), GraphPad Prism v. 5.01 para Windows (GraphPad
2007).
RESULTADOS
Caracterização fitossociológica
Foram amostrados 1.021 indivíduos, dos quais 36 (3,5%) encontravam-se mortos
em pé. Os 986 indivíduos vivos foram classificados em 40 famílias, 90 gêneros e 200
espécies (123 identificadas e 77 morfo-espécies) (q.v. Capítulo II).
Os índices de diversidade de Shannon, de equabilidade de Pielou e de dominância
de Simpson foram, respectivamente (H' = 4,129), (J = 0,779) e (D = 0,042). A densidade
total foi de 3.523 indivíduos/ha e a área basal total estimada foi de 49,1 m2/ha.
122
As dez primeiras espécies ordenadas pelos valores de importância (VI) foram:
Euterpe edulis Mart.; Myrceugenia myrcioides (Cambess.) O. Berg.; Malpighiaceae sp. 1;
Guapira opposita (Vell.) Reitz; Myrcia multiflora (Lam.) DC.; Geonoma schottiana Mart.;
Roupala longepetiolata Pohl; Hieronyma alchorneoides Allemão; Guarea macrophylla
subsp. macrophylla (Vell.) T.D. Penn. e Myrcia spectabilis DC. Juntas elas
corresponderam a 37,5% do VI proporcional e 112,5% do total. As outras 191 espécies
contribuíram com 62,5% do VI proporcional e 187,5% do total (Anexo 1).
Em termos de valores de cobertura (VC), as nove primeiras espécies foram
semelhantes àquelas ordenadas por VI e a décima foi substituída por Vochysia laurifolia
Warm. O percentual proporcional das dez primeiras com maiores VC foi 44,1% e o total
foi 88,1%. As outras 191 espécies corresponderam a 55,9% do VC proporcional e 111,9%
do total.
Das espécies identificadas, quatro estão ameaçadas de extinção (Brasil 2008):
Euterpe edulis Mart., com os maiores VI e VC dentre todas as espécies; Ocotea odorifera
(Vell.) Rohwer, com sete indivíduos e baixos valores de VI e VC; e Phyllostemonodaphne
geminiflora (Mez) Kosterm e Dalbergia nigra (Vell.) Allemão ex Benth., cada uma com
apenas um indivíduo. Outras duas apresentam deficiência de dados em termos de ameaça:
Astronium fraxinifolium Schott., com um indivíduo na amostragem; e Urbanodendron
bahiense (Meisn.) Rohwer., com dois indivíduos e baixos VI e VC. A exótica incluída na
amostragem foi Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl. (Asparagaceae), com dois indíviduos.
Outras exóticas foram observadas nas proximidades dos sítios amostrais, tais como
Eucalyptus sp. (Myrtaceae) e Artocarpus heterophyllus Lam. (Moraceae)
As dez primeiras famílias ordenadas pelos valores de importância (VI) e de
cobertura (VC) foram: Myrtaceae, Arecaceae, Fabaceae, Lauraceae, Rubiaceae,
Euphorbiaceae, Nyctaginaceae, Malpighiaceae, Meliaceae e Proteaceae. Somados, os
123
valores das mesmas corresponderam, respectivamente, a 66,1% e 71,7% dos totais
proporcionais (Anexo 2). Juntas essas famílias foram responsáveis por 76,9% dos
indivíduos e por 52,0% das espécies amostradas.
Estrutura física
Não foram detectadas diferenças significativas nas alturas iniciais das copas, em
relação à distância das estradas, em três dos sete perfis. Apesar das alturas iniciais das
copas terem sido menores em quatro perfis na distância até 10 m, em dois destes, apesar
das alturas terem aumentado na distância posterior, elas voltaram a decrescer com a
interiorização (Figura 1).
Em relação às alturas totais, não foram observadas diferenças significativas em
quatro perfis. Nos outros três, as alturas foram menores na distância até 10 m das margens
da estrada. Entretanto, em A1 após os 30-40 m as alturas não apresentaram mais diferenças
ao longo do perfil, e decresceram, após os 30-40 m em A3, e após os 60-70 m em A5
(Figura 2).
A mediana das alturas totais, considerando todos os indivíduos vivos, foi 7,5 m,
com os valores interquartis de 5,0 e 11,0 m. O limite mínimo do quartil superior foi
próximo ao critério adotado para a discriminação das árvores do dossel (≥ 10 m). A média
e o desvio padrão das alturas foi 10,5 m (± 5,4) (Anexo 1). A comparação das alturas das
árvores do dossel não registrou diferenças significativas em nenhum dos perfis (Figura 3).
O percentil das 10% maiores árvores foi caracterizado por indivíduos com alturas ≥ 16,0 m
e DAP ≥ 20,6 cm.
A mediana dos DAP foi 5,3 cm, com valores interquartis de 3,5 e 10,7 cm. A média
e o desvio padrão dos DAP foi 12,2 cm (±11,2). Não foram encontradas diferenças
significativas entre os DAP em seis dos sete perfis. Naquele em que foram observadas
124
diferenças (A6), estas não apresentaram um gradiente com aumento constante da borda
para o interior da floresta (Figura 4).
Não foram observadas diferenças significativas nos DAP das árvores do dossel (≥
10 cm), à exceção do perfil A2. Este apresentou valores relativamente mais baixos aos 30-
40 m, em comparação com a distância mais afastada da estrada (90-100 m) (Figura 5).
Os percentuais de árvores mortas em pé e de indivíduos com troncos
múltiplos e a densidade de vivos (indivíduos/100 m2) foram estimados por distância, a cada
perfil (Tabela 1, 2 e 3). Os percentuais de árvores mortas em pé e de indivíduos com
troncos múltiplos apresentaram valores pouco superiores aos registrados para duas áreas
consideradas em clímaces locais (Oliveira 2002; Kurtz & Araujo 2000). Os percentuais
encontrados aqui foram semelhantes aos de outros trechos também considerados em bom
estado de conservação (e.g., Carvalho et al. 2007; Matos 2007; Gabriel 2009), este último
no interior da floresta; e bastante inferiores aos percentuais de trechos considerados
degradados (e.g., Santana et al. 2004), obtidos em fragmentos de tamanhos variados
(Pessoa & Oliveira 2006), bordas artificiais mantidas (Gabriel 2009), ou ainda em estágio
inicial de sucessão (Oliveira 2002).
125
Tabela 1. Percentuais de indivíduos mortos em pé, considerando as diferentes distâncias da margem da estrada para o interior da floresta, por perfil (A1 a A7). Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
Perfil ̸ distância 0-10 m 30-40 m 60-70 m 90-100 m Média ± d.p. A1 0,0 2,9 2,9 6,0 3,6 A2 6,1 6,5 2,4 0,0 3,4 A3 7,1 3,3 2,4 1,7 3,5 A4 8,3 2,6 5,1 6,5 5,8 A5 0,0 14,3 4,3 0,0 3,2 A6 3,6 0,0 0,0 9,1 3,2 A7 0,0 0,0 2,4 5,3 2,4
Média ± d.p. 3,6 ± 3,6 4,2 ± 5,0 2,8 ± 1,6 4,1 ± 3,5 3,5 ± 1,0
Tabela 2. Percentuais de indivíduos com troncos múltiplos, considerando as diferentes distâncias da margem da estrada para o interior da floresta, por perfil (A1 a A7). Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
Perfil ̸ distância 0-10 m 30-40 m 60-70 m 90-100 m Média ± d.p. A1 4,8 5,9 8,8 8,0 7,2 A2 0,0 0,0 0,0 3,4 1,1 A3 7,1 0,0 2,4 0,0 2,3 A4 4,2 2,6 5,1 6,5 4,5 A5 10,8 0,0 4,3 15,8 8,6 A6 7,1 2,6 4,0 0,0 3,2 A7 0,0 0,0 0,0 2,6 0,8
Média ± d.p. 4,9 ± 3,9 1,6 ± 2,3 3,5 ± 3,1 5,2 ± 5,6 4,0 ± 3,0
Tabela 3. Densidade (indivíduos/100m2), considerando as diferentes distâncias da margem da estrada para o interior da floresta, por perfil (A1 a A7). Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010.
Perfil ̸ distância 0-10 m 30-40 m 60-70 m 90-100 m Média ± d.p. A1 21 34 33 50 34,5 ± 11,9 A2 33 46 41 58 44,5 ± 10,5 A3 42 30 42 58 43,0 ± 11,5 A4 48 38 39 31 39,0 ± 7,0 A5 37 14 23 19 23,3 ± 9,9 A6 28 38 25 33 31,0 ± 5,7 A7 16 29 42 38 31,3 ± 11,5
Média ± d.p. 32,1 ±11,4 32,7 ±10,0 35,0 ±8,1 41,0 ±14,8 35,2 ± 7,5
126
A1
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
02
468
1012141618 a b b b
Altu
ra d
o in
ício
da
copa
(m
)A2
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
02468
101214
1618 a a a a
A3
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
02468
101214
1618 a b ab a
A4
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
02
468
1012141618 a a a a
A5
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
02468
1012141618 a ab b ab
Altu
ra d
o in
ício
da
copa
(m
)
A6
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
02468
1012141618 a ab ab b
A7
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
02
468
1012141618 a a a a
A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7
K-W = 26,730 4,547 19,600 7,093 10,460 15,120 2,779 P = P<0,0001 0,2081 0,0002 0,0690 0,0151 0,0017 0,4270
Figura 1. Distribuição comparativa das alturas do início das copas, por perfil amostral (A1 a A7), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Linhas horizontais representam medianas e interquartis. Abaixo, por análise de variância não paramétrica (Kruskal-Wallis), a cada perfil, os valores de K-W e P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
127
A1
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
a b b b
Altu
ra to
tal (
m)
A2
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
a a a a
A3
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
ab b ab a
A4
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
a a a a
A5
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30 a ab b ab
Altu
ra to
tal (
m)
A6
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m0
5
10
15
20
25
30 a a a a
A7
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30 a a a a
A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7
K-W = 17,960 3,545 10,520 6,601 10,010 7,823 1,391 P = 0,0004 0,3150 0,0146 0,0858 0,0185 0,0498 0,7077
Figura 2. Distribuição comparativa das alturas totais dos indivíduos, por perfil amostral (A1 a A7), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Linhas horizontais representam medianas e interquartis. Abaixo, por análise de variância não paramétrica (Kruskal-Wallis), a cada perfil, os valores de K-W e P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
128
A1 > 10 m
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30 a a a a
Altu
ra to
tal (
m)
A2 > 10 m
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30 a a a a
A3 > 10 m
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30 a a a a
A4 > 10 m
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30a a a a
A5 > 10 m
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30 a a a a
Altu
ra to
tal (
m)
A6 > 10 m
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30a a a a
A7 > 10 m
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30a a a a
A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7
K-W = 0,283 0,427 0,630 0,960 6,459 3,489 3,040 P = 0,9632 0,9346 0,8895 0,8109 0,0913 0,3221 0,3855
Figura 3. Distribuição comparativa das alturas totais dos indivíduos maiores que 10 metros, por perfil amostral (A1 a A7), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Linhas horizontais representam medianas e interquartis. Abaixo, por análise de variância não paramétrica (Kruskal-Wallis), a cada perfil, os valores de K-W e P entre as distâncias. Letras iguais indicam ausência de diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
129
A1
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
35a a a a
DA
P (
cm)
A2
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
35a a a a
A3
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
35a a a b
A4
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
35a a a a
A5
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
35 a a a a
DA
P (
cm)
A6
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
35 a ab b abA7
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
5
10
15
20
25
30
35 a a a a
Distância da estrada (m)
A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 K-W = 0,878 4,107 21,520 5,518 4,271 8,197 7,318
P = 0,8308 0,2502 P<0,0001 0,1376 0,2336 0,0421 0,0624
Figura 4. Distribuição comparativa dos diâmetros a altura do peito (DAP a 1,3 metros de altura) ≥ 2,5 cm, por perfil amostral (A1 a A7), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Linhas horizontais representam medianas e interquartis. Abaixo, por análise de variância não paramétrica (Kruskal-Wallis), a cada perfil, os valores de K-W e P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
130
A1 > 10 cm
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
10
20
30
40
50
60
70 a a a a
Distância da estrada (m)
DA
P (
cm)
A2 > 10 cm
0-10
m
30-4
0 m
60-70
m
90-1
00 m
0
10
20
30
40
50
60
70 ab a ab b
A3 > 10 cm
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
10
20
30
40
50
60
70 a a a a
A4 > 10 cm
0-10 m
30-40
m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
10
20
30
40
50
60
70 a a a a
A5 > 10 cm
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
10
20
30
40
50
60
70 a a a a
DA
P (
cm)
A6 > 10 cm
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
10
20
30
40
50
60
70 a a a a
A7 > 10 cm
0-10
m
30-4
0 m
60-7
0 m
90-1
00 m
0
10
20
30
40
50
60
70 a a a a
A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7
K-W = 1,559 10,760 2,004 5,052 5,217 7,068 1,436 P = 0,6687 0,0131 0,5716 0,168 0,1566 0,0698 0,697
Figura 5. Distribuição comparativa dos diâmetros a altura do peito (DAP a 1,3 metros de altura) ≥ 10 cm, por perfil amostral (A1 a A7), em diferentes distâncias da estrada para o interior da floresta. Linhas horizontais representam medianas e interquartis. Abaixo, por análise de variância não paramétrica (Kruskal-Wallis), a cada perfil, os valores de K-W e P entre as distâncias. Letras diferentes indicam diferenças significativas. PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ.
131
DISCUSSÃO
Caracterização fitossociológica
O número de espécies registrado, associado aos índices de diversidade de Shannon,
de equabilidade de Pielou e de dominância de Simpson caracterizam a alta diversidade e a
baixa dominância de espécies no trecho estudado. Apesar das ponderações relativas à
amostragem (i.e. ampla espacialização e orientação variada, critério de inclusão que
também incorpora parte do estrato arbustivo e, talvez, trechos com tipologias vegetais
distintas, senso Veloso et al. 1991), os indicadores se encontram dentre os mais altos em
comparação a outros registros no estado do Rio de Janeiro e semelhantes àqueles descritos
para trechos considerados em bom estado de conservação [e.g., Oliveira et al. (1995);
Kurtz & Araujo (2000); Oliveira (2002); Barros (2008); Jesus (2009) (q.v., Capítulo II,
Tabela 6)]. Tal fato corrobora a concepção que a floresta existente no setor “A” do Parque
Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro – RJ, apesar de seu histórico de transformação e uso
pretérito intensivo (Abreu 1992; Oliveira et al. 1995) se encontra em condições
fitossociológicas semelhantes às das áreas consideradas bem conservadas. É provável que
os cerca de 200 anos de medidas conservacionistas tenham conduzido o trecho estudado a
um dos mais bem conservados em termos regionais, contrapondo à noção disseminada de
se tratar de uma “floresta plantada” e, consequentemente, menos diversa e complexa que
“florestas naturais”.
Além de não ser corroborada a concepção de maior antropização da área estudada em
comparação com outros trechos regionais, a estrutura fitossociológica não evidenciou
impactos que pudessem ser tipicamente associados à sua inserção na metrópole do Rio de
Janeiro. Na conjuntura atual de fragmentação e degradação da Mata Atlântica, formações
mais avançadas sucessionalmente e, comparativamente bem conservadas, como o trecho
estudado, podem ser consideradas exceções, tanto no estado do Rio de Janeiro, quanto em
132
relação ao bioma (Ribeiro et al. 2009). Entretanto, apesar de não ser tema específico deste
estudo, o controle das espécies exóticas (e.g. dracena, jaqueira e eucaliptos) é relevante
para a conservação da flora local, especialmente nos trechos mais afetados pelas invasoras
(Ribeiro & Zaú 2007; Abreu 2008; ICMBio 2008).
Um vez que a estrutura da vegetação analisada considerou apenas elementos
arbustivos-arbóreos, respostas distintas, tanto em relação ao histórico das alterações
antrópicas, quanto associadas à proximidade com a metrópole [i.e. chuva ácida e deposição
de poluentes particulados, e.g., Mello (2001)], podem existir e se expressar em
componentes da vegetação como lianas, epífitas ou sub-bosque.
O fato das dez primeiras espécies, ordenadas por VI ou VC, somarem significativos
percentuais proporcionais (respectivamente 37,5% e 44,1%) destaca a relevância das
mesmas em termos fitossociológicos. Porém, simultânea e contraditoriamente, os
percentuais de VI e VC atribuídos às outras 190 espécies reforçam os indicadores de alta
diversidade α. De modo semelhante, o alto percentual de espécies que apresentaram apenas
um indivíduo na amostragem (54,7%), considerando os valores médios e de desvio padrão
(40,3 ± 15,8; n = 24) obtidos a partir de outros estudos regionais, em parte, reflete a alta
diversidade. Neste estudo, o percentual de espécies com um indivíduo na amostragem foi
superior aqueles registrados para trechos caracterizados como bem conservados [Oliveira
et al. (1995); Rodrigues (1996); Oliveira (2002) em trecho clímax; Kurtz & Araujo (2000);
Moreno et al. (2003); Jesus (2009) e Gabriel (2009); q.v., Capítulo II, Tabela 6],
Entretanto, o mesmo foi inferior a trechos submetidos a impactos antrópicos há menos de
25 anos (Santana et al. 2004). A razão para valores mais altos de espécies com apenas um
indivíduo em algumas áreas mais alteradas deve estar associada à baixa riqueza destes
locais, o que aumenta a proporção das espécies que apresentaram apenas um indivíduo na
amostragem, não devendo este parâmetro ser avaliado isoladamente.
133
No presente estudo, o percentual de espécies que apresentaram apenas um
indivíduo na amostragem foi praticamente idêntico aos 54,8% registrados por Guedes-
Bruni et al. (2009). Esses autores, a partir da consideração de diferentes comunidades
amostradas na Mata Atlântica do estado do Rio de Janeiro, apontaram que os valores
percentuais de “espécies raras” variaram entre 34 e 50%. O grande percentual de espécies
que, apesar de apresentarem mais de um indivíduo na amostragem ainda são pouco
abundantes, e a pequena proporção daquelas que apresentaram populações com mais de
dez indivíduos (6,5%), reforçam os indicadores de alta riqueza e baixa equitatividade no
local. Entretanto, por se tratar de um estudo com amostragem relativamente limitada, é
provável que os percentuais de espécies arbóreo-arbustivas que apresentem, de fato, baixas
densidades, ou que ocorram com menos de um indivíduo por hectare, seja menor que o
registrado.
Em relação à espécie com maior valor de importância (VI), E. edulis, o grande
número de indivíduos (141) acarretou em uma alta densidade relativa, a qual somada aos
valores de dominância e frequência relativa colocaram a espécie, em termos
fitossociológicos, em destaque na comunidade. Situações semelhantes explicam os valores
de VI de M. myrcioides (93 indivíduos), de M. multiflora (47) e de G. schottiana (61). Já
para Malpighiaceae sp.1 com 31 indivíduos, G. opposita (37), R. longepetiolata (14) e H.
alchorneoides (8), o maior diâmetro dos indivíduos acarretou em valores
proporcionalmente mais altos de dominância relativa, colocando-as entre as de maior
importância. Situação semelhante foi destacada para H. alchorneoides por Moreno et al.
(2003).
Apesar de E. edulis ser considerada uma espécie de grande importância ecológica
(Galetti & Aleixo, 1998) e comum nas florestas do estado do Rio de Janeiro (Guedes-Bruni
et al. 1997), nacionalmente ela é considerada ameaçada de extinção (Brasil 2008), devido à
134
sua superexploração comercial (Reis et al. 2000). Localmente a espécie apresentou os
maiores valores de VI e VC e, sendo frequentemente categorizada como climácica e
indicadora de áreas em bom estado de conservação [Guedes-Bruni et al. (1997); Borém &
Oliveira-Filho (2002); e Pardo et al. (2007)], e tais resultados corroboram os indicadores
de conservação anteriormente citados e a efetividade das medidas de fiscalização local.
Para as outras cinco espécies ameaçadas de extinção ou que apresentam deficiência de
dados em termos conservacionistas foram registrados poucos indivíduos na amostragem, o
que reforça a concepção de risco em termos locais.
Dentre as famílias que apresentaram maiores valores de importância (VI) e de
cobertura (VC), Myrtaceae, Fabaceae, Lauraceae, Rubiaceae, Euphorbiaceae e Meliaceae
estão entre as mais ricas para a formação de Floresta Ombrófila Densa de baixas altitudes
do sudeste brasileiro (senso Oliveira-Filho & Fontes 2000). Outros estudos também
indicaram Fabaceae, Myrtaceae e Lauraceae como as mais ricas em espécies arbóreas [e.g.
Kurtz & Araujo (2000); Moreno et al. (2003); Peixoto et al. (2004); Guilherme et al.
(2004); Pereira et al. (2006); Guedes-Bruni et al. (2006a); Souza et al. (2007); Gabriel
(2009)], reforçando os indicadores que o remanescente estudado apresenta características
fitossociológicas, em termos gerais, similares aos de outros trechos considerados bem
conservados na Mata Atlântica do sudeste. Os altos somatórios proporcionais dos VI e VC
das dez famílias mais importantes em termos fitossociológicos corroboram os estudos
citados e ressaltam a significativa importância relativa que as mesmas apresentaram na
composição da comunidade. A relativa dominância de algumas famílias em termos de
abundância de indivíduos, mesmo em trechos com alta diversidade, é frequente em estudos
fitossociológicos [e.g. Moreno et al. (2003); Pereira et al. (2006), Guedes-Bruni et al.
(2006b); Souza et al. (2007)]. Certamente este caráter contribui, em determinada medida,
para a fitofisionomia da formação (Guedes-Bruni et al. 2009).
135
Estrutura física
A densidade total de indivíduos apresentou valores pouco superiores àqueles
registrados em estudos que adotaram o mesmo padrão de inclusão (DAP ≤ 2,5 cm)
[Oliveira (2002); Faria (2005); Souza et al. (2007); e Matos (2007) (q.v., Capítulo II,
Tabela 6)]. Entretanto, é improvável que o estabelecimento de um quarto das parcelas
amostrais em trechos limítrofes às estradas tenha influenciado significativa e positivamente
no aumento da densidade, conforme observado em outros estudos (e.g. Laurance et al.
2002), visto que, mesmo com a intensidade luminosa sendo em média sete vezes maior na
estrada que no interior da floresta (q.v., Capítulo I, Tabela 1), não houve um claro padrão
de decréscimo da densidade de indivíduos com o distanciamento da estrada. A densidade
média de árvores (DAP ≤ 10,0 cm) também não apresentou diferenças significativas entre
trechos de interior da floresta e bordas mantidas sob uma rede de alta tensão instalada na
década 60, e sobre um gasoduto instalado na década de 80 em outra trecho de Mata
Atlântica no estado do Rio de Janeiro (Rodrigues 2004).
A área basal (AB) total apresentou valores inferiores aos encontrados em alguns
trechos considerados em bom estado de conservação [e.g. Kurtz & Araujo (2000); Oliveira
(2002); Matos (2007) e Barros (2008)]. Porém, neste estudo, foi encontrado um valor de
AB bastante superior à maioria dos valores encontrados em estudos fitossociológicos
realizados no estado do Rio de Janeiro (q.v., Capítulo II, Tabela 6). Na área estudada, a alta
área basal não sustenta a hipótese de efeitos negativos da fragmentação e formação de
bordas (e.g. Laurance et al. 2000; Oliveira et al. 2008). Uma vez que a AB está
diretamente associada ao tamanho dos indivíduos e, de certa forma ao estágio sucessional
da vegetação (Budowski 1965) os altos valores registrados reforçam os indicadores de bom
estado de conservação do local, relativo aos demais remanescentes comparados. Mas, uma
136
vez que o critério de inclusão utilizado nas amostragens afeta a densidade de indivíduos e,
em alguma medida a área basal, os valores encontrados devem ser analisados com cautela,
não devendo ser considerados como absolutos e comparáveis indiscriminadamente. De
maneira criteriosa, esses parâmetros podem indicar características estruturais, sucessionais,
alterações na vegetação (Zaú 1994), efeitos de borda (Rodrigues 2004), ou ainda servir
como comparativos entre locais sob impactos antrópicos mais recentes ou intensos e
trechos mais bem conservados (q.v., Capítulo II, Tabela 6).
Os aspectos da estrutura física da vegetação utilizados na avaliação de efeitos de
borda (i.e. DAP, alturas iniciais das copas, alturas totais e alturas das árvores do dossel)
não indicaram padrões inequívocos que apontassem claros efeitos de borda decorrentes das
estradas, pelo menos numa escala perceptível em função das limitações amostrais ou dos
procedimentos analíticos (Gehlhausen et al. 2000). Entretanto, não se descarta a
possibilidade que, em alguns locais marginais às estradas, especialmente nos trechos mais
sujeitos à exposição solar direta, como estacionamentos e áreas de lazer, ocorram bordas
com características semelhantes àquelas descritas para clareiras naturais (Lima & Moura
2006), especialmente às de maior porte, ou similares à bordas artificiais (Rodrigues 2004),
conforme verificado localmente em estudo sobre distribuição espacial da exótica dracena
(Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl., Asparagaceae), por Ribeiro & Zaú (2007). Essa razão
decorre do fato que a temperatura e a luminosidade, fatores desencadeadores de alterações
na composição e estrutura fitossociológica (Gómez-Pompa 1971, Denslow 1980, Brokaw
1982), são significativamente mais altas na estrada que na floresta, no setor “A” do
PARNA Tijuca, podendo atingir, no caso da luminosidade, diferenças de ordens de
grandeza (q.v., Capítulo 1, Tabela 1 e Figura 2, especialmente perfis A2 e A7). É possível
que a dinâmica de clareiras, considerada indicativo de condição de maturidade da
comunidade, quando em equilíbrio dinâmico (Whitmore 1998), juntamente com outros
137
fatores relacionados à heterogeneidade local, possa exercer papel mais relevante na
estruturação física da vegetação dos trechos analisados que os efeitos de borda
provenientes das estradas.
Parâmetros complementares como o percentual de árvores mortas em pé e de
indivíduos com troncos múltiplos, utilizados como indicadores de alterações estruturais em
desenvolvimento (e.g. Laurance et al. 2009), e que localmente apresentaram valores pouco
superiores aos registrados para áreas em climaces locais (Oliveira 2002; Kurtz & Araújo
2000) corroboram os indicadores de bom estado de conservação.
CONCLUSÕES
Os indicadores fitossociológicos, de diversidade, e de estrutura física do
componente arbóreo-arbustivo apontam que a área estudada encontra-se,
comparativamente, em bom estado de conservação, o que contraria a noção disseminada de
uma floresta mais antropizada que outros trechos similares de Mata Atlântica no estado do
Rio de Janeiro. Além de não ser corroborada a concepção de maior antropização da área
estudada em comparação com outros trechos regionais, a estrutura fitossociológica não
evidenciou impactos que pudessem ser tipicamente associados à sua inserção na metrópole
do Rio de Janeiro. E, uma vez que trechos de florestas com tamanhos significativos e com
formações mais avançadas sucessionalmente – consequentemente mais bem conservados –
são consideradas exceções no bioma Mata Atlântica, é ressaltada a relevância ecológica do
trecho estudado, não só em termos locais como também regionalmente.
Em relação aos efeitos de bordas lineares decorrentes das estradas, não foram
observados padrões inequívocos na estrutura física da vegetação. Entretanto, não se
138
descarta a possibilidade que, em alguns locais associados às estradas ocorram bordas com
características semelhantes àquelas descritas para clareiras naturais de grande porte ou
mesmo bordas antrópicas.
Por fim, não pode ser desconsiderado que os efeitos das estradas não se limitam a
possíveis alterações estutura física ou fitossociológica do compartimento vegetal analisado.
Localmente as estradas tem sido frequentemente associadas à movimentos de massa que
ocorrem especialmente sob condições de precipitações extremas, além de outros aspectos,
menos evidentes, associados à mais intensa e frequente presença humana.
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CAPÍTULO IV
EDGE EFFECTS ON SPATIAL DISTRIBUTION AND REPRODUCTI VE
PHENOLOGY OF Psychotria nuda (RUBIACEAE) IN A REMNANT OF
ATLANTIC FOREST 1.
André Scarambone Zaú2, Priscila Vilela Borges2, Leandro Freitas3, Daniele Andrade de
Carvalho2 & Wallace Beiroz2.
1. This paper is part of the first author Ph.D. project carried out at the Programa de Pós-
Graduação em Botânica, Jardim Botânico do Rio de Janeiro.
2. Universidade Federal do Estado do Rio de Janeiro, Departamento de Botânica,
Laboratório de Ecologia Florestal.
3. Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro, Diretoria de Pesquisas.
Author for correspondence: André Scarambone Zaú
Tel: +55 21 2244-5570
Fax: +55 21 2275-6059
E-mail: [email protected]
Universidade Federal do Estado do Rio de Janeiro. Av. Pasteur, 458. Prédio de Ciências
Biológicas, Departamento de Botânica, Laboratório de Ecologia Florestal, Lab. 401 –
Urca, Rio de Janeiro, RJ. Brazil. CEP. 22290-240
147
ABSTRACT
Fragmentation is one of the threats to biodiversity. Its increase forest edges and affect physical and biological conditions, such as plant phenology and spatial distribution. Psychotria is a common plant on understory forest and we evaluate edge effects on the spatial distribution, density and reproductive phenology of Pychotria nuda Cham. & Schltdl. The study was conducted in a patch of Atlantic Forest inside a Tijuca National Park in southeastern Brazil. We marked all P. nuda individuals found in nine 100 m long transects, divided into plots of 10 x 10 m bounded over distances of 0-10, 30-40, 60-70 and 90-100 m from the paved road edges. The spatial distribution, estimated by the Morisita index, was aggregated in all distances (n = 847; IM > 1). The population density in patches under the influence of clearings reached 5.4 ind/m² and in more remote stretches of the border was as low as 0.55 ind/m², which characterizes this species as gap dependent. Non-reproductive were more abundant than reproductive individuals at 90-100 m of distance from the edge, but no clear pattern was detected for the other distances. Our results indicated that road edges may partially affect structural and reproductive process of P. nuda. Key words: spatial distribution, tropical forest, road ecology, urban forest.
INTRODUCTION
Forest fragmentation is considered one of the largest threats to the biodiversity
(Saunders et al. 1991, Marsh & Beckman 2004). The Brazilian Atlantic forest is one of the
most important and maybe difficult ecosystems to conserve, as result of the fragmentation
processes (98.7% of remnants have less than 100 ha – Pinto et al. 2006), the high degree of
destruction (11.7% of its original extension – Ribeiro et al. 2009), the high level of
endemisms and biodiversity (Myers et al. 2000; Stehmann et al. 2009) and by the fact of
this region has 67% of the Brazilian population, about 120 million inhabitants, distributed
in 61% (3400) of the municipalities of the country (Pinto et al. 2006). The importance and
the adoption of strategies for the conservation of natural areas located near or inside towns
has increased due to the global and regional urbanization (Konijndjk 2003, Dearborn &
Kark 2009, Jim & Chen 2009).
148
The Tijuca National Park is one of the largest green areas of the world in a
metropolis (ICMBio 2010), and often is associated with the idea of a “planted forest”. The
reason is based on conservation actions from the beginning of 19th century (Oliveira et al.
1995). As a result of those actions we believe that these 200 years of conservationist
actions contributed to the maturity of this forest remnant. However, paved roads that cross
the park impose differences in the spatial distribution of species. The roads, even they
narrow ones (<20-30 m wide) (Laurance et al. 2009), may reduce biodiversity (Forman &
Alexander 1998), alter successional processes (Spellerberg 1998, Trombulak & Frissell
2000) and facilitate the invasion of exotic species (Lugo & Gucinski 2000), which can
affect the ecosystem as a whole (Coffin 2007). In addition to providing access, roads cause
losses and changes in habitats (Laurance et al. 2009, Freitas et al. 2010), vegetation
(Spooner & Smallbone 2009), hydro-erosion processes and deposition of chemical
compounds (Forman & Alexander 1998). Such factors, often acting together, lead to
changes in movement and spatial patterns of species populations (Forman 1998).
The construction of highways and roads transforms the landscapes and creates
different microclimatic conditions (Delgado et al. 2007), which can impose changes at the
community level (Augspurger 1983; Harris 1988; Burkey 1993; Angold 1997; Fagan et al.
1999; Trombulak & Frissell 2000). Although edge effects resulting from clear-cuts and
other open habitats have been studied (e.g. Guariguata & Dupuy 1997; Mesquita et al.
1999; Winter et al. 2000; Dijak & Thompson 2000; Ries & Debinski 2001; Hansen &
Clevenger 2005), the knowledge about forest roads caused by edge effects is scarce (Marsh
& Beckman 2004), in particular about how the roads can affect legally protected areas
(Ament et al. 2008).
Among the fragmentation effects to the plant community, edge effects are
outstanding (Murcia 1995). They have been associated with a decrease in the habitat
149
quality and habitat loss (Yahner 1988; Kapos 1989; Mills 1995; Turner 1996; Goosen
2000; Marchand & Houle 2006) and with exotic species invasion (Morgan 1998; Honnay
et al. 2002; Pauchard & Alaback 2004; Ribeiro & Zaú 2007), reinforcing the hypothesis
that the anthropogenic edges are harmful for the biodiversity conservation (Harris 1988;
Saunders et al. 1991; Laurance & Bierregaard 1997).
However, several authors (e.g. Murcia 1995; Camargo & Kapos 1995; Ehrlich
1997; Villard 1998; Mesquita et al. 1999; Sisk & Battin 2002; Rodrigues & Nascimento
2005; Harper et al. 2005) stressed the idea that magnitude and distance of the edge effects
are complex, generating specific local responses. This makes difficult the wide
applicability of the available information in conservation programs (Sisk & Haddad 2002;
Sisk et al. 2002).
Plant populations are determined by the past and current ecological factors that
determine their spatial distribution and age structure (e.g. Harper 1997; Hutchings 1986).
Among the main factors of influence are type soil, humidity, temperature, sunlight,
topography and altitude, and also interactions with pollinators, dispersers, herbivores and
competitors. Thus, the general premise is that edges change physical and biological
conditions and can affect the distribution and density of plant species. Reproductive
phenology also may be affected, as insolation is one of main factors related to flowering, in
particular for understory species (Van Schaik et al. 1993).
Some species of Psychotria have been studied considering the forest fragmentation
and edge effects (e.g. Valladares et al. 2000; Meyer et al. 2003; Ramos & Santos 2005,
2006; Kinupp & Magnusson 2005; Lopes & Buzato 2007; Ramos et al. 2007, 2008).
However, specifically about road edges effects, there is no information for species of this
genus, and in this work we evaluated the abundance and reproductive phenology of
150
Psychotria nuda at different distances from road borders at Tijuca National Park, a
remnant of Brazilian Atlantic forest.
As some species are associated to gaps (Alberti 2007), we expect to find a gradient
of abundance for P. nuda from the road to the inner forest. We also expect to find more
individuals at reproductive phase near the roadside than at the interior forest.
MATERIAL AND METHODS
Studied species
Psychotria (Rubiaceae) has 1500 pantropical and subtropical species that are very
common in the understory of neotropical forests (Kinupp & Magnusson 2005). Thus, it is
believed that species of this genus can be used as biodiversity indicators. Psychotria nuda
is a shrub found in the south, center and southeastern of Brazil (Almeida & Alves 2000). In
terms of successional stage, it is a ‘secondary initial’ (Carvalho et al. 2006). Castro &
Araújo (2004) indicated that P. nuda presents heterostyly and sets fruits predominantly by
inter-morph crossings. Thus, the presence of efficient pollinators is fundamental for its
reproductive success, although some vegetative sprouting occurs. Leaf flush is in the most
humid and hot period; blooming happens from March to June and fruiting occurs
continuously, but the highest production of ripe fruits is from December to February
(Almeida & Alves 2000).
151
Site description
The study area is a remnant of Brazilian Atlantic forest, specifically a coastal forest
(Morelato & Haddad 2000), on a scarped relief at 400 m a.s.l. in the Tijuca National Park
(22° 57' S and 43° 17' W), southeastern Brazil. The Park has approximately 4000 ha and is
surrounded by the city of Rio de Janeiro, with six million two hundred thousand
inhabitants (IBGE 2010). The Tijuca National Park has an enormous relevance as
preserves a significant remnant of Atlantic Forest and protects sources and watersheds that
supply part of Rio de Janeiro city. It is also one of the main visitation resorts of the city,
with about 2 million visitors year-1 (ICMBio 2010).
The geology, relief and soils are related to tectonic Tertiary fails. The massif is
formed by ‘gnaisse facoidal and biotita gnaisse’, being frequent steepness up to 45o and
rock outcrops (Eirado Silva et al. 1991). The summit has 1021 m. Soils are weathered,
shallows in the upper slopes and with several meters in the valley bottoms. Latossoils
prevail, with Neossoils and Cambissoils (Rosas et al. 1992). In terms of texture sandy loam
soils predominate locally (D’Arrochella 2008).
The climate is ‘tropical rainforest (Af)’, following Köppen’s (1948) (Mattos 2006).
Mean annual precipitation is 2277 mm, with rains occurring all year round. Mean annual
temperature is 21.5 ºC, and average maximum and minimum temperatures are 26.2ºC and
17.9ºC (Mattos op cit.).
The original vegetation was reduced due to deforestation and coffee
plantations. The current forest has 20 to 25 m tall trees, epiphytes, lianas, shrubs and herbs.
The present Tropical rainforest is well preserved forming a continuous canopy in late
secondary or climax local stage in about 35% of the total area of Tijuca Massif (112 km2)
(Coelho-Netto et al. 2007). It is the result of forest fragment remnants, conservationist
actions that started in the middle of 19th century (reforestation and faunal reintroduction)
152
and successional processes (Oliveira et al. 1995). Ruins of ancient farms can be found in
forested parts. Myrtaceae, Rubiaceae, Lauraceae, Arecaceae, Leguminosae, Meliaceae,
Euphorbiaceae and Melastomataceae are outstanding in its flora (Oliveira et. al. 1995).
However, spontaneous and planted exotic species exist and are particularly frequent in
many areas and have been detected air pollutants (Oliveira & Lacerda 1988). Paved asphalt
roads (< 10 m wide) crosses parts of the park (q.v. General area description, Figure 10).
Methods
Plots (5x5 m) were delimited in three sites (S1, S2 and S3), ever on the upper slope.
In each site, 10 m halfway conglomerate plots were allocated at the distances: 0-10; 30-40;
60-70 and 90-100 m, starting from the edge road towards the forest interior (Figure 2).
Figure 2. Satellite image schematizing the locations and plot samplings in the study sites (S1, S2 and S3) at Tijuca National Park, southeastern Brazil. Source: http://earth.google.com/intl/pt, obtained in January, 2008.
All plants higher than 0.5 m tall were mapped and the phenological condition
(reproductive or no reproductive) was registered from August 2007 to May 2008. The
identification of the 'no reproductive' individuals was accomplished by vegetative
comparison (Gentry 1993).
153
Techniques
To evaluate abundance among distances and sites, the Kruskal-Wallis’ tests
followed by Dunn’s tests were used (Brower et al. 1997). The spatial distribution by
Morisita's index (M) (X2**) (Brower et al. 1997) was evaluated. To verify differences
between phenological conditions, Mann-Whitney's Tests were used (Brower et al. 1997).
Statistical tests were done using ‘Instat 3.00’ (Instat 1998) and ‘Prism 5.00’ (Prism 2007)
softwares.
RESULTS
A total of 847 individuals of P. nuda were sampled. Abundance were significant
different between '30-40' and '90-100' m plots in S1 (KW = 9.593; P = 0.0224) and
between '0-10' and 30-40' and '0-10' and '90-100' plots in S3 (KW = 16.980; P = 0.0007).
Significant differences were not founded in S2 (KW = 6.746; P = 0.0805) (Figure 3).
Figure 3. Abundance of Psychotria nuda (number of individuals per 5x5 m plots) at different distances from road edges in three study sites (S1, S2 and S3) at Tijuca National Park, southeastern Brazil. N = 36. Different letters indicate significant differences.
S2
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
10
20
30
Edge distance (m)
Abu
ndan
ce (
num
. in
d. p
er p
lot)
a a a a
S1
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
5
10
15
20
a
b
ab
ab
Edge distance (m)
Abu
ndan
ce (
num
. in
d. p
er p
lot)
S3
0-10
30-4
060
-70
90-1
000
10
20
30
Edge distance (m)
Abu
ndan
ce (
num
. in
d. p
er p
lot)
a a
ab
b
154
The spatial distribution was aggregated in all distances according to the Morisita’s
index, confirmed by X2 test (X2 n-1; 0.01) (Table 1).
Table 1. Spatial distribution pattern of Psychotria nuda at Tijuca National Park, southeastern Brazil, after Morisita's index (M) and X2 (11; 0.0001).
S1 S2 S3 S1+S2 S1+S2+S3
M X2 M X2 M X2 M X2 M X2
0-10 m 1.95 39.14 3.96 174.80 2.43 54.23 3.39 241.05 3.20 308.62
30-40 m 1.62 45.35 1.71 53.47 1.27 54.00 1.66 98.96 1.70 243.10
60-70 m 1.93 33.38 3.26 61.14 1.47 42.32 2.43 91.92 2.13 175.38
90-100 m 2.61 19.31 2.73 38.04 1.49 80.80 2.87 65.33 3.16 433.52
In relation to the phenological condition, we counted 574 non-reproductive and 273
reproductive individuals (i.e., with flowers and/or fruits). Non-reproductive individuals
were more abundant than reproductive individuals at 90-100m of distance from the edge
(Table 2). The differences were not significant for the other distances or no clear edge
pattern was detected. Although not significant, there is a tendency to a high abundance of
individuals in reproductive phase near the edge, comparatively to those in non-
reproductive phase. In ‘0-10’ m ‘S1’ plot, more reproductive plants were found than non-
reproductive ones. On the contrary, individuals in the non-reproductive stage were
significantly higher in '90-100' m. In the intermediate distances, there was a tendency of
non differentiation between both conditions.
155
Table 2. Abundance of non-reproductive (NR) and reproductive (R) individuals of Psychotria nuda in three study sites (S1, S2 and S3) at different distances from road edges at Tijuca National Park, southeastern Brazil, compared by Mann Whitney's 'U' test.
Sites Distance from
edge (m) P Significance Result
S1
0-10 0.0056 ** NR < R
30-40 0.6297 Ns
60-70 0.0173 * NR > R
90-100 0.0068 ** NR > R
S2
0-10 0.2189 Ns
30-40 0.3474 Ns
60-70 0.7125 Ns
90-100 0.0045 ** NR > R
S3
0-10 0.0121 * NR > R
30-40 0.2657 Ns
60-70 0.2913 Ns
90-100 0.0205 * NR > R
‘S1+S2’
0-10 0.3684 Ns
30-40 0.7379 Ns
60-70 0.1864 Ns
90-100 0.0027 *** NR > R
‘S1+S2+S3’
0-10 0.6344 Ns
30-40 0.3318 Ns
60-70 0.0887 Ns
90-100 0.0002 *** NR > R
156
DISCUSSION
Abundance and edge distance
We observed a trend to increase abundance of P. nuda from 0-10 to 30-40 m and to
decrease from '30-40' m towards the forest interior. Such results may be associated to
microclimatic variations and/or related to the community’s edge. They can may still
indicate stronger competitiveness of P. nuda in intermediate light conditions, reinforcing
its secondary initial successional state, as described by Carvalho et al. (2006).
Besides, it was observed that gaps (data not shown), which according to Brokaw
(1982) are the main factors for tropical forests regeneration, generate the increase of P.
nuda abundance, as similarly described by Alberti (2007).
Similarity between sites
Less than one year before our experiments started, two small gaps were done by
tree falls, near or partially inside the '30-40' and '90-100' m ‘S3’ plots. These gaps seems to
generate the highest similarity abundances between 'S1' and 'S2'. The gaps influenced P.
nuda spatial distribution and could be masking the edge road effects.
Similar situations associated to the great spatial variability were reported by Alberti
(2007), studying Psychotria nuda and by Lopes & Buzato (2007) studying P. suterella.
These last authors pointed out that variation on the small scale was more important than
the variation explained by fragmentation category. In addition Ramos & Santos (2006)
working on the edge effects on pollination of Psychotira tenuinervis in Brazilian Atlantic
forest fragments, did not find significant differences in the production of fruits and seeds
among natural edges (associated to streams), anthropogenic edges and forest interior. They
157
considered that other factors than the distance from the edges (i.e., gaps, matrix
composition, and edge age) are probably more influent on the reproductive phenology.
Absence of significant differences among the individuals’ density in edge areas and
forest interior was also found by Kindel & Júnior apud. Bertani (2006) who examined a
population of Psychotria leiocarpa under edge effects in fragments of Atlantic Forest. In
this case the edges were in an expansion process, becoming favorable to the establishment
of the species in the proximities of them. Such results suggest that the edge creation may
not represent a negative event for the population structure of Psychotria species, as
observed by other studies (Ramos et al. 2007; Lopes & Buzato 2007).
Anthropogenic edges can influence plant communities in several ways causing
different effects to populations. For instance, Herrera (1995) indicated that pollinators are
affected by microclimatic variations – frequently found on edge forests (Kapos 1989;
Camargo & Kapos 1995; Kapos et al. 1997, Delgado et al. 2007) – and modifying the
plant reproductive success (e.g. Ghazoul & Mcleish 2001; Seoane et al. 2001).
Bertani (2006) suggested that P. suterella populations in a fragmented landscape of
the Brazilian Atlantic forest depend on the combination of extreme fragmentation effects.
These effects, such as isolation, reduced fragment size, largest canopy openness, and high
anthropogenic disturbance degree, induced the population’s decrease and the structure
alterations, resulting in differences on spatial distribution.
Spatial distribution pattern
Psychotria nuda presented a clumped distribution in all distances and sites, as
reported by Bertani (2006) for P. suterella. This pattern, as is also probably the case of P.
nuda, may result from its vegetative propagation, frequently observed at the studied sites.
158
Other factors, such as limited dispersion, environmental heterogeneity, and specialization
in microhabitats can also be associated to the clumped distribution (Bertani 2006).
Phenological condition
Due to the greater abundance of individuals in non-reproductive phase at longer
distances from the road edges, we may consider an influence of edge effects on
phenological conditions, probably due to the dependence of forest gap of this species.
These results support the hypothesis that edge effects affect the abundance and phenology
in P. nuda (see Alberti 2007). That author recorded that the number of flowers and fruits
was significantly higher in the border and in natural gaps than in the forest interior, which
reinforces the relevance of forest gaps as important habitat for reproduction.
However, the greater abundance of individuals in non-reproductive phase at longer
distances from the road edges at Tijuca does not implicate, necessarily, that the
effectiveness of fruiting and even the dispersal are also locally affected by the edge effects.
In 'S3', the gaps near to the '30-40' and '90-100' m plots should influenced the results
masking edge roads effects as well.
CONCLUSION
The landscape of Tijuca National Park presents an important spatial variability. The
scarped relief, slope orientation, variations in the steepness of the hillside, past use of the
land, sucessional stage, soil types, hydrological flows, presence or absence of pollinators,
dispersers and competitors, as well as of other correlated factors may be mentioned. Thus,
the concept that magnitude and distance of the edge effect is complex is reinforced,
159
generating local specific responses (e.g. Murcia 1995; Camargo & Kapos 1995; Ehrlich
1997; Villard 1998; Sisk & Battin 2002; Harper et al. 2005).
In this way the results did not show that P. nuda is suffering ecological changes
specifically as a result of road edge effects, but associated with the forest dynamic, as
clearings, altering the spatial patterns of the species. The fact that the edges are old and
seemingly stabilized can contribute to the non-observation of clear road edge effects on the
spatial distribution and phenological aspects of P. nuda.
Although, considering the ecological, economical and social importance of the area,
these results can be used to develop or to keep management strategies to control alterations
of road edge effects on the community, as already detected in the case of invasion and the
establishment of exotic species (Ribeiro & Zaú 2007).
ACKNOWLEDGEMENTS
We thank Gabriel Bernardello, Luís Mauro Magalhães, Pablo Rodrigues, Rogério
Oliveira and Flávio Ramos for the critical suggestions, Betina Suzuki for reviewing of
English version and the critical suggestions, ICMBio for the research authorization
(SISBIO 15160-1), CAPES/PROAP for partial financial support and lab students that help
during data field collection.
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168
CONCLUSÕES GERAIS
Os indicadores florísticos, fitossociológicos, de diversidade, grupos sucessionais,
síndromes de dispersão, similaridade regional e de estrutura física do componente arbóreo-
arbustivo apontam que a área estudada se encontra em estágio sucessional avançado e em
bom estado de conservação. Isso contraria a noção disseminada de uma floresta com
características antrópicas mais acentuadas que as de outros remanescentes regionalmente
significativos, mesmo se tratando de um trecho de Mata Atlântica com forte histórico de
intervenção antrópica e sob influência urbana da metrópole do Rio de Janeiro.
A avaliação de efeitos de borda decorrentes de estradas pavimentadas que recortam
o Parque Nacional da Tijuca aponta para a existência de características microclimáticas
distintas do interior da floresta. Tais condições podem acarretar em padrões de
deslocamento e colonização diferenciados, por exemplo, facilitando a invasão por espécies
exóticas. Entretanto, provavelmente em função das condições locais e de historicidade as
diferenças observadas parecem ter sido mais decorrentes de aspectos dinâmicos da
cobertura florestal e da heterogeneidade local do que decorrentes de efeitos de borda das
estradas. Tais fatores também parecem ter sido determinantes na distribuição espacial e
fenológica de P. nuda. Porém, uma vez que não foram observados gradientes claros em
direção ao interior da floresta, é provável que as bordas lineares associadas às estradas
estreitas pavimentadas que recortam o setor “A” do PARNA Tijuca apresentem
características diferenciadas daquelas de remanescentes florestais cercados por matrizes
bastante distintas.
Em relação aos perfis margens da estrada – interior da floresta parecem existir
efeitos de borda em termos de abundância de espécies caracterizadas como secundárias
tardias/climácias, especialmente nos primeiros metros marginais às estradas. Assim, não se
descarta que o efeito das estradas, quando associado à maior exposição de trechos
169
próximos a estacionamentos e áreas de lazer, possa resultar em características ecológicas
semelhantes àquelas descritas para grandes clareiras naturais e, principalmente àquelas
observadas em bordas antrópicas em remanescentes cercados por matrizes distintas.
Entretanto, não foram observados padrões inequívocos de efeitos de borda na estrutura
física da vegetação, pelo menos num grau perceptível em função das limitações amostrais
ou dos procedimentos analíticos. Desta forma, parece que as bordas associadas às estradas
que recortam a floresta no setor “A” do parque são, de certa forma, resilientes e a
diferenciação entre a floresta e a estrada não é, em termos relativos, tão impactante na
cobertura vegetal. Além de que nessas estradas pode ocorrer a existência de impactos
heterogeneamente distribuídos, semelhantemente aos descritos para outros processos
lineares de alterações antrópicas (e.g., decorrentes do recorte da floresta para instalação de
linhas de transmissão de energia elétrica, ferrovias, gasodutos), especialmente num
contexto de paisagem heterogênea.
A fitossociologia, como procedimento de análise, pode auxiliar na indicação de
prioridades em termos de conservação e manejo, contribuindo em estudos auto-ecológicos,
de dinâmica populacional e ações de recuperação de áreas degradadas, devendo ser os
procedimentos contextualizados, criteriosamente estabelecidos e os resultados
adequadamente comparados. Na mesma direção, na atualidade, as análises florísticas
contam com informações e bases on line, as quais são fundamentais para a consolidação
das determinações taxonômicas obtidas por comparações em herbários ou avaliações de
especialistas, muitas vezes limitadas pela frequente ausência de material botânico em
fenofase fértil. Maior acuracia na determinação do material obtido em estudos
fitossociológicos é condição fundamental para ações de conservação eficazes.
Outra perspectiva interessante emerge do fato das quatro espécies zoocóricas mais
abundantes localmente terem somado mais de 40% dos indivíduos amostrados. Nestas
170
condições, é provável que tais espécies representem uma parcela relevante dos recursos
alimentares na comunidade, reforçando a relevância de parâmetros e aspectos reprodutivos
das espécies como uma das prioridades para a conservação das comunidades.
O PARNA Tijuca contém importante variabilidade espacial. Devem ser
considerados o relevo escarpado, a orientação e declividade variadas nas encostas, o uso
pretérito do solo, diferentes estágios sucessionais, tipos de solos, sistemas hidrológicos
predominantes, presença ou ausência de polinizadores, dispersores e competidores,
sistemas diferenciados de decomposição, bem como outros fatores correlacionados. Neste
sentido, é reforçada a concepção que a magnitude e distância dos efeitos de borda não são
fatores de simples caracterização.
Apesar da relativa capacidade de autorregeneração no bioma, em razão do quadro
generalizado de fragmentação e degradação da Mata Atlântica, é bastante provável que o
processo de regressão sucessional observado na Mata Atlântica do nordeste do Brasil esteja
ocorrendo também em outros trechos da Mata Atlântica, alterando a biota e causando
consequências ecológicas em escala evolutiva. Assim, aumenta a relevância ecológica de
trechos como o estudado uma vez que, tanto em termos regionais, quanto em relação ao
bioma, as formações mais avançadas sucessionalmente e mais bem conservadas são
consideradas exceções.
Os resultados encontrados podem ser derivados de condições complexas e, mesmo
considerando que a caracterização de padrões contribui para o desenvolvimento teórico e
consequentemente para soluções concretas em termos de conservação, deve ser ressaltada a
dificuldade de generalizações.
Por fim, um conjunto de fatores físicos operando em uma escala imperceptível, em
função de limitações amostrais ou de procedimentos analíticos, pode influenciar aspectos
biológicos no sentido restrito. Desta forma, avaliações multivariadas e com enfoque
171
transdisciplinar, considerando parâmetros microclimáticos, biológicos, aspectos associados
à variabilidade espacial da área estudada, bem como seu uso e relação com o entorno
podem contribuir para elucidação de características não evidentes em análises específicas.
172
ANEXOS – Capítulo I
173
Anexo 1. Temperatura do ar (°C) em um trecho de Mata Atlântica de encosta no Rio de Janeiro, RJ. A letra procedida de 1 a 8 representa o perfil. Os números de 1 a 4 representam as distâncias das margens da estrada para o interior da floresta, respectivamente, 0-10, 30-40, 60-70 e 90-100 metros. Registros por estação climática. Período: outubro de 2006 a setembro de 2008. Média ± desvio padrão (número amostral).
Primavera Verão Outono Inverno A1 1 25.0 ± 3.0 (10) 27.1 ± 1.3 (10) 22.8 ± 2.7 (10) 21.4 ± 2.7 (10) 2 24.3 ± 3.2 (10) 26.4 ± 1.6 (10) 22.2 ± 2.5 (10) 20.6 ± 2.7 (10) 3 24.5 ± 3.5 (10) 26.4 ± 1.9 (10) 22.3 ± 2.5 (10) 20.6 ± 2.6 (10) 4 24.5 ± 3.7 (10) 26.5 ± 1.7 (10) 22.3 ± 2.5 (10) 20.7 ± 2.5 (10) A2 1 25.3 ± 2.7 (10) 27.1 ± 3.0 (10) 26.1 ± 1.8 (9) 23.6 ± 4.5 (10) 2 24.2 ± 2.9 (10) 25.7 ± 2.7 (10) 24.6 ± 1.9 (9) 21.6 ± 3.6 (10) 3 24.6 ± 4.1 (10) 25.8 ± 2.8 (10) 24.9 ± 1.7 (9) 22.2 ± 3.3 (10) 4 24.0 ± 3.4 (10) 25.4 ± 2.7 (10) 24.5 ± 1.6 (9) 21.8 ± 3.0 (10) A3 1 24.8 ± 3.6 (10) 26.3 ± 2.3 (10) 23.4 ± 2.9 (10) 20.6 ± 2.6 (10) 2 24.2 ± 3.7 (10) 25.8 ± 2.2 (10) 22.8 ± 3.3 (10) 19.6 ± 2.3 (10) 3 23.8 ± 3.5 (10) 25.3 ± 2.3 (10) 22.3 ± 3.2 (10) 19.2 ± 2.2 (10) 4 23.4 ± 3.3 (10) 24.9 ± 2.2 (10) 22.2 ± 3.1 (10) 19.1 ± 2.2 (10) A4 1 24.7 ± 3.4 (10) 26.5 ± 2.5 (10) 24.9 ± 1.2 (9) 21.4 ± 3.4 (10) 2 24.1 ± 3.5 (10) 26.1 ± 2.5 (10) 24.0 ± 1.7 (9) 21.0 ± 3.2 (10) 3 24.2 ± 3.6 (10) 26.1 ± 2.4 (10) 24.3 ± 1.8 (9) 21.2 ± 2.9 (10) 4 24.1 ± 3.6 (10) 26.1 ± 2.3 (10) 24.7 ± 2.0 (9) 21.7 ± 2.7 (10) A5 1 24.3 ± 3.0 (10) 25.7 ± 1.0 (10) 23.4 ± 2.9 (10) 21.2 ± 2.4 (10) 2 24.0 ± 3.4 (10) 25.5 ± 1.4 (10) 23.6 ± 3.0 (10) 20.9 ± 2.3 (10) 3 24.2 ± 3.6 (10) 25.9 ± 1.5 (10) 23.8 ± 3.1 (10) 21.3 ± 2.5 (10) 4 24.3 ± 3.6 (10) 26.5 ± 1.6 (10) 23.8 ± 3.1 (10) 21.6 ± 2.4 (10) A6 1 25.6 ± 2.3 (10) 26.6 ± 1.8 (10) 22.7 ± 3.9 (10) 22.5 ± 2.6 (10) 2 25.3 ± 2.6 (10) 26.2 ± 2.0 (10) 23.2 ± 4.0 (10) 22.2 ± 2.6 (10) 3 25.2 ± 2.8 (10) 26.3 ± 2.0 (10) 23.5 ± 3.9 (10) 22.2 ± 2.4 (10) 4 25.1 ± 2.7 (10) 26.2 ± 1.7 (10) 23.5 ± 3.8 (10) 22.1 ± 2.3 (10) A7 1 25.9 ± 4.0 (10) 26.8 ± 1.3 (10) 22.0 ± 3.3 (10) 20.3 ± 1.7 (10) 2 25.3 ± 4.0 (10) 26.3 ± 1.7 (10) 21.3 ± 3.4 (10) 19.7 ± 1.6 (10) 3 24.8 ± 4.0 (10) 26.2 ± 1.8 (10) 21.2 ± 3.4 (10) 19.7 ± 1.7 (10) 4 24.9 ± 4.1 (10) 26.5 ± 1.9 (10) 21.4 ± 3.3 (10) 19.7 ± 1.8 (10) A8 1 26.1 ± 3.0 (10) 26.9 ± 1.2 (10) 22.3 ± 4.1 (10) 22.5 ± 2.0 (10) 2 26.0 ± 2.9 (10) 26.7 ± 1.2 (10) 22.2 ± 4.0 (10) 21.7 ± 2.0 (10) 3 25.4 ± 2.8 (10) 26.7 ± 1.3 (10) 22.4 ± 4.0 (10) 21.9 ± 2.0 (10) 4 25.5 ± 2.8 (10) 26.6 ± 1.3 (10) 22.6 ± 4.1 (10) 22.2 ± 2.1 (10)
174
Anexo 2. Umidade relativa do ar (%) em um trecho de Mata Atlântica de encosta no Rio de Janeiro, RJ. A letra procedida de 1 a 8 representa o perfil. Os números de 1 a 4 representam as distâncias das margens da estrada para o interior da floresta, respectivamente, 0-10, 30-40, 60-70 e 90-100 metros. Registros por estação climática. Período: outubro de 2006 a setembro de 2008. Média ± desvio padrão (número amostral).
Primavera Verão Outono Inverno A1 1 71.8 ± 3.3 (9) 66.9 ± 9.3 (10) 73.0 ± 5.6 (9) 66.9 ± 5.8 (10) 2 73.0 ± 4.1 (9) 68.7 ± 10.3 (10) 76.9 ± 11.6 (10) 67.8 ± 7.2 (10) 3 72.0 ± 5.7 (9) 68.0 ± 10.2 (10) 76.5 ± 12.7 (10) 67.3 ± 7.3 (10) 4 73.3 ± 6.6 (9) 67.8 ± 11.5 (10) 77.3 ± 14.7 (10) 67.3 ± 7.6 (10) A2 1 67.6 ± 9.2 (10) 65.2 ± 11.9 (10) 65.2 ± 10.6 (10) 55.3 ± 8.9 (10) 2 71.8 ± 12.5 (10) 70.7 ± 15.9 (10) 69.4 ± 16.1 (10) 57.6 ± 7.3 (10) 3 71.2 ± 14.5 (10) 70.1 ± 16.5 (10) 68.4 ± 16.9 (10) 56.2 ± 8.2 (10) 4 72.3 ± 12.2 (10) 71.5 ± 16.3 (10) 70.0 ± 19.5 (10) 56.5 ± 7.7 (10) A3 1 71.0 ± 13.0 (10) 66.6 ± 10.4 (10) 70.1 ± 8.9 (10) 61.4 ± 9.1 (10) 2 73.8 ± 13.5 (10) 68.8 ± 10.9 (10) 74.6 ± 10.3 (10) 65.8 ± 8.9 (10) 3 76.3 ± 13.8 (10) 71.5 ± 12.0 (10) 78.0 ± 12.4 (10) 66.7 ± 10.0 (10) 4 78.4 ± 14.8 (10) 71.7 ± 11.8 (10) 79.1 ± 12.7 (10) 66.7 ± 11.5 (10) A4 1 67.6 ± 9.9 (10) 69.0 ± 15.8 (10) 72.0 ± 14.0 (10) 61.8 ± 7.5 (10) 2 68.6 ± 10.3 (10) 70.2 ± 15.0 (10) 74.5 ± 15.9 (10) 63.5 ± 6.8 (10) 3 69.2 ± 10.5 (10) 69.9 ± 15.4 (10) 71.1 ± 15.8 (10) 62.7 ± 7.7 (10) 4 69.1 ± 9.7 (10) 68.7 ± 16.0 (10) 69.1 ± 16.0 (10) 59.0 ± 8.3 (10) A5 1 74.9 ± 11.0 (10) 80.4 ± 10.7 (10) 80.8 ± 11.1 (10) 70.2 ± 7.9 (10) 2 75.5 ± 12.6 (10) 80.8 ± 10.1 (10) 80.6 ± 12.3 (10) 71.7 ± 11.2 (10) 3 74.2 ± 13.9 (10) 78.6 ± 9.5 (10) 79.5 ± 15.2 (10) 68.6 ± 10.7 (10) 4 75.3 ± 14.7 (10) 76.3 ± 10.2 (10) 79.4 ± 16.3 (10) 67.2 ± 9.9 (10) A6 1 75.9 ± 15.4 (10) 72.0 ± 12.2 (10) 74.0 ± 6.0 (9) 68.9 ± 7.6 (10) 2 76.1 ± 14.5 (10) 72.4 ± 12.8 (10) 76.0 ± 12.6 (10) 68.2 ± 6.3 (10) 3 78.0 ± 15.4 (10) 71.6 ± 13.5 (10) 73.3 ± 13.2 (10) 66.5 ± 7.4 (10) 4 78.4 ± 14.5 (10) 71.1 ± 12.9 (10) 71.5 ± 17.3 (10) 63.9 ± 7.1 (10) A7 1 75.7 ± 11.5 (10) 71.1 ± 3.9 (10) 84.6 ± 10.7 (10) 73.4 ± 3.4 (10) 2 80.0 ± 14.1 (10) 71.4 ± 8.3 (10) 86.0 ± 10.2 (10) 71.9 ± 5.0 (9) 3 81.1 ± 12.3 (10) 70.9 ± 9.2 (10) 85.5 ± 11.4 (10) 72.2 ± 4.9 (9) 4 77.8 ± 12.9 (10) 67.2 ± 10.7 (10) 83.5 ± 13.1 (10) 73.5 ± 7.4 (10) A8 1 74.8 ± 14.4 (10) 74.3 ± 10.1 (10) 77.3 ± 13.4 (10) 68.6 ± 7.1 (10) 2 75.2 ± 15.1 (10) 73.6 ± 11.7 (10) 77.9 ± 13.4 (10) 72.4 ± 11.9 (10) 3 75.4 ± 13.0 (10) 73.9 ± 13.5 (10) 74.8 ± 15.0 (10) 70.0 ± 13.9 (10) 4 75.3 ± 13.0 (10) 72.6 ± 11.6 (10) 74.1 ± 15.6 (10) 69.6 ± 13.5 (10)
175
Anexo 3. Luminosidade (LUX) em um trecho de Mata Atlântica de encosta no Rio de Janeiro, RJ. A letra procedida de 1 a 8 representa o perfil. Os números de 1 a 4 representam as distâncias das margens da estrada para o interior da floresta, respectivamente, 0-10, 30-40, 60-70 e 90-100 metros. Registros por estação climática. Período: outubro de 2006 a setembro de 2008. Média ± desvio padrão (número amostral).
Pri. Ver. Out. Inv.
A1 1 1036.7 ± 554.1 (10) 716.5 ± 363.0 (10) 223.9 ± 94.3 (10) 424.6 ± 270.6 (10) 2 745.0 ± 308.1 (10) 569.1 ± 210.3 (10) 202.6 ± 101.2 (10) 355.9 ± 185.0 (10) 3 1018.2 ± 558.4 (10) 757.4 ± 288.6 (10) 329.2 ± 130.3 (10) 630.8 ± 376.5 (10) 4 750.9 ± 545.4 (10) 501.2 ± 135.2 (10) 175.8 ± 55.5 (9) 301.3 ± 146.9 (10) A2 1 930.7 ± 633.2 (9) 588.4 ± 188.4 (9) 595.2 ± 210.5 (10) 594.0 ± 255.7 (10) 2 494.0 ± 212.9 (9) 401.7 ± 150.0 (10) 357.4 ± 184.3 (10) 398.5 ± 147.1 (10) 3 1063.5 ± 545.8 (9) 1023.7 ± 560.0 (9) 655.3 ± 277.7 (9) 729.8 ± 382.9 (10) 4 376.9 ± 237.6 (9) 540.7 ± 352.6 (10) 257.0 ± 126.7 (10) 259.8 ± 95.3 (10) A3 1 2338.7 ± 3132.3 (10) 761.2 ± 262.3 (10) 1088.6 ± 1563.1 (10) 537.6 ± 353.9 (9) 2 516.4 ± 276.8 (10) 392.3 ± 148.4 (10) 227.5 ± 159.5 (10) 165.3 ± 41.3 (10) 3 850.1 ± 785.2 (10) 404.9 ± 217.8 (10) 226.3 ± 161.4 (10) 229.8 ± 155.4 (10) 4 494.6 ± 267.3 (10) 338.9 ± 190.8 (10) 158.3 ± 97.0 (10) 194.4 ± 142.2 (10) A4 1 909.4 ± 342.7 (9) 615.1 ± 408.9 (10) 292.8 ± 142.1 (9) 263.6 ± 98.9 (9) 2 630.6 ± 158.2 (9) 474.7 ± 279.8 (10) 234.0 ± 102.7 (9) 247.3 ± 57.2 (9) 3 855.6 ± 255.3 (9) 792.8 ± 484.5 (10) 264.3 ± 93.1 (9) 261.1 ± 66.5 (9) 4 845.8 ± 260.9 (10) 550.4 ± 337.1 (10) 264.7 ± 102.9 (9) 476.1 ± 250.2 (10) A5 1 720.6 ± 381.2 (9) 360.1 ± 217.1 (10) 560.6 ± 482.0 (10) 235.7 ± 154.1 (9) 2 789.6 ± 472.0 (10) 561.3 ± 324.5 (10) 461.6 ± 132.3 (10) 437.9 ± 260.1 (10) 3 597.1 ± 327.6 (10) 982.4 ± 753.7 (10) 416.1 ± 231.4 (9) 417.4 ± 225.0 (9) 4 421.2 ± 249.7 (10) 503.1 ± 320.5 (10) 313.8 ± 39.5 (9) 285.6 ± 112.8 (10) A6 1 486.9 ± 272.6 (10) 352.3 ± 205.0 (10) 367.6 ± 250.1 (10) 530.6 ± 319.7 (10) 2 483.8 ± 343.5 (9) 278.9 ± 166.8 (10) 333.8 ± 251.8 (10) 350.7 ± 206.9 (9) 3 449.3 ± 266.3 (10) 346.0 ± 206.1 (10) 306.6 ± 158.9 (10) 442.6 ± 233.7 (10) 4 432.0 ± 278.3 (10) 305.7 ± 201.1 (10) 269.4 ± 181.5 (10) 678.8 ± 735.2 (10) A7 1 1639.0 ± 1366.0 (10) 486.1 ± 149.5 (10) 220.3 ± 163.9 (10) 223.0 ± 85.8 (9) 2 623.2 ± 328.1 (9) 427.5 ± 53.2 (10) 222.7 ± 145.5 (10) 378.1 ± 271.3 (10) 3 756.7 ± 398.3 (10) 319.4 ± 102.6 (9) 194.8 ± 121.4 (10) 391.8 ± 411.7 (10) 4 641.3 ± 304.0 (10) 413.2 ± 129.0 (10) 182.3 ± 119.6 (10) 350.1 ± 268.0 (10) A8 1 1202.7 ± 561.9 (10) 542.8 ± 261.5 (10) 306.2 ± 221.5 (10) 592.3 ± 266.4 (10) 2 1443.6 ± 893.1 (10) 679.7 ± 312.8 (10) 267.2 ± 176.6 (10) 390.4 ± 135.0 (10) 3 778.1 ± 333.6 (10) 548.9 ± 229.9 (10) 247.6 ± 135.7 (10) 314.5 ± 98.6 (10) 4 1107.1 ± 679.2 (10) 659.6 ± 272.2 (10) 219.7 ± 129.6 (10) 415.0 ± 151.9 (10)
176
ANEXOS – Capítulo II
177
Anexo 1. Espécies listadas em estudos fitossociológicos em 34 localidades, no estado do Rio de Janeiro. (1) Floresta da Tijuca, PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ, este estudo; (2) Silva Jardim, RJ. Ação antrópica há 30 anos, Borém & Ramos (2001); (3) Silva Jardim, RJ, trecho conservado, Borém & Oliveira-Filho (2002); (4) REBIO Poço das Antas/Silva Jardim, RJ, Carvalho et al. (2006); (5) Rio Bonito, RJ, Carvalho et al. (2007); (6) REBIO Poço das Antas/Silva Jardim, RJ, Guedes-Bruni et al. 2006a; (7) REBIO Poço das Antas/Silva Jardim, RJ, Guedes-Bruni et al. (2006b); (8) EEE Paraíso, Teresópolis, Guapimirim/Cachoeira de Macacu, RJ, Kurtz & Araujo (2000); (9) 50 metros de altitude, Imbé, P.E. Desengano/Campos dos Goytacazes, RJ, Moreno et al. (2003); (10) 250 metros, Imbé, P.E. Desengano/Campos dos Goytacazes, RJ, Moreno et al. (2003); (11) área de 5 anos, PE Ilha Grande/Angra dos Reis, RJ, Oliveira (2002); (12) área de 25 anos. PEIG/A.Reis, RJ, Oliveira (2002); (13) área de 50 anos. PEIG/A.Reis, RJ, Oliveira (2002); (14) área clímax. PEIG/A.Reis, RJ, Oliveira (2002); (15) PARNASO/Teresópolis, RJ, Pardo et al. (2007); (16) Parque Municipal da Serra da Capoeira Grande/Rio de Janeiro, RJ, Peixoto et al. (2004)*; (17) Parque Estadual da Serra da Tiririca, Niterói, RJ, Barros (2008); (18) REBIO Poço das Antas/Silva Jardim, RJ, Pessoa & Oliveira (2006); (19) ARIE Floresta da Cicuta/Volta Redonda, RJ, Souza et al. (2007); (20) ARIE Floresta da Cicuta/Volta Redonda, RJ, Faria (2005); (21) M. Boa Vista, PARNA Tijuca, Rio de Janeiro, RJ, Oliveira et al. (1995); (22) Fazenda Santa Mônica, Valença, RJ, Spolidoro (2001); (23) REBIO Tinguá, Nova Iguaçú, RJ, Rodrigues (1996); (24) Mata do Carvão/São Francisco do Itabapoana, RJ, Silva & Nascimento (2001); (25) Maciço da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ, Matos (2007); (26) REBIO União/Rio das Ostras, RJ, Gabriel (2009)**; (27) REBIO Tinguá, Nova Iguaçu, RJ, Jesus (2009); (28) REBIO União/Rio das Ostras, RJ, Pietro (2008); (29) PARNA Itatiaia, Visconde de Mauá, RJ, Pereira et al. (2006); (30) Serra do Inhoaíba, Rio de Janeiro, RJ, 25 anos de abandono, Santana et al. (2004); (31) Serra do Mendanha, Rio de Janeiro, RJ, 35 anos de abandono, Santana et al. (2004); (32) Serra do Barata, Rio de Janeiro, RJ, 20 anos de abandono, Santana et al. (2004); (33) REBIO Poço das Antas/Silva Jardim, RJ, 20 anos, Neves & Peixoto (2008); (34) REBIO Poço das Antas/Silva Jardim, RJ, 40 anos, Neves & Peixoto (2008). (*) Complementam as informações relativas a esta fonte dados extraídos de Peixoto et al. (2005), em estudo no mesmo local. (**) Complementam as informações relativas a esta fonte dados extraídos de Rodrigues (2004), em estudo no mesmo local. Para a análise de similaridade foram excluídas aquelas espécies listadas em apenas uma das localidades.
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Abarema cochliacarpos 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Abarema longsdorffii 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Abuta convexa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Acacia polyphylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Acacia pteridifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Acnistus arborescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Acosmium lentiscifolium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Actinostemon communis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Actinostemon concolor 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Actinostemon klotzschii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Actinostemon verticillatus 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Adenocalyma subsessilifolium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0
Continua
178
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Adenocalymma bracteatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Adenocalymma trifoliatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Adenocalymna commosum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aegiphila integrifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aegiphila mediterranea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aegiphila obducta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Aegiphila sellowiana 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 1 1 0 0 0 1 0
Agarista eucalyptoides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Agarista glaberrima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Agonandra fluminensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aiouea saligna 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Albizia edwallii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Albizia polycephala 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 1 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0
Alchornea glandulosa 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0
Alchornea iricurana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Alchornea sidifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Alchornea triplinervia 1 1 1 1 0 1 1 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1
Algernonia brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Alibertia concolor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Alibertia elliptica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Alibertia longiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Alibertia myrciifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Allophylus edulis 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Allophylus heterophyllus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Allophylus melanophloeus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Allophylus petiolulatus 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Almeidea rubra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aloysia virgata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Alseis floribunda 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Alseis involuta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Alseis pickelli 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Alsophila sternbergii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Amaioua guianensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Continua
179
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Amaioua intermedia 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 1 1 1 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ampelocera glabra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Amphirrhox longifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Anadenanthera colubrina 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0
Anaxagorea dolichocarpa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Andira anthelmia 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Andira fraxinifolia 1 1 0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Andira ormosioides 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Andradea floribunda 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Anemopaegma chamberlaynii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aniba firmula 1 1 1 0 0 1 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Aniba intermedia 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aniba viridis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Annona acutifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Annona cacans 1 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Annona dolabripetala 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0
Annona glabra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aparisthmium cordatum 0 0 1 0 1 1 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Apuleia leiocarpa 1 1 1 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 1 1 0 1 1
Apuleia molaris 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Araucaria angustifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ardisia depauperata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Ardisia gracilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ardisia martiana 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Arrabidaea conjugata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Arrabidaea rego 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Arrabidaea selloi 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Artocarpus heterophylus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Artocarpus integrifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Aspidosperma discolor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aspidosperma illustre 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aspidosperma multiflorum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aspidosperma olivaceum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
180
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Aspidosperma parviflorum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0
Aspidosperma ramiflorum 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aspidosperma spruceanum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Aspidosperma subincanum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Astrocaryum aculeatissimum 1 1 1 0 1 0 1 1 1 1 0 0 1 0 0 0 1 1 1 1 1 0 1 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1 1
Astronium fraxinifolium 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Astronium gracile 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Astronium graveolens 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0
Attalea dubia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Attalea humilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Aureliana fasciculata 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Baccharis dracunculifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bactris caryotifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bactris setosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Balizia pedicelaris 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Banara serrata 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Banisteriopsis sellowiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Barnebya dispar 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bathysa australis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Bathysa cuspidata 0 1 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Bathysa gymnocarpa 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Bathysa mendoncaei 0 0 0 0 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1
Bathysa meridionalis 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bathysa nicholsonii 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bathysa stipulata 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Bauhinia forficata 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Bauhinia fusconervis 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bauhinia microstachya 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Beilschmiedia angustifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Beilschmiedia emarginata 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Beilschmiedia fluminensis 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Beilschmiedia rigida 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Beilschmiedia stricta 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
181
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Beilschmiedia taubertiana 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bernardia axillaris 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bernardinia fluminensis 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Blepharocalyx salicifolius 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Bombacopsis glabra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Bougaivillea spectabilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Brosimum discolor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Brosimum glaziovii 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0
Brosimum guianense 0 1 1 0 1 0 1 0 1 1 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 1 0 0 1 0 1 1
Brosimum lactescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Bunchosia maritima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Byrsonima laxiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Byrsonima sericea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cabralea canjerana 1 1 1 0 1 0 1 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1 1 1 0 1 1 1 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1
Caesalpinia echinata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Caesalpinia ferrea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Calophyllum brasiliense 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Calycorectes australis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Calycorectes pohlianus 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Calycorectes riedelianus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Calycorectes sellowianus 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Calyptranthes brasiliensis 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Calyptranthes clusiifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Calyptranthes concinna 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0
Calyptranthes grandifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Calyptranthes lanceolata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Calyptranthes lucida 1 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Calyptranthes strigipes 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Campomanesia eugenioides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Campomanesia guaviroba 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0
Campomanesia guazumifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Campomanesia laurifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Campomanesia phaea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
182
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Capparis flexuosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Capsicum schottianum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Carapa guianensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cariniana estrellensis 1 0 1 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Cariniana ianeirensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cariniana legalis 0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0
Carpotroche brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Caryodendron janeirense 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Casearia arborea 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1
Casearia commersoniana 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Casearia decandra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0
Casearia grandiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Casearia lasiophylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Casearia obliqua 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Casearia oblongifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Casearia pauciflora 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1
Casearia rufescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Casearia sylvestris 1 1 1 0 1 0 1 0 0 0 1 1 1 0 1 1 1 1 0 1 1 1 1 1 0 0 1 1 1 0 1 0 1 1
Cassia ferruginea 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cathedra rubricaulis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cecropia catarinensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Cecropia glaziovi 0 1 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 1 1 1 1 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0
Cecropia hololeuca 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0
Cecropia lyratiloba 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cecropia pachystachya 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0
Cedrela angustifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cedrela fissilis 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cedrela odorata 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ceiba erianthos 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ceiba speciosa 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Celtis iguanea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Centrolobium robustum 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Centrolobium sclerophyllum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
183
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Cestrum amictum 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cestrum schlechtendalii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cestrum sessiliflorum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Chamaecrista ensiformis 0 0 0 0 1 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Cheiloclinium cognatum 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chionanthus arborea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chionanthus filiformis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Chionanthus mandioccanus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chionanthus trichotomus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chomelia brasiliana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chondrodendron platiphyllum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chorisia crispiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chorisia speciosa 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0
Chrysochlamys saldanhae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Chrysophyllum gonocarpum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chrysophyllum imperiale 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Chrysophyllum lucentifolium 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chrysophyllum marginatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Chrysophyllum splendens 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1
Chrysophyllum viride 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Chrysophylum flexuosum 1 0 0 0 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Cinnamodendron axillare 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cinnamodendron dinisii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cinnamomum glaziovii 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cinnamomum riedelianum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Cinnamomum triplinerve 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Citharexylum myrianthum 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Citronella megaphylla 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Citronella paniculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Citrus sinensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Clarisia ilicifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Clarisia racemosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Clavija macrophylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Continua
184
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Clavija spinosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Clethra scabra 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1
Clidemia capilliflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Clusia lanceolata 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Clusia parviflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Clytostoma binatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coccoloba alnifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coccoloba confusa 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coffea arabica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Conchocarpus cauliflorus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Conchocarpus fontanesianus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Conchocarpus ovatus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Condylocarpon isthmicum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Connarus detersus 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Connarus nodosus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Copaifera langsdorffii 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Copaifera lucens 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Copaifera trapezifolia 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Cordia ecalyculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cordia magnoliaefolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cordia sellowiana 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1
Cordia taguahyensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0
Cordia trichoclada 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Cordia trichotoma 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cordiera sessilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Couepia schotii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Couepia venosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Couratari macrosperma 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Couratari pyramidata 0 1 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coussapoa curranii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coussapoa floccosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coussapoa microcarpa 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Coussarea accedens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
185
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Coussarea congestiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coussarea contracta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coussarea meridionalis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coussarea nodosa 1 1 1 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Coussarea porophylla 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Coutarea hexandra 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Critoniopsis stellata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Croton celtidifolius 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Croton floribundus 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1
Croton hecatomandrum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cryptocarya aschersoniana 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cryptocarya micrantha 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Cryptocarya minima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cryptocarya moschata 1 0 1 0 0 0 1 1 1 0 0 1 0 1 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Cryptocarya saligna 1 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0
Cupania concolor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Cupania emarginata 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cupania furfuraceae 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1
Cupania oblongifolia 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 1 1 0 1 0 1 1 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 1 1 0 1
Cupania racemosa 1 0 1 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 1 1
Cupania revoluta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cupania schizoneura 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1
Cupania vernalis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Cupania zanthoxyloides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cusparia macrophylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cusparia ovata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cyathea corcovadensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cyathea delgadii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Cyathea glaziovii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cyathea phalerata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Cybianthus cuneifolius 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Cybistax antisyphilitica 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Cymbopetalum brasiliense 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Continua
186
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Dahlstedtia pinnata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Dalbergia foliolosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Dalbergia frutescens 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Dalbergia nigra 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Daphnopsis fasciculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Daphnopsis gemmiflora 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Daphnopsis martii 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Davilla rugosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Dendropanax arboreus 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Dendropanax cuneatus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Dendropanax monogynus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Dendropanax trilobum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Dicksonia sellowiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Dictyoloma incanescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Dictyoloma vandellianum 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Didymopanax angustissimus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Didymopanax longipetiolatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Didymopanax morototonii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Dimorphandra exaltata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Diploon cuspidatum 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Diplotropis incexis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Discocarpus pedicellatus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Dracaena fragrans 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Drimys brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Drypetes sessiliflora 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Duguetia lanceolata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Duguetia microphylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Duguetia pohliana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Duguetia riedeliana 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Duguetia salicifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Duguetia sessilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Eclinusa ramiflora 1 0 1 0 1 1 1 1 1 1 0 0 0 1 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Endlicheria glomerata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
187
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Endlicheria paniculata 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Enterolobium contortisiliquum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Enterolobium schomburgkii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eremanthus erythropappus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0
Eremanthus incanus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Eriotheca candolleana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eriotheca macrophylla 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eriotheca pentaphylla 1 0 0 1 1 1 1 0 1 1 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Erythroxylum cincinnatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Erythroxylum citrifolium 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Erythroxylum coelophlebium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Erythroxylum cuspidifolium 0 1 1 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1
Erythroxylum gaudichaudii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Erythroxylum magnoliifolium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Erythroxylum pulcrum 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 1 0 1 0 0 1 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Eschweilera compressa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia aggregata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia bahiensis 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia botequimensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia brasiliensis 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Eugenia bunchosiifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia cachoeirensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Eugenia cerasiflora 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia chlorophylla 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia compactiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia complanata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia copacabanensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia cuprea 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia dichroma 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Eugenia excelsa 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Eugenia expansa 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Eugenia flamingensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia florida 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Continua
188
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Eugenia friburgensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Eugenia fusca 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia glazioviana 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia glomerata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia gracilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia grandiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia involucrata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Eugenia jurujubensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia kleinii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia macahensis 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1
Eugenia macrosperma 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Eugenia magnifica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia mandioccensis 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia marambaiensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia maroviana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia microcarpa 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia monosperma 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia moraviana 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia mosenii 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia neoglomerata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia oblongata 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia obovata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia olivacea 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia phaea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia pluriflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Eugenia prasiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0
Eugenia pubescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia pulcherrima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia punicifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1
Eugenia racemulosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia rostrata 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Eugenia rotundifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia santensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
189
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Eugenia schuchiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia silvestris 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia sonderiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Eugenia speciosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia splendens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia stictosepala 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia stigmatosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Eugenia subavenia 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia sulcata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia supraaxilaris 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia tenuifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia tinguyensis 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1
Eugenia umbelliflora 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia umbrosa 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Eugenia velutiflora 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia villae-novae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Eugenia xanthoxyloides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Euplassa incana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Euplassa itatiae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Euplassa organensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Euterpe edulis 1 1 1 1 0 1 1 1 1 1 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1
Exostyles venusta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Faramea coerulea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Faramea latifolia 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Faramea multiflora 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Faramea pachyantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Faramea stipulacea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Faramea truncata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus adhatodifolia 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus ciclophylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus citrifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus clusiifolia 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus gomelleira 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 1 0 0 0
Continua
190
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Ficus insipida 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Ficus luschnathiana 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus maxima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Ficus obtusiuscula 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus organensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus pertusa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ficus pulchella 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Fleurya aestuans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Funifera utilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Galipea jasminiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Galipea laxiflora 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Gallesia integrifolia 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Garcinia brasiliensis 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Garcinia gardneriana 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 1 0 1 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Geissospermum leave 0 0 1 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Geissospermum vellosii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Genipa americana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Geonoma fiscellaria 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Geonoma schottiana 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Glycycdendron espiritosantense 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Gochnatia polymorpha 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0
Gomidesia anacardiifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Gomidesia fenzliana 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Gomidesia nitida 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Gomidesia schaueriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Gomidesia sellowiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Gordonia fruticosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Grazielanthus arkeocarpus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Griselinia ruscifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Guapira areolata 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guapira hirsuta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guapira hoehnei 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guapira nitida 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Continua
191
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Guapira noxia 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guapira opposita 1 1 0 0 1 1 1 1 1 1 0 1 1 0 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 0 0 1 1
Guarea guidonia 1 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 1 0 1 0 0 1 1 1 0 1 1 0 1 0
Guarea kunthiana 1 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Guarea macrophylla 1 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 1 1 1 1 1 0 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Guateria psilopus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria australis 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Guatteria burchellii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria campestris 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria candolleana 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Guatteria ferruginea 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria latifolia 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria mexiae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria nigrescens 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria pogonopus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Guatteria reflexa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria vilosissima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guatteria xylopioides 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Guazuma ulmifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Guettarda viburnoides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hedyosmum brasiliense 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Heisteria ovata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Heisteria perianthomega 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Heisteria silvianii 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Helicostylis tomentosa 0 0 0 0 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 1
Hennecartia omphalandra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Henriettea saldanhaei 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Henriettea succosa 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Heteropterys leschenaultiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hieronyma alchorneoides 1 1 1 0 0 1 1 1 1 1 0 1 1 1 1 0 0 1 0 0 1 1 1 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Himatanthus lancifolius 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Hippocratea volubilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hirtella angustifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Continua
192
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Hirtella gracilipes 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hirtella hebeclada 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1
Hirtella hispidula 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hirtella triandra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hortia arborea 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Huberia nettoana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Hydrogaster trinervis 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hyeronima oblonga 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Hymenaea courbaril 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Hymenolobium janeirense 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Hyperbaena oblongifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ilex amara 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ilex congonhinha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ilex dumosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ilex integerrima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ilex paraguariensis 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ilex theizans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Inga affinis 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga capitata 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 1 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Inga cilindrica 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga dulcis 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga edulis 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Inga lanceifolia 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Inga laurina 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga lenticellata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga lentiscifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga leptantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga marginata 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Inga mendoncaei 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Inga organensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga sessilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Inga striata 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Inga subnuda 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
193
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Inga tenuis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Inga thibaudiana 0 0 1 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Inga vulpina 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ipomoea philomega 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ixora gardneriana 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ixora membranacea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ixora schottiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Jacaranda bracteata 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Jacaranda macrantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Jacaranda micrantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Jacaranda obovata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Jacaranda puberula 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1
Jacaratia heptaphylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Jacaratia spinosa 0 0 1 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Joannesia princeps 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Kielmeyera membranacea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Kielmeyera rizziniana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Lacistema pubescens 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1
Lacistema serrulatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Lafoensia densiflora 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Lafoensia glyptocarpa 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Lafoensia vandelliana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Lamanonia grandistipularis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Lamanonia speciosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Lamanonia ternata 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0
Leandra barbinervis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Leandra sublanata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Lecythis lanceolata 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Lecythis lurida 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Lecythis pisonis 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Leretia cordata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Leucochloron incuriale 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Licania arianeae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
194
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Licania kunthiana 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Licania octandra 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Licania riedelii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Licania spicata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Licania tomentosa 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Licaria armeniaca 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0
Licaria bahiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Licaria tomentosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Lonchocarpus cultratus 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Lonchocarpus filipes 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Lonchocarpus guillemineanus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Luehea candicans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Luehea conventzii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Luehea divaricata 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Luehea grandiflora 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0
Luehea paniculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Luetzelburgia trialata 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mabea brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mabea fistulifera 0 0 0 0 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1
Mabea piriri 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Machaerium aculeatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0
Machaerium brasiliense 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Machaerium floridum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Machaerium hirtum 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Machaerium incorruptible 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Machaerium nyctitans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0
Machaerium oblongifolium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Machaerium pedicellatum 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Machaerium triste 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Machaerium uncinarum 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Macrotorus utriculatus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Magnolia ovata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Malouetia arborea 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
195
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Mangifera indica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Manilkara longifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mansoa lanceolata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maprounea guianensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Margaritaria nobilis 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea dimorpha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Marlierea excoriata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Marlierea involucrata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea obscura 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea parviflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea racemosa 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Marlierea silvatica 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea strigipes 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea subacuminata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea sylvatica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Marlierea tomentosa 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Marlieria glazioviana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Marlieria parviflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Martiodendron mediterraneum 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Matayba grandis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Matayba guianensis 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1
Matayba juglandifolia 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus aquifolium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus ardisiifolia 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Maytenus brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Maytenus cestrifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Maytenus communis 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus commuta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus glazioviana 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus gonoclada 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Maytenus ilicifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus lancifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus ligustrina 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
196
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Maytenus longifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Maytenus macrodonta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus obtusifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Maytenus robusta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Melanoxylon brauna 0 1 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Meliosma itatiaiae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Meliosma sellowii 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Meriania cf robusta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Meriania claussenii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Meriania glabra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Meriania paniculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Metrodorea nigra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Metternichia princeps 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0
Mezilaurus navalium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Miconia brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Miconia budlejoides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Miconia calvescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0
Miconia candolleana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia castaneifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia chartacea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Miconia cinnamomifolia 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 1 1 1 0 0 0 1 1 1 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 1 0 1 1
Miconia conferta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia corallina 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia cubatanensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Miconia discolor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia doriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia eichleri 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Miconia elegans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia fasciculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia formosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia holoserica 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Miconia hypoleuca 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Miconia ibaguensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
197
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Miconia inconspicua 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia jucunda 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia latecrenata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Miconia lepidota 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Miconia minutiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia mirabilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia paulensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia prasina 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 1 1
Miconia pusilliflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Miconia rigidiuscula 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia sellowiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia staminea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Miconia theaezans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia trianae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Miconia tristis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Micropholis compta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Micropholis crassipedicellata 0 0 1 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0
Micropholis cuneata 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Micropholis gardneriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0
Micropholis guyanensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Mimosa bimucronata 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Mimosa scabrela 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Moldenhawera floribunda 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Moldenhawera polysperma 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Mollinedia acutissima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia argyrogyna 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia cf uleana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Mollinedia chrysoleana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia corcovadensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia cyathantha 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia elegans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia engleriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia eugeniifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
198
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Mollinedia fruticulosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia glabra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia heteranthera 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia lamprophylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia longifolia 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Mollinedia oligantha 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia pachysandra 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia puberula 0 0 1 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia salicifolia 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia schottiana 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia stenophylla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia triflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Mollinedia utriculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Mollinedia widgrenii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Mouriri arborea 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrceugenia bracteosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Myrceugenia kleinii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrceugenia miersiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Myrceugenia myrcioides 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrceugenia ovata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Myrceugenia pilotantha var. pilotantha 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia acuminatissima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia anceps 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Myrcia corymbosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia crocea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Myrcia dilucida 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia eriopus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Myrcia fallax 0 1 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Myrcia guianensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia hexasticha 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia hirtiflora 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia hispida 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia insularis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
199
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Myrcia laruotteana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Myrcia laxiflora 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia lineata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia multiflora 1 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia plusiantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia pubipetala 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Myrcia racemosa 1 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Myrcia ramulosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia richardiana 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia rostrata 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia spectabilis 1 1 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1
Myrcia splendens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0
Myrcia tenuivenosa 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia tijucensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrcia tingens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrciaria disticha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Myrciaria floribunda 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Myrciaria pseudodichasiantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrciaria tenella 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrocarpus frondosus 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1
Myrsine acuminata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrsine coriacea 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Myrsine ferruginea 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Myrsine gardneriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Myrsine hermogenesii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrsine lancifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrsine parvula 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrsine schwackeana 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Myrsine squarrosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Myrsine umbellata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Myrsine venosa 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Naucleopsis mello-barretoi 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Naucleopsis oblongifolia 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0
Continua
200
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Nectandra grandiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Nectandra leucantha 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Nectandra leucotirsus 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Nectandra megapotamica 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Nectandra membranacea 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 1 1
Nectandra oppositifolia 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Nectandra puberula 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 1
Nectandra reticulata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Nectandra rigida 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1
Neomitranthes amblimitra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Neomitranthes glomerata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Neoraputia alba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Neoraputia magnifica 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea aciphylla 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0
Ocotea aniboides 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea argentea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea bicolor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea brachybotra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ocotea catharinensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea corymbosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ocotea daphnifolia 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea diospyrifolia 1 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea dispersa 1 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea divaricata 0 1 1 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea domatiata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea elegans 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea fasciculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea glauca 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea glaziovii 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea indecora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ocotea insignis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea lancifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea laxa 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 1 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0
Continua
201
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Ocotea lindbergii 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea lucida 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea martiana 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Ocotea nectandrifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea notata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ocotea odorifera 1 0 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea pluridomatiata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea pretiosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea puberula 1 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ocotea pulchella 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea schotii 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 1 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea silvestris 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea spectabilis 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea teleiandra 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea tenuiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Ocotea vaccinioides 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea velutina 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea verruculosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ocotea villosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Opuntia brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Oreopanax capitatus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Oreopanax fulvum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ormosia arborea 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ormosia fastigiata 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1
Ormosia friburgensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Ouratea cuspidata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Ouratea olivaeformis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Ouratea parviflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Ouratea stipulata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Oxandra asbecki 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Oxandra martiana 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Oxandra nitida 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Oxandra riedeliana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
202
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Pachystroma longifolium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Paramyrciaria guaquiea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Parapiptadenia pterosperma 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Paratecoma peroba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Parinari brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Parinari excelsa 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 1 1 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Paullinia fusiformis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Paullinia micrantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Paullinia racemosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pausandra megalophylla 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pausandra morisiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Peltogyne angustiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Peltogyne discolor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Peltogyne mattosiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Peltophorum dubium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0
Pera glabrata 1 0 1 0 1 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1
Pera heteranthera 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pera leandri 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Pera obovata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pereskia aculeata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Persea americana 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Persea pyrifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0
Persea willdenovii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Peschiera affinis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Peschiera australis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Peschiera fuchsiaefolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Peschiera laeta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pfaffia aurata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Phylira brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Phyllanthus umbratus 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Phyllocarpus riedelii 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Phyllostemonodaphne geminiflora 1 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Picramnia bahiensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Continua
203
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Picramnia camboita 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Picramnia ciliata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Picramnia gardneri 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Picramnia parvifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Picramnia ramiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pilocarpus spicatus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piper aduncum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Piper amalago 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piper amplum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piper arboreum 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Piper cernuum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piper gaudichaudianm 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Piper hispidum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Piper lepturum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piper mollicomum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Piper rivinoides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piper truncatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piptadenia gonoacantha 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 1 0 0 0 1 1 0 1 1 1 0 0 0
Piptadenia paniculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0
Piptadenia schumanniana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Piptocarpha macropoda 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Piptocarpha organensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Piptocarpha regnellii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Pithecellobium pedicellare 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Plathymenia foliolosa 0 1 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Plathymenia reticulada 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Platycyamus regnelli 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Platymiscium floribundum 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Platypodium elegans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pleurothyrium bahiense 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Plinia cauliflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Plinia edulis 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Plinia ilhensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
204
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Plinia rivularis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Plinia trunciflora 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Podocarpus lambertii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Podocarpus sellowii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Poecilanthe falcata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Pogomophora schomburgkiana 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Polyandrococos caudescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1
Polygala pulcherrima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Posoqueria acutifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Posoqueria latifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pourouma guianensis 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Pouteria bangii 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Pouteria bapeba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Pouteria caimito 0 1 1 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Pouteria durlandii 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pouteria filipes 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Pouteria gardneri 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Pouteria gardneriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Pouteria glomerata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Pouteria guianensis 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Pouteria reticulata 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pouteria torta 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Pouteria venosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pradosia kuhlmannii 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Pradosia lactescens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pricamnia glazioviana 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Prockia crusis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Protium blanchetii 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Protium brasiliense 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Protium heptaphyllum 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Protium spruceanum 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Protium warmingiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Protium widgrenii 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Continua
205
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Prunus brasiliensis 1 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Prunus myrtifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Prunus sellowii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pseudobombax endocaphyllum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pseudobombax grandiflorum 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Pseudolmedia hirtula 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Pseudolmedia laevis 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pseudopiptadenia contorta 1 1 1 1 1 1 1 0 1 1 0 0 0 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1 1
Pseudopiptadenia inaequalis 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Pseudopiptadenia leptostachya 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pseudopiptadenia warmingii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Psidium cattleianum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Psidium guajava 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0
Psidium guineensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Psidium rufum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Psychotria appendiculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria carthaginensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria cymuligera 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria glaziovii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria leiocarpa 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria mapourioides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria nitidula 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria nuda 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria pubigera 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria racemosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria sessilis 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria stenocalyx 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria subspathacea 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria suterella 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Psychotria tenuinervis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Psychotria umbelluligera 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Psychotria vellosiana 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1
Continua
206
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Pterocarpus rohrii 0 0 1 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 1 1 1 1 1 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1
Pterogyne nitens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pterygota brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Qualea cryptantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Qualea gestasiana 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Qualea glaziovii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Quararibea turbinata 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Quiina glaziovii 1 0 1 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Randia armata 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0
Rapanea hermogenesii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Raputia alba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rauvolfia grandiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0
Rhodostemonodaphne macrocalyx 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0
Rinorea guianensis 1 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Rinorea laevigata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rinorea physiphora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rollinia laurifolia 0 1 1 0 1 0 1 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Rollinia mucosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rollinia sylvatica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Rollinia xilopiifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Roupala brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Roupala consimilis 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Roupala longepetiolata 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Roupala montana 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Roupala rhombifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Roupala sculpta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea acuminata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea coriacea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea coronata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea erythrocarpa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Rudgea interrupta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea jasminoides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Rudgea langsdorfii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
207
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Rudgea lundiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea microcephalla 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea paniculata 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rudgea recurva 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0
Rudgea vellerea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Ruprechtia lundii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Rustia formosa 0 1 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Rustia gracilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Sagotia racemosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Salacia amygdalina 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Salacia elliptica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Salacia grandifolia 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sapium glandulatum 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Sapium glandulosum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Sapium petiolare 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sarcaulus brasiliensis 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Savia dictyocarpa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Schefflera angustissima 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Schefflera anomala 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Schefflera longipetiolata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Schinus terebinthifolium 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 1 0
Schizolobium denudatum 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0
Schizolobium parahyba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Schoepfia brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sclerolobium beaurepairei 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sclerolobium glaziovii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sclerolobium pilgerianum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sclerolobium rugosum 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sclerolobium striatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sebastiania brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Sebastiania commersoniana 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sebastiania gaudichaudii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sebastiania multiramea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Continua
208
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Sebastiania nervosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sebastiania serrata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Seguieria floribunda 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Seguieria langsdorffii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Senefeldera multiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Senefeldera verticillata 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1
Senna macranthera 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Senna multijuga 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Serjania clematidifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Simaba cedron 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Simaba floribunda 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Simaba subcymosa 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Simarouba amara 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0
Simira glaziovii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Simira oliveri 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Simira pikia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Simira sampaioana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Simira viridiflora 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Siparuna apiosyce 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Siparuna arianae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Siparuna brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Siparuna erythrocarpa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Siparuna guianensis 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 1
Siparuna reginae 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Siphoneugena widgreniana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Sloanea eichleri 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Sloanea garckeana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sloanea guianensis 0 1 1 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1
Sloanea monosperma 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 0 1 1 0 1 1 0 0 0 0 0
Sloanea obtusifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Solanum argenteum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Solanum carautae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Solanum cinnamomeum 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Continua
209
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Solanum flexuosum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Solanum granulosoleprosum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Solanum itatiaiae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Solanum leucodendron 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Solanum pseudoquina 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Solanum swartzianum 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 0
Sorocea bonplandii 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Sorocea guilleminiana 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 1 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Sorocea hilarii 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Sparattosperma leucanthum 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 1 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 1 1
Spondias lutea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Stephanopodium organense 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Stephanopodium sessile 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Sterculia chicha 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Stizophyllum perforatum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Strychnos acuta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Strychnos atlantica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Stryphnodendron polyphyllum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Stylogyne lhotzkyana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Swartizia simplex 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Swartzia apetala 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1
Swartzia flaemingii 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Swartzia langsdorfii 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Swartzia myrtifolia 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Swartzia oblata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Sweetia fruticosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Syagrus romanzoffiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Symphonia globulifera 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Symplocos celastrinea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Symplocos uniflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Symplocos variabilis 0 0 1 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Syzygium cumini 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Syzygium jambos 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Continua
210
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Tabebuia cassinoides 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabebuia chrysotricha 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Tabebuia heptaphylla 0 1 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
Tabebuia impetiginosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabebuia obtusifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabebuia roseoalba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabebuia serratifolia 0 1 1 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabebuia stenocalyx 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabebuia umbellata 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabernaemontana australis 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabernaemontana catharinensis 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Tabernaemontana hystrix 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tabernaemontana laeta 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Tachigali denudata 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tachigali paratyensis 0 1 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Tachigali pilgeriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Tachigali urbaniana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Talauma ovata 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Talisia cerasina 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Talisia coriacea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tapirira guianensis 0 1 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 1 1
Tapirira obtusa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Terminalia acuminata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Terminalia januarensis 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Tetragastris breviacuminata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tetraplandra leandrii 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Tetraplandra riedelii 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tetrastylidium grandifolium 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Tetrorchidium rubrivenium 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Tibouchina adenostemon 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Tibouchina arborea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Tibouchina corymbosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tibouchina estrellensis 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0
Continua
211
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Tibouchina granulosa 0 1 1 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tibouchina moricandiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Tibouchina mutabilis 1 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Tibouchina scrobiculata 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tibouchina sellowiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Tibouchina semidecandra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Tibouchina stenocarpa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Tocoyena sellowiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Toulicia laevigata 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tovomita brasiliensis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tovomita glazioviana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Tovomita leucantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tovomita paniculata 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tovomitopsis paniculata 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tovomitopsis saldanhae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trema micrantha 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 1 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0
Trembleya parviflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Trichilia casaretti 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia catigua 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia elegans 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia hirta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia lepidota 1 1 1 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Trichilia luciae 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia martiana 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1
Trichilia micrantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia pallida 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia pseudostipularis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trichilia silvatica 1 0 0 0 1 0 0 1 1 1 0 0 0 1 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0
Trichilia tetrapetala 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trigonia nivea 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trigonia villosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trigoniodendron spiritusanctense 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Trigynaea oblongifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Continua
212
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Triplaris pachau 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Triplaris gardneriana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Tripterodendron filicifolium 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0
Tynanthus micranthus 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Unonopsis guatterioides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Unonopsis stipitata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Urbanodendrum bahiense 1 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0
Urbanodendrum verrucosum 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0
Urera baccifera 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Urvillea glabra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vantanea compacta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vataireopsis araroba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Verbesina claussenii 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Vernonanthura diffusa 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Vernonanthura discolor 0 1 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0
Vernonia crotonoides 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0
Vernonia discolor 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vernonia oppositifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vernonia pedunculata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vernonia petiolaris 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vernonia polyanthes 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vernonia stellata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Virola bicuhyba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0
Virola gardneri 0 0 0 0 1 0 1 1 0 1 0 0 0 1 0 0 1 1 1 1 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Virola oleifera 0 1 1 0 0 0 1 1 1 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vismia guianensis 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0
Vismia martiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0
Vitex cymosa 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Vitex poligama 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0
Vochysia angelica 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0
Vochysia bifalcata 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Vochysia dichotoma 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vochysia glazioviana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Continua
213
Continuação do Anexo 1
Espécie / localidade 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34
Vochysia laurifolia 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Vochysia oppugnata 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vochysia rectiflora 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Vochysia saldanhana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Vochysia schwackeana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Weinmannia hirta 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Weinmannia humilis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Weinmannia paulliniifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0
Xylopia achcrantha 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Xylopia brasiliensis 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Xylopia laevigata 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Xylopia langsdorffiana 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Xylopia sericea 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 1 1
Xylosma glaberrimum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Zanthoxylum rhoifolium 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 1 0 0 1 0 0 1 0 0 0 1 0 1 1
Zanthoxylum riedelianum 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Zollernia glabra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 1 1 0 1 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0
Zollernia glaziovii 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Zollernia ilicifolia 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0
Zollernia mocitayba 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Zollernia splendens 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
214
Anexo 2. Lista de espécies do estrato arbóreo-arbustivo (DAP ≤ 2,5 cm), coletadas por amostragem em parcelas no Setor “A” (Floresta da Tijuca), Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010. Senso JBRJ (2010): Bioma Mata Atlântica (Ma), Amazônia (A), Cerrado (Ce), Caatinga (Ca), Pantanal (Pt), Pampas (Pp), não classificada (Nc) e ocorrência: endêmica da Mata Atlântica (EMA), não endêmica da Mata Atlântica (NE), endêmica da região sudeste (ES), não endêmica da região sudeste (NES), endêmica do estado do Rio de Janeiro (ERJ), não endêmica do estado do Rio de Janeiro (NERJ); raridade para espécies arbóreas da Mata Atlântica do sudeste, senso Caiafa & Martins (2010): raras (R), comuns (C), R1 a R7, formas de raridade; raridade no dossel da Mata Atlântica (Rd), senso Guedes-Bruni et al. (2009); síndrome de dispersão (SD), senso van der Pijl (1982): zoocórica (Zoo), anemocórica (Ane), autocórica (Aut); grupo sucessional (GS), senso Budowski (1965): pioneira (Pi), secundária inicial (Si), secundária tardia/climática (St); número de indivíduos amostrados (Ni).
Família Espécie Bioma EMA NE ES NES ERJ NERJ Nc R Rd SD GS Ni
Fabaceae Abarema cochliacarpos (Gomes) Barneby & J.W.Grimes Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 2
Fabaceae Abarema langsdorffii (Benth.) Barneby & J.W.Grimes Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 1
Fabaceae Abarema sp. 1 Zoo Si 1
Lamiaceae Aegiphila sellowiana Cham. Nc 1 C Nc Zoo Pi 1
Lauraceae Aiouea saligna Meisn. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 2
Euphorbiaceae Alchornea triplinervia (Spreng.) Müll.Arg. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Rd Zoo Si 2
Sapindaceae Allophylus sp. Zoo St 6
Rubiaceae Alseis floribunda Schott A, Ca, Ma 1 1 1 C Nc Ane Si 5
Rubiaceae Amaioua intermedia Mart. ex Schult. & Schult.f. Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 22
Anacardiaceae Anacardiaceae sp. 1 Nc Nc 1
Fabaceae Andira fraxinifolia Benth. Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Lauraceae Aniba firmula (Nees & Mart.) Mez A, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 6
Annonaceae Annona cacans Warm. Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Annonaceae Annona dolabripetala Raddi Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Nc 1
Apocynaceae Apocynaceae sp. 1 Nc Nc 1
Fabaceae Apuleia leiocarpa (Vogel) J.F.Macbr. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 Nc Rd Ane Si 4
Arecaceae Arecaceae sp. 1 Zoo Nc 1
Arecaceae Arecaceae sp. 2 Zoo Nc 1
Arecaceae Astrocaryum aculeatissimum (Schott) Burret Ma 1 1 1 R4 Rd Zoo Si 1
Anacardiaceae Astronium fraxinifolium Schott A, Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Ane Si 1
Rubiaceae Bathysa gymnocarpa K.Schum. Ma 1 1 1 Nc Nc Aut Si 14
Rubiaceae Bathysa stipulata (Vell.) C.Presl Ma 1 1 1 Nc Nc Aut Si 5
Meliaceae Cabralea canjerana (Vell.) Mart. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 1
Myrtaceae Calyptranthes lucida Mart. ex DC. A, Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 3
Myrtaceae Calyptranthes strigipes O.Berg Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Continua
215
Cont. Anexo 2
Família Espécie Bioma EMA NE ES NES ERJ NERJ Nc R Rd SD GS NI
Lecythidaceae Cariniana estrellensis (Raddi) Kuntze A, Ce, Ma 1 1 1 C Rd Ane St 2
Euphorbiaceae Caryodendron janeirense Müll.Arg. Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 1
Salicaceae Casearia arborea (Rich.) Urb. A, Ce, Ma 1 1 1 R1 Rd Zoo Si 3
Salicaceae Casearia sylvestris Sw. A, Ca, Ce, Ma, Pp, Pt 1 1 1 C Nc Zoo Pi 1
Celastraceae Celastraceae sp. 1 Nc Nc 1
Celastraceae Celastraceae sp. 2 Nc Nc 1
Celastraceae Celastraceae sp. 3 Nc Nc 1
Celastraceae Celastraceae sp. 4 Nc Nc 1
Chrysobalanaceae Chrysobalanaceae sp. 1 Nc Nc 1
Chrysobalanaceae Chrysobalanaceae sp. 2 Nc Nc 1
Sapotaceae Chrysophyllum flexuosum Mart. Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 1
Lauraceae Cinnamomum glaziovii (Mez) Kosterm. Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 2
Clusiaceae Clusia lanceolata Cambess. Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Pi 1
Fabaceae Copaifera lucens Dwyer Ma 1 1 1 R5 Nc Zoo Si 1
Fabaceae Copaifera trapezifolia Hayne Ma 1 1 1 C Rd Zoo Si 2
Boraginaceae Cordia trichoclada DC. Ma 1 1 1 Nc Rd Zoo Si 1
Rubiaceae Coussarea nodosa (Benth.) Müll.Arg. Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 1
Rubiaceae Coutarea hexandra (Jacq.) K.Schum. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Ane Si 5
Euphorbiaceae Croton sp. 1 Aut Pi 2
Lauraceae Cryptocarya moschata Nees & Mart. Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Lauraceae Cryptocarya saligna Mez Ma 1 1 1 R4 Nc Zoo St 1
Sapindaceae Cupania furfuracea Radlk. Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 10
Sapindaceae Cupania oblongifolia Mart. A, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 3
Sapindaceae Cupania racemosa (Vell.) Radlk. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 Nc Rd Zoo Si 3
Cyatheaceae Cyatheaceae sp. 1 Ane St 6
Fabaceae Dalbergia nigra (Vell.) Allemão ex Benth. Ma 1 1 1 Nc Nc Ane Si 1
Asparagaceae Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl. Exótica 1 Ex Ex Zoo Pi 2
Sapotaceae Ecclinusa ramiflora Mart. A, Ma 1 1 1 Nc Rd Zoo St 22
Lauraceae Endlicheria paniculata (Spreng.) J.F.Macbr. A, Ca, Ce, Ma, Pt 1 1 1 C Rd Zoo St 1
Malvaceae Eriotheca pentaphylla (Vell. & K.Schum.) A.Robyns Ma 1 1 1 C Nc Ane St 7
Erythroxylaceae Erythroxylum pulchrum A.St.-Hil. Ca, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 6
Myrtaceae Eugenia bahiensis DC. Ma 1 1 1 R6 Nc Zoo St 2
Myrtaceae Eugenia brasiliensis Lam. A, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 8
Continua
216
Cont. Anexo 2
Família Espécie Bioma EMA NE ES NES ERJ NERJ Nc R Rd SD GS NI
Myrtaceae Eugenia cf. cerasiflora Miq Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 2
Myrtaceae Eugenia excelsa O.Berg A, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 7
Myrtaceae Eugenia florida DC. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 1
Myrtaceae Eugenia oblongata O.Berg Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Myrtaceae Eugenia rostrata O.Berg Ma 1 1 1 R6 Nc Zoo Si 2
Myrtaceae Eugenia pisiformis Cambess. Ma 1 1 Nc Nc Zoo St 3
Myrtaceae Eugenia umbelliflora O.Berg Ca, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Euphorbiaceae Euphorbiaceae sp. 1 Nc Nc 1
Euphorbiaceae Euphorbiaceae sp. 2 Nc Nc 4
Euphorbiaceae Euphorbiaceae sp. 3 Nc Nc 2
Arecaceae Euterpe edulis Mart. Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 141
Moraceae Ficus cf. luschnathiana (Miq.) Miq. Ce, Ma 1 1 1 R1 Nc Zoo Si 2
Moraceae Ficus sp. 1 Zoo Nc 1
Moraceae Ficus sp. 2 Zoo Nc 1
Clusiaceae Garcinia gardneriana (Planch. & Triana) Zappi A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Arecaceae Geonoma schottiana Mart. Ma 1 1 1 R1 Nc Zoo St 61
Nyctaginaceae Guapira opposita (Vell.) Reitz A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 37
Meliaceae Guarea guidonia (L.) Sleumer A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 2
Meliaceae Guarea kunthiana A.Juss. A, Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 1
Meliaceae Guarea macrophylla subsp. tuberculata (Vell.) T.D.Penn. A, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 21
Meliaceae Guarea sp. 1 Zoo Nc 1
Annonaceae Guatteria australis A.St.-Hil. Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 4
Phyllanthaceae Hieronyma alchorneoides Allemão A, Ca, Ce, Ma, Pp 1 1 1 C Nc Zoo Si 8
Indeterminada sp. 1 Indeterminada sp. 1 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 2 Indeterminada sp. 2 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 3 Indeterminada sp. 3 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 4 Indeterminada sp. 4 Nc Nc 5
Indeterminada sp. 5 Indeterminada sp. 5 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 6 Indeterminada sp. 6 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 7 Indeterminada sp. 7 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 8 Indeterminada sp. 8 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 9 Indeterminada sp. 9 Nc Nc 2
Indeterminada sp. 10 Indeterminada sp. 10 Nc Nc 2
Continua
217
Cont. Anexo 2
Família Espécie Bioma EMA NE ES NES ERJ NERJ Nc R Rd SD GS NI
Indeterminada sp. 11 Indeterminada sp. 11 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 12 Indeterminada sp. 12 Nc Nc 5
Indeterminada sp. 13 Indeterminada sp. 13 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 14 Indeterminada sp. 14 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 15 Indeterminada sp. 15 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 16 Indeterminada sp. 16 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 17 Indeterminada sp. 17 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 18 Indeterminada sp. 18 Nc Nc 1
Indeterminada sp. 19 Indeterminada sp. 19 Nc Nc 1
Fabaceae Inga capitata Desv. A, Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 1
Fabaceae Inga lanceifolia Benth. Ma 1 1 1 R7 Nc Zoo St 1
Fabaceae Inga marginata Willd. A, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 1
Rubiaceae Ixora gardneriana Benth. Ce, Ma 1 1 1 R6 Nc Zoo St 3
Cunoniaceae Lamanonia ternata Vell. Ce, Ma 1 1 1 C Rd Ane Si 9
Lauraceae Lauraceae sp. 1 Nc Nc 1
Lauraceae Licaria armeniaca (Nees) Kosterm. A, Ce, Ma 1 1 1 R1 Nc Zoo St 1
Malvaceae Luehea sp. 1 Ane Nc 1
Fabaceae Luetzelburgia trialata (Ducke) Ducke Ma 1 1 1 Nc Nc Ane Si 1
Fabaceae Machaerium hirtum (Vell.) Stellfeld A, Ca, Ce, Ma, Pt 1 1 1 Nc Nc Ane Si 1
Malpighiaceae Malpighiaceae sp. 1 Nc Nc 31
Sapotaceae Manilkara sp. 1 Zoo St 1
Celastraceae Maytenus communis Reissek Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 16
Celastraceae Maytenus cf. ardisiaefolia Reissek Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 3
Melastomataceae Melastomataceae sp. 1 Nc Nc 1
Meliaceae Meliaceae sp. 1 Nc Nc 1
Meliaceae Meliaceae sp. 2 Nc Nc 1
Meliaceae Meliaceae sp. 3 Nc Nc 1
Monimiaceae Mollinedia longifolia Perkins Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 3
Monimiaceae Mollinedia pachysandra Perkins Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 2
Monimiaceae Mollinedia schottiana (Spreng.) Perkins Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 2
Monimiaceae Mollinedia sp. 1 Zoo Nc 2
Monimiaceae Mollinedia sp. 2 Zoo Nc 1
Monimiaceae Monimiaceae sp. 1 Nc Nc 1
Continua
218
Cont. Anexo 2
Família Espécie Bioma EMA NE ES NES ERJ NERJ Nc R Rd SD GS NI
Monimiaceae Monimiaceae sp. 2 Nc Nc 1
Moraceae Moraceae sp. 1 Nc Nc 1
Moraceae Moraceae sp. 2 Nc Nc 1
Moraceae Moraceae sp. 3 Nc Nc 2
Myrtaceae Myrceugenia myrcioides (Cambess.) O.Berg Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 93
Myrtaceae Myrcia laxiflora Cambess. Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 4
Myrtaceae Myrcia multiflora (Lam.) DC. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Rd Zoo Si 43
Myrtaceae Myrcia racemosa (O.Berg) Kiaersk. Ce, Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 5
Myrtaceae Myrcia richardiana (O.Berg) Kiaersk. Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 2
Myrtaceae Myrcia sp. 1 Zoo St 10
Myrtaceae Myrcia spectabilis DC. Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 31
Primulaceae Myrsinaceae sp. 1 Nc Nc 1
Primulaceae Myrsinaceae sp. 2 Nc Nc 1
Primulaceae Myrsinaceae sp. 3 Nc Nc 2
Primulaceae Myrsine coriacea (Sw.) R.Br. ex Roem. & Schult. Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 1
Primulaceae Myrsine sp. 1 Zoo Si 1
Lauraceae Nectandra membranacea (Sw.) Griseb. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Lauraceae Ocotea aniboides (Meisn.) Mez Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 2
Lauraceae Ocotea diospyrifolia (Meisn.) Mez Ma 1 1 1 R4 Rd Zoo St 3
Lauraceae Ocotea dispersa (Nees & Mart.) Mez Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 1
Lauraceae Ocotea glaziovii Mez Ca, Ce, Ma 1 1 C Nc Zoo St 10
Lauraceae Ocotea odorifera (Vell.) Rohwer A, Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 7
Lauraceae Ocotea puberula (Rich.) Nees A, Ca, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 1
Lauraceae Ocotea sp. 1 Nc Nc Zoo St 6
Lauraceae Ocotea teleiandra (Meisn.) Mez Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 6
Lauraceae Ocotea vaccinioides (Meisn.) Mez Ma 1 1 1 R4 Nc Zoo St 1
Annonaceae Oxandra sp. Zoo Nc 1
Euphorbiaceae Pausandra sp. 1 Nc St 5
Euphorbiaceae Pausandra sp. 2 Nc St 1
Euphorbiaceae Pera glabrata (Schott) Poepp. ex Baill. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 C Rd Zoo Si 6
Lauraceae Phyllostemonodaphne geminiflora (Mez) Kosterm. Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Nc 1
Piperaceae Piper arboreum Aubl. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 R1 Nc Zoo Si 1
Myrtaceae Plinia edulis (Vell.) Sobral Ma 1 1 1 R7 Nc Zoo St 1
Continua
219
Cont. Anexo 2
Família Espécie Bioma EMA NE ES NES ERJ NERJ Nc R Rd SD GS NI
Myrtaceae Plinia trunciflora (O.Berg) Kausel Sinônimo. Nc 1 R5 Nc Zoo St 5
Sapotaceae Pouteria sp. 1 Zoo St 1
Sapotaceae Pouteria sp. 2 Zoo St 2
Rosaceae Prunus cf. myrtifolia (L.) Urb. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 Nc Rd Zoo Si 1
Moraceae Pseudolmedia sp. 1 Zoo Nc 1
Fabaceae Pseudopiptadenia contorta (DC.) G.P.Lewis & M.P.Lima Ca, Ce, Ma 1 1 1 Nc Rd Ane Si 2
Fabaceae Pseudopiptadenia leptostachya (Benth.) Rauschert Ma 1 1 1 R4 Nc Ane Si 7
Rubiaceae Psychotria leiocarpa Cham. & Schltdl. A, Ca, Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 1
Rubiaceae Psychotria nuda (Cham. & Schltdl.) Wawra Ma 1 1 1 C Nc Zoo Si 6
Rubiaceae Psychotria nemorosa Gardner Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 7
Vochysiaceae Qualea gestasiana A.St.-Hil. Ma 1 1 1 Nc Nc Ane St 3
Ochnaceae Quiina glazovii Engl. Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 1
Lauraceae Rhodostemonodaphne macrocalyx (Meisn.) Rohwer ex Madriñán Ma 1 1 1 R7 Nc Zoo St 1
Violaceae Rinorea guianensis Aubl. A, Ma 1 1 1 Nc Nc Nc St 7
Proteaceae Roupala consimilis Mez ex Taub. Ma 1 1 1 Nc Nc Ane St 11
Proteaceae Roupala longepetiolata Pohl Ma 1 1 1 R5 Nc Ane St 14
Rubiaceae Rubiaceae sp. 1 Nc Nc 1
Rubiaceae Rudgea sp. 1 Zoo Nc 1
Sapindaceae Sapindaceae sp. 1 Nc Nc 5
Sapotaceae Sapotaceae sp. 1 Nc Nc 1
Sapotaceae Sapotaceae sp. 2 Nc Nc 2
Sapotaceae Sapotaceae sp. 3 Nc Nc 1
Euphorbiaceae Senefeldera verticillata (Vell.) Croizat Ma 1 1 1 Nc Nc Aut Si 1
Elaeocarpaceae Sloanea sp. 1 Zoo St 1
Moraceae Sorocea bonplandii (Baill.) W.C.Burger et al. Ce, Ma, Pt 1 1 1 C Rd Zoo St 1
Fabaceae Swartzia simplex var. grandiflora (Raddi) R.S.Cowan Ma 1 1 1 R1 Rd Zoo Si 4
Fabaceae Swartzia langsdorffii Raddi Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo Si 1
Bignoniaceae Tabebuia sp. 1 Ane Nc 2
Bignoniaceae Tabebuia sp. 2 Ane Nc 1
Fabaceae Tachigali denudata (Vogel) Oliveira-Filho Ma 1 1 1 Nc Nc Ane St 1
Melastomataceae Tibouchina mutabilis (Vell.) Cogn. Ma 1 1 1 R5 Nc Ane Pi 1
Melastomataceae Tibouchina sp. 1 Ane Pi 6
Meliaceae Trichilia cf. silvatica C.DC. Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 3
Continua
220
Cont. Anexo 2
Família Espécie Bioma EMA NE ES NES ERJ NERJ Nc R Rd SD GS NI
Meliaceae Trichilia lepidota Mart. Ma 1 1 1 C Rd Zoo St 7
Meliaceae Trichilia martiana C.DC. A, Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 1
Meliaceae Trichilia sp. Zoo St 1
Annonaceae Trigynaea sp. Nc Nc 1
Lauraceae Urbanodendron bahiense (Meisn.) Rohwer Ma 1 1 1 Nc Nc Zoo St 2
Vochysiaceae Vochysia laurifolia Warm. Ce, Ma 1 1 1 Nc Nc Ane St 3
Salicaceae Xilosma sp. 1 Zoo Nc 2
Annonaceae Xylopia brasiliensis Spreng. Ma 1 1 1 C Nc Zoo St 2
Annonaceae Xylopia laevigata (Mart.) R.E.Fr. Ca, Ce, Ma 1 1 1 R6 Nc Zoo St 1
Rutaceae Zanthoxylum rhoifolium Lam. A, Ca, Ce, Ma, Pp, Pt 1 1 1 C Nc Zoo Pi 1
221
ANEXOS – Capítulo III
222
Anexo 1. Parâmetros fitossociológios do estrato arbóreo-arbustivo (DAP ≤ 2,5 cm), tabulados por espécie, no Setor “A” (Floresta da Tijuca), Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010. (NI) Número de indivíduos, (NP) Número de parcelas em que a espécie foi registrada, Densidade relativa (DeR), Dominância relativa (DoR), Frequência relativa (FR), Valor de importância (VI), Valor de cobertura (VC), Frequência absoluta (FA), Densidade absoluta por ha (DA), Altura total mínima (Hmi), Altura total máxima (Hma), Altura total média (Hme), Diâmetro mínimo (DiMi), Diâmetro máximo (DiMa), Diâmetro médio (DiMe), Área basal total (ABT), Volume (Vol.).
Espécies NI NP DeR DoR FR VI VC FA DA Hmi Hma Hme DiMi DiMa DiMe A BT Vol. 1 Euterpe edulis Mart. 141 21 14.31 4.93 4.45 23.70 19.25 75.0 503.6 2.0 18.0 7.3 2.5 15.9 7.0 0.678 7.053 2 Myrceugenia myrcioides (Cambess.) O.Berg 93 16 9.44 2.27 3.39 15.11 11.72 57.1 332.1 2.2 16.0 7.3 2.5 21.8 5.7 0.313 2.927 3 Malpighiaceae sp. 1 31 10 3.15 8.80 2.12 14.07 11.95 35.7 110.7 5.0 22.0 12.0 3.2 65.8 15.1 1.210 24.057 4 Guapira opposita (Vell.) Reitz 37 16 3.76 6.68 3.39 13.83 10.44 57.1 132.1 3.8 28.0 10.2 2.5 61.0 13.0 0.919 14.160 5 Myrcia multiflora (Lam.) DC. 43 17 4.37 2.75 3.60 10.71 7.11 60.7 153.6 1.8 18.0 8.1 2.5 44.3 7.2 0.378 5.565 6 Geonoma schottiana Mart. 61 7 6.19 0.39 1.48 8.07 6.59 25.0 217.9 2.0 5.0 3.4 2.5 4.8 3.3 0.054 0.188 7 Roupala longepetiolata Pohl 14 6 1.42 4.65 1.27 7.35 6.07 21.4 50.0 3.3 25.0 13.3 2.5 55.1 19.5 0.640 11.787 8 Hieronyma alchorneoides Allemão 8 6 0.81 5.09 1.27 7.17 5.90 21.4 28.6 8.5 30.0 16.7 10.2 50.3 31.4 0.700 13.242 9 Guarea macrophylla subsp. tuberculata (Vell.) T.D.Penn. 21 9 2.13 2.58 1.91 6.62 4.71 32.1 75.0 3.0 10.0 6.3 2.7 55.7 9.4 0.354 3.181 10 Myrcia spectabilis DC. 31 7 3.15 1.24 1.48 5.87 4.38 25.0 110.7 2.0 14.0 7.6 2.5 22.8 7.0 0.170 1.742 11 Vochysia laurifolia Warm. 3 3 0.30 4.41 0.64 5.35 4.71 10.7 10.7 16.0 30.0 24.0 23.4 61.4 47.7 0.606 16.508 12 Amaioua intermedia Mart. ex Schult. & Schult.f. 22 7 2.23 1.56 1.48 5.28 3.79 25.0 78.6 3.3 16.0 8.5 2.7 45.5 6.8 0.215 3.113 13 Myrcia sp. 1 10 10 1.02 1.07 2.12 4.20 2.09 35.7 35.7 4.0 18.0 9.4 3.0 30.9 10.2 0.147 2.235 14 Lamanonia ternata Vell. 10 6 1.02 1.74 1.27 4.03 2.76 21.4 35.7 4.5 32.0 12.5 3.3 29.3 15.0 0.239 4.569 15 Pseudopiptadenia contorta (DC.) G.P.Lewis & M.P.Lima 2 2 0.20 3.34 0.42 3.97 3.55 7.1 7.1 7.0 28.0 17.5 4.1 76.4 40.3 0.460 12.842 16 Ecclinusa ramiflora Mart. 22 2 2.23 1.02 0.42 3.68 3.25 7.1 78.6 4.0 21.0 9.5 2.9 33.1 6.4 0.140 2.430 17 Pseudopiptadenia leptostachya (Benth.) Rauschert 7 6 0.71 1.50 1.27 3.48 2.21 21.4 25.0 4.8 28.0 10.6 2.9 48.4 12.4 0.207 5.347 18 Pera glabrata (Schott) Poepp. ex Baill. 6 6 0.61 1.40 1.27 3.28 2.01 21.4 21.4 11.0 25.0 17.2 3.7 27.4 18.4 0.192 3.791 19 Maytenus communis Reissek 16 6 1.62 0.29 1.27 3.18 1.91 21.4 57.1 4.0 13.0 7.9 2.6 12.1 5.0 0.039 0.393 20 Allophylus sp. 6 6 0.61 1.01 1.27 2.89 1.62 21.4 21.4 4.5 19.0 11.6 2.9 29.4 14.0 0.139 2.353 21 Ocotea sp. 1 6 4 0.61 1.37 0.85 2.83 1.98 14.3 21.4 9.5 22.0 17.3 4.8 27.1 18.7 0.189 3.482 22 Cupania furfuracea Radlk. 10 7 1.02 0.29 1.48 2.79 1.30 25.0 35.7 5.5 17.0 10.4 2.5 17.0 5.8 0.040 0.567 23 Abarema langsdorffii (Benth.) Barneby & J.W.Grimes 1 1 0.10 2.41 0.21 2.72 2.51 3.6 3.6 15.0 15.0 15.0 64.9 64.9 64.9 0.331 4.968 24 Rinorea guianensis Aubl. 7 5 0.71 0.85 1.06 2.62 1.56 17.9 25.0 8.5 17.0 12.0 4.9 21.1 13.2 0.117 1.581 25 Ocotea glaziovii Mez 10 5 1.02 0.52 1.06 2.59 1.54 17.9 35.7 6.5 15.5 11.4 2.5 20.9 8.0 0.072 0.976 26 Qualea gestasiana A.St.-Hil. 3 3 0.30 1.63 0.64 2.57 1.94 10.7 10.7 13.0 27.0 19.0 9.2 51.3 24.2 0.224 5.850 27 Bathysa gymnocarpa K.Schum. 14 4 1.42 0.21 0.85 2.48 1.63 14.3 50.0 2.0 10.5 5.5 2.5 10.4 4.7 0.029 0.200 28 Eugenia brasiliensis Lam. 8 5 0.81 0.53 1.06 2.40 1.34 17.9 28.6 2.6 13.0 7.3 2.9 26.9 7.6 0.073 0.869 29 Eriotheca pentaphylla (Vell. & K.Schum.) A.Robyns 7 2 0.71 1.07 0.42 2.20 1.78 7.1 25.0 2.5 18.0 7.2 2.5 42.5 8.9 0.147 2.584 30 Roupala consimilis Mez ex Taub. 11 4 1.12 0.16 0.85 2.12 1.28 14.3 39.3 5.8 12.0 8.5 2.5 7.8 4.7 0.022 0.211 31 Cinnamomum glaziovii (Mez) Kosterm. 2 2 0.20 1.49 0.42 2.11 1.69 7.1 7.1 18.0 22.0 20.0 35.7 36.4 36.0 0.204 4.092 32 Indeterminada sp. 7 5 5 0.51 0.48 1.06 2.05 0.99 17.9 17.9 5.7 20.0 12.2 2.5 21.8 10.6 0.067 1.218 33 Psychotria nemorosa Gardner 7 5 0.71 0.17 1.06 1.94 0.88 17.9 25.0 2.5 12.0 5.6 2.5 11.1 5.9 0.023 0.191 Continua
223
Continuação do Anexo 1 Espécies NI NP DeR DoR FR VI VC FA DA Hmi Hma Hme DiMi DiMa DiMe A BT Vol.
34 Anacardiaceae sp. 1 1 1 0.10 1.52 0.21 1.83 1.62 3.6 3.6 30.0 30.0 30.0 51.6 51.6 51.6 0.209 6.266 35 Cyatheaceae sp. 1 6 4 0.61 0.37 0.85 1.82 0.98 14.3 21.4 3.0 10.0 6.3 7.0 14.5 9.9 0.051 0.376 36 Eugenia excelsa O.Berg 7 3 0.71 0.39 0.64 1.73 1.10 10.7 25.0 5.0 15.0 9.1 3.2 16.9 8.1 0.053 0.682 37 Tibouchina sp. 1 6 5 0.61 0.04 1.06 1.71 0.65 17.9 21.4 2.2 8.0 4.7 2.5 4.3 3.3 0.006 0.029 38 Psychotria nuda (Cham. & Schltdl.) Wawra 6 5 0.61 0.03 1.06 1.70 0.64 17.9 21.4 2.0 3.5 2.6 2.5 3.5 2.9 0.004 0.011 39 Indeterminada sp. 13 5 4 0.51 0.34 0.85 1.69 0.84 14.3 17.9 5.8 13.0 9.5 4.5 20.7 9.1 0.046 0.558 40 Urbanodendron bahiense (Meisn.) Rohwer 2 1 0.20 1.24 0.21 1.65 1.44 3.6 7.1 13.0 17.0 15.0 6.4 46.1 26.2 0.170 2.877 41 Trichilia lepidota Mart. 7 4 0.71 0.08 0.85 1.64 0.79 14.3 25.0 4.0 10.5 7.1 2.5 7.9 4.2 0.011 0.097 42 Eugenia pisiformis Cambess. 3 3 0.30 0.69 0.64 1.63 0.99 10.7 10.7 9.0 25.0 15.3 3.5 33.6 15.0 0.095 2.282 43 Clusia lanceolata Cambess. 1 1 0.10 1.30 0.21 1.62 1.40 3.6 3.6 22.0 22.0 22.0 47.8 47.8 47.8 0.179 3.940 44 Cupania oblongifolia Mart. 3 3 0.30 0.67 0.64 1.61 0.97 10.7 10.7 9.0 17.5 12.2 6.4 32.5 15.8 0.092 1.536 45 Apuleia leiocarpa (Vogel) J.F.Macbr. 4 4 0.41 0.34 0.85 1.59 0.74 14.3 14.3 6.5 20.0 13.9 5.4 15.3 11.4 0.046 0.748 46 Indeterminada sp. 10 1 1 0.10 1.24 0.21 1.56 1.34 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 46.6 46.6 46.6 0.171 3.074 47 Chrysobalanaceae sp. 2 1 1 0.10 1.22 0.21 1.53 1.32 3.6 3.6 25.0 25.0 25.0 46.1 46.1 46.1 0.167 4.182 48 Xylopia brasiliensis Spreng. 2 2 0.20 0.90 0.42 1.52 1.10 7.1 7.1 13.5 28.0 20.8 17.7 35.5 26.6 0.123 3.101 49 Aniba firmula (Nees & Mart.) Mez 6 4 0.61 0.06 0.85 1.51 0.66 14.3 21.4 6.0 9.0 7.4 2.5 4.9 3.9 0.008 0.060 50 Celastraceae sp. 3 2 2 0.20 0.89 0.42 1.51 1.09 7.1 7.1 3.0 20.0 11.5 3.3 39.3 21.3 0.122 2.423 51 Coutarea hexandra (Jacq.) K.Schum. 5 3 0.51 0.34 0.64 1.48 0.85 10.7 17.9 3.5 16.0 8.8 2.9 16.7 9.8 0.047 0.553 52 Alseis floribunda Schott 5 4 0.51 0.09 0.85 1.44 0.59 14.3 17.9 2.8 7.5 4.9 2.7 8.4 5.2 0.012 0.072 53 Pausandra sp. 1 5 4 0.51 0.06 0.85 1.41 0.57 14.3 17.9 5.0 10.0 7.1 2.5 7.0 4.3 0.008 0.059 54 Erythroxylum pulchrum A.St.-Hil. 5 4 0.51 0.03 0.85 1.39 0.54 14.3 17.9 2.3 7.0 4.8 2.5 4.5 3.4 0.005 0.025 55 Ocotea odorifera (Vell.) Rohwer 7 2 0.71 0.24 0.42 1.37 0.95 7.1 25.0 3.2 18.0 8.7 2.5 16.5 6.2 0.033 0.473 56 Myrcia racemosa (O.Berg) Kiaersk. 5 3 0.51 0.21 0.64 1.36 0.72 10.7 17.9 7.5 11.0 9.2 3.8 14.3 7.7 0.030 0.274 57 Sapotaceae sp. 2 2 2 0.20 0.72 0.42 1.34 0.92 7.1 7.1 11.0 23.0 17.0 11.6 33.4 22.5 0.098 2.134 58 Cariniana estrellensis (Raddi) Kuntze 4 3 0.41 0.29 0.64 1.33 0.70 10.7 14.3 2.2 22.0 11.1 2.7 19.4 9.0 0.040 0.788 59 Indeterminada sp. 16 1 1 0.10 0.99 0.21 1.30 1.09 3.6 3.6 25.0 25.0 25.0 41.5 41.5 41.5 0.136 3.388 60 Plinia trunciflora (O.Berg) Kausel 5 2 0.51 0.35 0.42 1.29 0.86 7.1 17.9 4.2 11.5 8.5 4.8 15.0 10.6 0.049 0.475 61 Indeterminada sp. 18 1 1 0.10 0.95 0.21 1.26 1.05 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 40.7 40.7 40.7 0.130 2.346 62 Swartzia simplex var. grandiflora (Raddi) R.S.Cowan 4 3 0.41 0.20 0.64 1.25 0.61 10.7 14.3 5.0 11.0 8.8 3.2 13.7 8.6 0.028 0.280 63 Bathysa stipulata (Vell.) C.Presl 5 3 0.51 0.07 0.64 1.21 0.57 10.7 17.9 3.2 11.0 5.7 3.2 7.3 4.6 0.009 0.068 64 Casearia arborea (Rich.) Urb. 3 3 0.30 0.26 0.64 1.20 0.57 10.7 10.7 12.0 17.0 13.7 7.1 15.4 11.9 0.036 0.529 65 Guatteria australis A.St.-Hil. 4 3 0.41 0.12 0.64 1.16 0.52 10.7 14.3 9.0 12.0 10.3 5.2 9.1 7.0 0.016 0.172 66 Ocotea teleiandra (Meisn.) Mez 6 2 0.61 0.12 0.42 1.16 0.73 7.1 21.4 5.0 13.8 8.4 2.5 9.9 5.4 0.017 0.152 67 Cryptocarya moschata Nees & Mart. 1 1 0.10 0.83 0.21 1.15 0.94 3.6 3.6 16.0 16.0 16.0 38.2 38.2 38.2 0.115 1.834 68 Indeterminada sp. 19 1 1 0.10 0.80 0.21 1.11 0.90 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 37.4 37.4 37.4 0.110 1.978 69 Ocotea diospyrifolia (Meisn.) Mez 3 3 0.30 0.16 0.64 1.10 0.46 10.7 10.7 2.2 13.0 8.1 3.8 13.7 8.7 0.022 0.213 70 Monimiaceae sp. 1 1 1 0.10 0.77 0.21 1.08 0.87 3.6 3.6 12.0 12.0 12.0 36.6 36.6 36.6 0.105 1.263 71 Abarema cochliacarpos (Gomes) Barneby & J.W.Grimes 2 2 0.20 0.43 0.42 1.06 0.63 7.1 7.1 4.2 19.0 11.6 3.5 27.2 15.4 0.059 1.110 Continua
224
Continuação do Anexo 1 Espécies NI NP DeR DoR FR VI VC FA DA Hmi Hma Hme DiMi DiMa DiMe A BT Vol.
72 Manilkara sp. 1 1 1 0.10 0.75 0.21 1.06 0.85 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 36.1 36.1 36.1 0.103 1.845 73 Cupania racemosa (Vell.) Radlk. 3 3 0.30 0.11 0.64 1.05 0.42 10.7 10.7 7.0 17.0 11.0 2.9 13.2 6.7 0.016 0.248 74 Ficus sp. 2 1 1 0.10 0.68 0.21 0.99 0.78 3.6 3.6 17.0 17.0 17.0 34.5 34.5 34.5 0.094 1.593 75 Maytenus cf. ardisiaefolia Reissek 3 3 0.30 0.02 0.64 0.96 0.32 10.7 10.7 5.5 6.5 6.2 2.7 3.8 3.1 0.002 0.015 76 Euphorbiaceae sp. 3 2 2 0.20 0.28 0.42 0.91 0.49 7.1 7.1 16.0 20.0 18.0 13.2 18.0 15.6 0.039 0.728 77 Alchornea triplinervia (Spreng.) Müll.Arg. 2 2 0.20 0.24 0.42 0.86 0.44 7.1 7.1 7.0 14.0 10.5 10.4 17.5 13.9 0.033 0.396 78 Myrcia laxiflora Cambess. 4 2 0.41 0.03 0.42 0.86 0.43 7.1 14.3 5.8 10.0 7.0 2.7 4.8 3.5 0.004 0.031 79 Trichilia cf. silvatica C.DC. 3 2 0.30 0.13 0.42 0.86 0.44 7.1 10.7 7.0 13.0 10.5 2.5 13.2 7.6 0.018 0.226 80 Ixora gardneriana Benth. 3 2 0.30 0.13 0.42 0.85 0.43 7.1 10.7 3.3 9.0 5.8 3.5 13.9 7.2 0.017 0.146 81 Eugenia cf. cerasiflora Miq 2 2 0.20 0.20 0.42 0.83 0.40 7.1 7.1 7.5 18.0 12.8 5.4 17.8 11.6 0.027 0.467 82 Indeterminada sp. 11 1 1 0.10 0.51 0.21 0.82 0.61 3.6 3.6 27.0 27.0 27.0 29.9 29.9 29.9 0.070 1.898 83 Calyptranthes lucida Mart. ex DC. 3 2 0.30 0.08 0.42 0.81 0.39 7.1 10.7 8.0 12.0 10.3 4.1 9.9 6.5 0.011 0.128 84 Celastraceae sp. 2 1 1 0.10 0.50 0.21 0.81 0.60 3.6 3.6 22.0 22.0 22.0 29.6 29.6 29.6 0.069 1.514 85 Tabebuia sp. 1 2 2 0.20 0.18 0.42 0.81 0.38 7.1 7.1 10.0 11.0 10.5 10.8 14.0 12.4 0.025 0.262 86 Indeterminada sp. 17 1 1 0.10 0.48 0.21 0.79 0.58 3.6 3.6 17.0 17.0 17.0 29.0 29.0 29.0 0.066 1.121 87 Meliaceae sp. 2 1 1 0.10 0.48 0.21 0.79 0.58 3.6 3.6 22.0 22.0 22.0 29.0 29.0 29.0 0.066 1.450 88 Eugenia bahiensis DC. 2 2 0.20 0.15 0.42 0.78 0.36 7.1 7.1 10.5 12.0 11.3 6.5 15.0 10.7 0.021 0.246 89 Quiina glazovii Engl. 1 1 0.10 0.47 0.21 0.78 0.57 3.6 3.6 19.0 19.0 19.0 28.7 28.7 28.7 0.065 1.225 90 Aiouea saligna Meisn. 2 2 0.20 0.14 0.42 0.77 0.34 7.1 7.1 12.5 17.0 14.8 6.2 14.3 10.3 0.019 0.312 91 Sapindaceae sp. 1 5 1 0.51 0.05 0.21 0.77 0.56 3.6 17.9 5.5 9.0 7.6 2.7 5.7 4.1 0.007 0.057 92 Mollinedia longifolia Perkins 3 2 0.30 0.02 0.42 0.75 0.32 7.1 10.7 3.0 4.0 3.5 2.9 3.7 3.2 0.002 0.008 93 Copaifera trapezifolia Hayne 2 2 0.20 0.09 0.42 0.72 0.29 7.1 7.1 8.5 12.0 10.3 6.4 10.8 8.6 0.012 0.137 94 Luehea sp. 1 1 1 0.10 0.39 0.21 0.71 0.50 3.6 3.6 21.0 21.0 21.0 26.3 26.3 26.3 0.054 1.137 95 Myrsine sp. 1 1 1 0.10 0.37 0.21 0.68 0.47 3.6 3.6 14.0 14.0 14.0 25.5 25.5 25.5 0.051 0.713 96 Eugenia rostrata O.Berg 2 2 0.20 0.04 0.42 0.67 0.24 7.1 7.2 13 13 13 12.1 12.1 12.1 0.006 0.048 97 Guarea guidonia (L.) Sleumer 2 2 0.20 0.04 0.42 0.66 0.24 7.1 7.1 5.8 13.0 9.4 3.8 6.8 5.3 0.005 0.054 98 Mollinedia pachysandra Perkins 2 2 0.20 0.04 0.42 0.66 0.24 7.1 7.1 7.0 8.0 7.5 5.6 5.6 5.6 0.005 0.037 99 Dracaena fragrans (L.) Ker Gawl. 2 2 0.20 0.02 0.42 0.65 0.22 7.1 7.1 3.3 5.5 4.4 2.9 5.2 4.1 0.003 0.014 100 Euphorbiaceae sp. 2 4 1 0.41 0.03 0.21 0.65 0.44 3.6 14.3 3.0 8.0 5.0 2.7 4.8 3.6 0.004 0.025 101 Myrcia richardiana (O.Berg) Kiaersk. 2 2 0.20 0.02 0.42 0.65 0.23 7.1 7.1 4.6 5.2 4.9 3.3 5.4 4.4 0.003 0.016 102 Pouteria sp. 2 2 2 0.20 0.02 0.42 0.65 0.22 7.1 7.1 5.0 8.0 6.5 3.0 5.3 4.1 0.003 0.021 103 Xilosma sp. 1 2 2 0.20 0.02 0.42 0.65 0.23 7.1 7.1 5.5 6.0 5.8 3.0 5.6 4.3 0.003 0.019 104 Mollinedia schottiana (Spreng.) Perkins 2 2 0.20 0.01 0.42 0.64 0.21 7.1 7.1 1.8 4.2 3.0 2.5 3.3 2.9 0.001 0.004 105 Luetzelburgia trialata (Ducke) Ducke 1 1 0.10 0.32 0.21 0.63 0.42 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 23.5 23.5 23.5 0.044 0.783 106 Meliaceae sp. 3 1 1 0.10 0.31 0.21 0.63 0.41 3.6 3.6 20.0 20.0 20.0 23.4 23.4 23.4 0.043 0.860 107 Moraceae sp. 3 2 1 0.20 0.21 0.21 0.62 0.41 3.6 7.1 11.0 15.0 13.0 11.9 14.9 13.4 0.029 0.384 108 Dalbergia nigra (Vell.) Allemão ex Benth. 1 1 0.10 0.30 0.21 0.61 0.40 3.6 3.6 15.0 15.0 15.0 22.9 22.9 22.9 0.041 0.619 109 Indeterminada sp. 9 1 1 0.10 0.24 0.21 0.56 0.35 3.6 3.6 14.5 14.5 14.5 20.7 20.7 20.7 0.034 0.488
Continua
225
Continuação do Anexo 1 Espécies NI NP DeR DoR FR VI VC FA DA Hmi Hma Hme DiMi DiMa DiMe A BT Vol.
110 Garcinia gardneriana (Planch. & Triana) Zappi 1 1 0.10 0.24 0.21 0.55 0.34 3.6 3.6 22.0 22.0 22.0 20.5 20.5 20.5 0.033 0.728 111 Pseudolmedia sp. 1 1 1 0.10 0.23 0.21 0.54 0.33 3.6 3.6 14.0 14.0 14.0 20.0 20.0 20.0 0.032 0.442 112 Arecaceae sp. 1 1 1 0.10 0.22 0.21 0.53 0.32 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 19.4 19.4 19.4 0.030 0.533 113 Arecaceae sp. 2 1 1 0.10 0.20 0.21 0.52 0.31 3.6 3.6 11.0 11.0 11.0 18.9 18.9 18.9 0.028 0.310 114 Rhodostemonodaphne macrocalyx (Meisn.) Rohwer ex Madriñán 1 1 0.10 0.20 0.21 0.51 0.30 3.6 3.6 13.0 13.0 13.0 18.8 18.8 18.8 0.028 0.360 115 Sloanea sp. 1 1 1 0.10 0.20 0.21 0.51 0.30 3.6 3.6 11.0 11.0 11.0 18.5 18.5 18.5 0.027 0.297 116 Croton sp. 1 2 1 0.20 0.08 0.21 0.50 0.29 3.6 7.1 4.2 11.0 7.6 4.0 11.3 7.6 0.011 0.116 117 Lauraceae sp. 1 1 1 0.10 0.19 0.21 0.50 0.29 3.6 3.6 17.0 17.0 17.0 18.3 18.3 18.3 0.026 0.447 118 Primulaceae sp. 3 2 1 0.20 0.08 0.21 0.50 0.28 3.6 7.1 7.0 8.0 7.5 5.7 10.5 8.1 0.011 0.087 119 Ocotea vaccinioides (Meisn.) Mez 1 1 0.10 0.16 0.21 0.48 0.26 3.6 3.6 12.0 12.0 12.0 16.9 16.9 16.9 0.022 0.268 120 Copaifera lucens Dwyer 1 1 0.10 0.13 0.21 0.45 0.23 3.6 3.6 16.0 16.0 16.0 15.3 15.3 15.3 0.018 0.293 121 Moraceae sp. 1 1 1 0.10 0.14 0.21 0.45 0.24 3.6 3.6 14.0 14.0 14.0 15.6 15.6 15.6 0.019 0.268 122 Rubiaceae sp. 1 1 1 0.10 0.13 0.21 0.45 0.23 3.6 3.6 13.5 13.5 13.5 15.3 15.3 15.3 0.018 0.248 123 Eugenia oblongata O.Berg 1 1 0.10 0.13 0.21 0.44 0.23 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 15.1 15.1 15.1 0.018 0.323 124 Mollinedia sp. 1 2 1 0.20 0.03 0.21 0.44 0.23 3.6 7.1 2.5 4.0 3.3 4.8 4.9 4.9 0.004 0.012 125 Ocotea aniboides (Meisn.) Mez 2 1 0.20 0.02 0.21 0.44 0.23 3.6 7.1 8.0 10.5 9.3 4.0 5.0 4.5 0.003 0.031 126 Xylopia laevigata (Mart.) R.E.Fr. 1 1 0.10 0.13 0.21 0.44 0.23 3.6 3.6 18.0 18.0 18.0 15.0 15.0 15.0 0.018 0.316 127 Ficus cf. luschnathiana (Miq.) Miq. 2 1 0.20 0.01 0.21 0.43 0.22 3.6 7.1 5.0 6.0 5.5 3.2 3.3 3.3 0.002 0.009 128 Indeterminada sp. 11 2 1 0.20 0.01 0.21 0.43 0.21 3.6 7.1 4.2 4.6 4.4 2.9 3.2 3.0 0.001 0.006 129 Endlicheria paniculata (Spreng.) J.F.Macbr. 1 1 0.10 0.10 0.21 0.42 0.20 3.6 3.6 9.0 9.0 9.0 13.4 13.4 13.4 0.014 0.126 130 Astrocaryum aculeatissimum (Schott) Burret 1 1 0.10 0.10 0.21 0.41 0.20 3.6 3.6 9.5 9.5 9.5 13.1 13.1 13.1 0.013 0.127 131 Myrsine coriacea (Sw.) R.Br. ex Roem. & Schult. 1 1 0.10 0.10 0.21 0.41 0.20 3.6 3.6 9.0 9.0 9.0 13.2 13.2 13.2 0.014 0.123 132 Pouteria sp. 1 1 1 0.10 0.10 0.21 0.41 0.20 3.6 3.6 13.5 13.5 13.5 13.1 13.1 13.1 0.013 0.181 133 Machaerium hirtum (Vell.) Stellfeld 1 1 0.10 0.09 0.21 0.40 0.19 3.6 3.6 7.5 7.5 7.5 12.3 12.3 12.3 0.012 0.088 134 Sapotaceae sp. 3 1 1 0.10 0.08 0.21 0.40 0.19 3.6 3.6 12.0 12.0 12.0 12.1 12.1 12.1 0.012 0.138 135 Indeterminada sp. 6 1 1 0.10 0.08 0.21 0.39 0.18 3.6 3.6 16.0 16.0 16.0 11.5 11.5 11.5 0.010 0.165 136 Meliaceae sp. 1 1 1 0.10 0.08 0.21 0.39 0.18 3.6 3.6 17.0 17.0 17.0 11.9 11.9 11.9 0.011 0.190 137 Calyptranthes strigipes O.Berg 1 1 0.10 0.06 0.21 0.38 0.16 3.6 3.6 12.0 12.0 12.0 10.5 10.5 10.5 0.009 0.104 138 Cordia trichoclada DC. 1 1 0.10 0.06 0.21 0.38 0.16 3.6 3.6 16.5 16.5 16.5 10.5 10.5 10.5 0.009 0.143 139 Indeterminada sp. 2 1 1 0.10 0.06 0.21 0.38 0.16 3.6 3.6 12.0 12.0 12.0 10.5 10.5 10.5 0.009 0.104 140 Indeterminada sp. 4 1 1 0.10 0.07 0.21 0.38 0.17 3.6 3.6 11.0 11.0 11.0 11.1 11.1 11.1 0.010 0.107 141 Inga marginata Willd. 1 1 0.10 0.07 0.21 0.38 0.17 3.6 3.6 8.0 8.0 8.0 11.1 11.1 11.1 0.010 0.078 142 Plinia edulis (Vell.) Sobral 1 1 0.10 0.06 0.21 0.38 0.16 3.6 3.6 14.0 14.0 14.0 10.5 10.5 10.5 0.009 0.121 143 Prunus cf. myrtifolia (L.) Urb. 1 1 0.10 0.07 0.21 0.38 0.17 3.6 3.6 7.0 7.0 7.0 11.1 11.1 11.1 0.010 0.068 144 Apocynaceae sp. 1 1 1 0.10 0.06 0.21 0.37 0.16 3.6 3.6 8.0 8.0 8.0 9.9 9.9 9.9 0.008 0.061 145 Indeterminada sp. 8 1 1 0.10 0.06 0.21 0.37 0.16 3.6 3.6 16.0 16.0 16.0 9.9 9.9 9.9 0.008 0.122 146 Primulaceae sp. 2 1 1 0.10 0.05 0.21 0.37 0.15 3.6 3.6 9.0 9.0 9.0 9.6 9.6 9.6 0.007 0.065 147 Sorocea bonplandii (Baill.) W.C.Burger et al. 1 1 0.10 0.06 0.21 0.37 0.16 3.6 3.6 9.0 9.0 9.0 9.9 9.9 9.9 0.008 0.069
Continua
226
Continuação do Anexo 1 Espécies NI NP DeR DoR FR VI VC FA DA Hmi Hma Hme DiMi DiMa DiMe A BT Vol.
148 Trigynaea sp 1 1 0.10 0.06 0.21 0.37 0.16 3.6 3.6 7.0 7.0 7.0 10.0 10.0 10.0 0.008 0.055 149 Guarea kunthiana A.Juss. 1 1 0.10 0.05 0.21 0.36 0.15 3.6 3.6 8.0 8.0 8.0 9.2 9.2 9.2 0.007 0.054 150 Andira fraxinifolia Benth. 1 1 0.10 0.03 0.21 0.35 0.13 3.6 3.6 10.5 10.5 10.5 7.5 7.5 7.5 0.004 0.046 151 Annona dolabripetala Raddi 1 1 0.10 0.04 0.21 0.35 0.14 3.6 3.6 3.8 3.8 3.8 8.1 8.1 8.1 0.005 0.020 152 Chrysobalanaceae sp. 1 1 1 0.10 0.04 0.21 0.35 0.14 3.6 3.6 9.0 9.0 9.0 8.4 8.4 8.4 0.006 0.050 153 Pausandra sp. 2 1 1 0.10 0.03 0.21 0.35 0.14 3.6 3.6 12.0 12.0 12.0 7.8 7.8 7.8 0.005 0.057 154 Trichilia martiana C.DC. 1 1 0.10 0.04 0.21 0.35 0.14 3.6 3.6 7.3 7.3 7.3 8.0 8.0 8.0 0.005 0.036 155 Abarema sp. 1 1 1 0.10 0.02 0.21 0.34 0.12 3.6 3.6 7.5 7.5 7.5 6.4 6.4 6.4 0.003 0.024 156 Annona cacans Warm. 1 1 0.10 0.02 0.21 0.34 0.12 3.6 3.6 8.0 8.0 8.0 6.4 6.4 6.4 0.003 0.026 157 Indeterminada sp. 1 1 1 0.10 0.03 0.21 0.34 0.13 3.6 3.6 11.5 11.5 11.5 7.2 7.2 7.2 0.004 0.047 158 Astronium fraxinifolium Schott 1 1 0.10 0.01 0.21 0.33 0.11 3.6 3.6 11.5 11.5 11.5 4.8 4.8 4.8 0.002 0.021 159 Euphorbiaceae sp. 1 1 1 0.10 0.01 0.21 0.33 0.12 3.6 3.6 9.5 9.5 9.5 4.9 4.9 4.9 0.002 0.018 160 Inga lanceifolia Benth. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.33 0.11 3.6 3.6 7.0 7.0 7.0 4.6 4.6 4.6 0.002 0.012 161 Moraceae sp. 2 1 1 0.10 0.02 0.21 0.33 0.12 3.6 3.6 9.5 9.5 9.5 6.1 6.1 6.1 0.003 0.027 162 Ocotea puberula (Rich.) Nees 1 1 0.10 0.01 0.21 0.33 0.12 3.6 3.6 14.0 14.0 14.0 5.1 5.1 5.1 0.002 0.029 163 Sapotaceae sp. 1 1 1 0.10 0.01 0.21 0.33 0.11 3.6 3.6 10.0 10.0 10.0 4.8 4.8 4.8 0.002 0.018 164 Tachigali denudata (Vogel) Oliveira-Filho 1 1 0.10 0.01 0.21 0.33 0.12 3.6 3.6 10.0 10.0 10.0 5.1 5.1 5.1 0.002 0.020 165 Tibouchina mutabilis (Vell.) Cogn. 1 1 0.10 0.02 0.21 0.33 0.12 3.6 3.6 7.0 7.0 7.0 5.4 5.4 5.4 0.002 0.016 166 Zanthoxylum rhoifolium Lam. 1 1 0.10 0.02 0.21 0.33 0.12 3.6 3.6 8.5 8.5 8.5 5.9 5.9 5.9 0.003 0.023 167 Aegiphila sellowiana Cham. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 7.5 7.5 7.5 3.4 3.4 3.4 0.001 0.007 168 Cabralea canjerana (Vell.) Mart. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.8 5.8 5.8 3.2 3.2 3.2 0.001 0.005 169 Caryodendron janeirense Müll.Arg. 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 4.8 4.8 4.8 2.6 2.6 2.6 0.001 0.003 170 Casearia sylvestris Sw. 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 4.3 4.3 4.3 2.9 2.9 2.9 0.001 0.003 171 Celastraceae sp. 1 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.0 5.0 5.0 2.5 2.5 2.5 0.001 0.003 172 Chrysophyllum flexuosum Mart. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 6.0 6.0 6.0 4.0 4.0 4.0 0.001 0.008 173 Coussarea nodosa (Benth.) Müll.Arg. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 6.0 6.0 6.0 4.0 4.0 4.0 0.001 0.008 174 Cryptocarya saligna Mez 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 6.5 6.5 6.5 3.8 3.8 3.8 0.001 0.007 175 Eugenia florida DC. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.0 5.0 5.0 3.5 3.5 3.5 0.001 0.005 176 Eugenia umbelliflora O.Berg 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 4.0 4.0 4.0 3.2 3.2 3.2 0.001 0.003 177 Ficus sp. 1 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 2.4 2.4 2.4 2.5 2.5 2.5 0.001 0.001 178 Guarea sp. 1 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.0 5.0 5.0 3.8 3.8 3.8 0.001 0.006 179 Indeterminada sp. 14 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 3.2 3.2 3.2 4.5 4.5 4.5 0.002 0.005 180 Indeterminada sp. 15 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 3.5 3.5 3.5 2.7 2.7 2.7 0.001 0.002 181 Indeterminada sp. 3 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 6.8 6.8 6.8 3.2 3.2 3.2 0.001 0.005 182 Indeterminada sp. 5 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 4.3 4.3 4.3 2.9 2.9 2.9 0.001 0.003 183 Inga capitata Desv. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 9.0 9.0 9.0 3.7 3.7 3.7 0.001 0.010 184 Licaria armeniaca (Nees) Kosterm. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 8.0 8.0 8.0 4.1 4.1 4.1 0.001 0.011 185 Melastomataceae sp. 1 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 4.5 4.5 4.5 4.0 4.0 4.0 0.001 0.006
Continua
227
Continuação do Anexo 1 Espécies NI NP DeR DoR FR VI VC FA DA Hmi Hma Hme DiMi DiMa DiMe A BT Vol.
186 Mollinedia sp. 2 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.5 5.5 5.5 3.3 3.3 3.3 0.001 0.005 187 Monimiaceae sp. 2 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.8 5.8 5.8 2.9 2.9 2.9 0.001 0.004 188 Nectandra membranacea (Sw.) Griseb. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 6.0 6.0 6.0 3.7 3.7 3.7 0.001 0.006 189 Ocotea dispersa (Nees & Mart.) Mez 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.5 5.5 5.5 3.2 3.2 3.2 0.001 0.004 190 Oxandra sp 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 4.5 4.5 4.5 4.1 4.1 4.1 0.001 0.006 191 Phyllostemonodaphne geminiflora (Mez) Kosterm. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.0 5.0 5.0 4.0 4.0 4.0 0.001 0.006 192 Piper arboreum Aubl. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 4.0 4.0 4.0 3.3 3.3 3.3 0.001 0.004 193 Primulaceae sp. 1 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 3.0 3.0 3.0 2.7 2.7 2.7 0.001 0.002 194 Psychotria leiocarpa Cham. & Schltdl. 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 3.2 3.2 3.2 3.2 3.2 3.2 0.001 0.003 195 Rudgea sp. 1 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.0 5.0 5.0 2.5 2.5 2.5 0.001 0.003 196 Senefeldera verticillata (Vell.) Croizat 1 1 0.10 0.01 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 8.0 8.0 8.0 3.8 3.8 3.8 0.001 0.009 197 Swartzia langsdorffii Raddi 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 3.5 3.5 3.5 2.5 2.5 2.5 0.001 0.002 198 Tabebuia sp. 2 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 5.5 5.5 5.5 2.9 2.9 2.9 0.001 0.004 199 Trichilia sp. 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 6.5 6.5 6.5 2.9 2.9 2.9 0.001 0.004 200 Celastraceae sp. 4 1 1 0.10 0.00 0.21 0.32 0.11 3.6 3.6 2.0 2.0 2.0 2.9 2.9 2.9 0.001 0.004
Totais 986 28 100.0 100.0 100.0 300.0 200.0 100.0 3523 13.7 242.0 Média
(± desvio padrão) 8.8
(±5.7) 12.8
(±6.7) 10.5
(±5.4) 9.7
(±11.1) 16.8
(±15.2) 12.2
(±11.2)
228
Anexo 2. Parâmetros fitossociológios do estrato arbóreo-arbustivo (DAP ≤ 2,5 cm), tabulados por família, no Setor “A” (Floresta da Tijuca), Parque Nacional da Tijuca, Rio de Janeiro, RJ. 2010. Número de indivíduos (No.Ind.), Número de espécies (No.Spp.), Percentual da espécie em relação ao total (%Spp.), Densidade absoluta por ha (D.Ab.), Dominância Média (Do.M.), Frequência absoluta (F.Ab.), Densidade relativa (D.Rel.), Dominância relativa (Do.Rel.), Frequência relativa (Freq.Rel.), Valor de importância (VI), Percentual do VI em relação ao total (%VI), Valor de cobertura (VC), Percentual do VC em relação ao total (%VC), Área basal total (ABT), Volume total (Vol.), Volume relativo (Vol.Rel.), Dominância absoluta por ha (Dom.Abs.).
Família No.Ind No.Spp %Spp Dens.Ab Dom.Med Freq.Ab Dens.Re Dom.Rel Freq.Re VI %VI VC %VC Ar.Bas. Volume Vol.Rel Dom.Abs.
Myrtaceae 225 21 10.5 803.6 0.0063 100.0 22.8 10.3 8.4 41.50 13.83 33.14 16.57 1.4160 18.5424 7.66 5.0572
Arecaceae 205 5 2.5 732.1 0.0039 78.6 20.8 5.8 6.6 33.22 11.07 26.66 13.33 0.8033 8.2113 3.39 2.8690 Fabaceae 33 18 9.0 117.9 0.0388 71.4 3.4 9.3 6.0 18.64 6.21 12.67 6.33 1.2808 27.4071 11.33 4.5744
Lauraceae 57 21 10.5 203.6 0.0166 64.3 5.8 6.9 5.4 18.06 6.02 12.69 6.34 0.9484 15.7660 6.51 3.3872
Rubiaceae 71 12 6.0 253.6 0.0053 85.7 7.2 2.7 7.2 17.11 5.70 9.95 4.97 0.3765 4.6132 1.91 1.3447
Euphorbiaceae 33 11 5.5 117.9 0.0302 67.9 3.4 7.2 5.7 16.27 5.42 10.59 5.30 0.9958 18.4437 7.62 3.5564 Nyctaginaceae 37 1 0.5 132.1 0.0248 57.1 3.8 6.7 4.8 15.22 5.07 10.44 5.22 0.9190 14.1596 5.85 3.2821
Malpighiaceae 31 1 0.5 110.7 0.0390 35.7 3.2 8.8 3.0 14.93 4.98 11.95 5.97 1.2100 24.0566 9.94 4.3214
Meliaceae 41 12 6.0 146.4 0.0128 67.9 4.2 3.8 5.7 13.64 4.55 7.97 3.98 0.5228 6.1629 2.55 1.8671
Proteaceae 25 2 1.0 89.3 0.0265 28.6 2.5 4.8 2.4 9.74 3.25 7.35 3.68 0.6617 11.9983 4.96 2.3631 Sapindaceae 27 5 2.5 96.4 0.0109 50.0 2.7 2.1 4.2 9.05 3.02 4.87 2.44 0.2930 4.7596 1.97 1.0463
Sapotaceae 31 8 4.0 110.7 0.0120 32.1 3.2 2.7 2.7 8.54 2.85 5.85 2.93 0.3718 6.7745 2.80 1.3277
Vochysiaceae 6 2 1.0 21.4 0.1384 21.4 0.6 6.0 1.8 8.44 2.81 6.65 3.32 0.8302 22.3583 9.24 2.9651
Celastraceae 23 5 2.5 82.1 0.0101 42.9 2.3 1.7 3.6 7.61 2.54 4.03 2.01 0.2327 4.3469 1.80 0.8312 Annonaceae 11 7 3.5 39.3 0.0159 28.6 1.1 1.3 2.4 4.77 1.59 2.39 1.19 0.1746 3.6951 1.53 0.6235
Monimiaceae 12 7 3.5 42.9 0.0099 32.1 1.2 0.9 2.7 4.77 1.59 2.08 1.04 0.1192 1.3322 0.55 0.4255
Moraceae 10 8 4.0 35.7 0.0186 28.6 1.0 1.4 2.4 4.75 1.58 2.37 1.18 0.1856 2.7925 1.15 0.6629
Cunoniaceae 10 1 0.5 35.7 0.0239 21.4 1.0 1.7 1.8 4.55 1.52 2.76 1.38 0.2394 4.5691 1.89 0.8549 Malvaceae 8 2 1.0 28.6 0.0252 10.7 0.8 1.5 0.9 3.17 1.06 2.28 1.14 0.2013 3.7216 1.54 0.7189
Violaceae 7 1 0.5 25.0 0.0167 17.9 0.7 0.9 1.5 3.05 1.02 1.56 0.78 0.1167 1.5813 0.65 0.4169
Primulaceae 6 5 2.5 21.4 0.0139 17.9 0.6 0.6 1.5 2.71 0.90 1.22 0.61 0.0837 0.9904 0.41 0.2989
Melastomataceae 8 3 1.5 28.6 0.0011 21.4 0.8 0.1 1.8 2.67 0.89 0.88 0.44 0.0090 0.0510 0.02 0.0323 Indeterminada sp. 7 5 1 0.5 17.9 0.0133 17.9 0.5 0.5 1.5 2.48 0.83 0.99 0.50 0.0666 1.2182 0.50 0.2378
Salicaceae 6 3 1.5 21.4 0.0067 17.9 0.6 0.3 1.5 2.39 0.80 0.90 0.45 0.0401 0.5501 0.23 0.1431
Clusiaceae 2 2 1.0 7.1 0.1061 7.1 0.2 1.5 0.6 2.34 0.78 1.75 0.87 0.2122 4.6679 1.93 0.7578
Cyatheaceae 6 1 0.5 21.4 0.0084 14.3 0.6 0.4 1.2 2.17 0.72 0.98 0.49 0.0505 0.3759 0.16 0.1804 Chrysobalanaceae 2 2 1.0 7.1 0.0864 7.1 0.2 1.3 0.6 2.06 0.69 1.46 0.73 0.1729 4.2322 1.75 0.6174
Indeterminada sp. 13 5 1 0.5 17.9 0.0093 14.3 0.5 0.3 1.2 2.04 0.68 0.84 0.42 0.0463 0.5584 0.23 0.1655
Anacardiaceae 2 2 1.0 7.1 0.1053 3.6 0.2 1.5 0.3 2.03 0.68 1.74 0.87 0.2107 6.2868 2.60 0.7524
Erythroxylaceae 5 1 0.5 17.9 0.0010 14.3 0.5 0.0 1.2 1.74 0.58 0.54 0.27 0.0048 0.0247 0.01 0.0172 Continua
229
Continuação do Anexo 2 Família No.Ind No.Spp %Spp Dens.Ab Dom.Med Freq.Ab Dens.Re Dom.Rel Freq.Re VI %VI VC %VC Ar.Bas. Volume Vol.Rel Dom.Abs.
Indeterminada sp. 10 1 1 0.5 3.6 0.1708 3.6 0.1 1.2 0.3 1.64 0.55 1.34 0.67 0.1708 3.0739 1.27 0.6099
Lecythidaceae 4 1 0.5 14.3 0.0101 10.7 0.4 0.3 0.9 1.59 0.53 0.70 0.35 0.0403 0.7882 0.33 0.1438
Indeterminada sp. 16 1 1 0.5 3.6 0.1355 3.6 0.1 1.0 0.3 1.39 0.46 1.09 0.54 0.1355 3.3882 1.40 0.4840
Bignoniaceae 3 2 1.0 10.7 0.0084 10.7 0.3 0.2 0.9 1.38 0.46 0.49 0.24 0.0253 0.2651 0.11 0.0902 Indeterminada sp. 18 1 1 0.5 3.6 0.1304 3.6 0.1 1.0 0.3 1.35 0.45 1.05 0.52 0.1304 2.3464 0.97 0.4656
Indeterminada sp. 19 1 1 0.5 3.6 0.1099 3.6 0.1 0.8 0.3 1.20 0.40 0.90 0.45 0.1099 1.9775 0.82 0.3924
Indeterminada sp. 12 1 1 0.5 3.6 0.0703 3.6 0.1 0.5 0.3 0.91 0.30 0.61 0.31 0.0703 1.8984 0.78 0.2511
Indeterminada sp. 17 1 1 0.5 3.6 0.0659 3.6 0.1 0.5 0.3 0.88 0.29 0.58 0.29 0.0659 1.1206 0.46 0.2354 Ochnaceae 1 1 0.5 3.6 0.0645 3.6 0.1 0.5 0.3 0.87 0.29 0.57 0.29 0.0645 1.2249 0.51 0.2302
Liliaceae 2 1 0.5 7.1 0.0014 7.1 0.2 0.0 0.6 0.82 0.27 0.22 0.11 0.0028 0.0140 0.01 0.0100
Indeterminada sp. 9 1 1 0.5 3.6 0.0336 3.6 0.1 0.2 0.3 0.64 0.21 0.35 0.17 0.0336 0.4875 0.20 0.1201
Elaeocarpaceae 1 1 0.5 3.6 0.0270 3.6 0.1 0.2 0.3 0.60 0.20 0.30 0.15 0.0270 0.2966 0.12 0.0963 Indeterminada sp. 11 2 1 0.5 7.1 0.0007 3.6 0.2 0.0 0.3 0.51 0.17 0.21 0.11 0.0014 0.0064 0.00 0.0051
Indeterminada sp. 6 1 1 0.5 3.6 0.0103 3.6 0.1 0.1 0.3 0.48 0.16 0.18 0.09 0.0103 0.1650 0.07 0.0368
Rosaceae 1 1 0.5 3.6 0.0097 3.6 0.1 0.1 0.3 0.47 0.16 0.17 0.09 0.0097 0.0682 0.03 0.0348
Indeterminada sp. 4 1 1 0.5 3.6 0.0097 3.6 0.1 0.1 0.3 0.47 0.16 0.17 0.09 0.0097 0.1072 0.04 0.0348 Boraginaceae 1 1 0.5 3.6 0.0087 3.6 0.1 0.1 0.3 0.46 0.15 0.16 0.08 0.0087 0.1429 0.06 0.0309
Indeterminada sp. 2 1 1 0.5 3.6 0.0087 3.6 0.1 0.1 0.3 0.46 0.15 0.16 0.08 0.0087 0.1039 0.04 0.0309
Apocynaceae 1 1 0.5 3.6 0.0077 3.6 0.1 0.1 0.3 0.46 0.15 0.16 0.08 0.0077 0.0612 0.03 0.0273
Indeterminada sp. 8 1 1 0.5 3.6 0.0077 3.6 0.1 0.1 0.3 0.46 0.15 0.16 0.08 0.0077 0.1224 0.05 0.0273 Indeterminada sp. 1 1 1 0.5 3.6 0.0041 3.6 0.1 0.0 0.3 0.43 0.14 0.13 0.07 0.0041 0.0467 0.02 0.0145
Rutaceae 1 1 0.5 3.6 0.0027 3.6 0.1 0.0 0.3 0.42 0.14 0.12 0.06 0.0027 0.0232 0.01 0.0097
Indeterminada sp. 14 1 1 0.5 3.6 0.0016 3.6 0.1 0.0 0.3 0.41 0.14 0.11 0.06 0.0016 0.0050 0.00 0.0056
Verbenaceae 1 1 0.5 3.6 0.0009 3.6 0.1 0.0 0.3 0.41 0.14 0.11 0.05 0.0009 0.0070 0.00 0.0033 Piperaceae 1 1 0.5 3.6 0.0009 3.6 0.1 0.0 0.3 0.41 0.14 0.11 0.05 0.0009 0.0035 0.00 0.0031
Indeterminada sp. 3 1 1 0.5 3.6 0.0008 3.6 0.1 0.0 0.3 0.41 0.14 0.11 0.05 0.0008 0.0054 0.00 0.0028
Indeterminada sp. 5 1 1 0.5 3.6 0.0006 3.6 0.1 0.0 0.3 0.40 0.13 0.11 0.05 0.0006 0.0028 0.00 0.0023
Indeterminada sp. 15 1 1 0.5 3.6 0.0006 3.6 0.1 0.0 0.3 0.40 0.13 0.11 0.05 0.0006 0.0020 0.00 0.0021
Totais 986 200 100.0 3523 100.0 100.0 100.0 300.0 100.0 200.0 100.0 13.7 242.0 100.0 49.1