universidade federal de ouro preto departamento de … · 2019-04-29 · universidade federal de...

UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO

DEPARTAMENTO DE BIODIVERSIDADE, EVOLUÇÃO E MEIO AMBIENTE

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA DE BIOMAS TROPICAIS

AVALIAÇÃO DA SUSTENTABILIDADE DE UM TRECHO DE MATA CILIAR INUNDÁVEL À

MARGEM DO RIO DAS VELHAS, SABARÁ, MG, COM O USO DE INDICADORES VEGETAIS DE

RESTAURAÇÃO

VINÍCIUS LONDE FERREIRA

OURO PRETO, MG

2013

Vinícius Londe Ferreira



RESTAURAÇÃO

Dissertação apresentada ao Programa de

Pós-Graduação em Ecologia de Biomas

Tropicais, Departamento de Biodiversidade,

Evolução e Meio Ambiente, da Universidade

Federal de Ouro Preto como requisito

parcial para a obtenção do título de Mestre

em Ecologia.

Ouro Preto, MG.

2013

UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO

INSTITUTO DE CIÊNCIAS EXATAS E BIOLÓGICAS

Departamento de Biodiversidade, Evolução e Meio Ambiente

Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais



RESTAURAÇÃO

VINÍCIUS LONDE FERREIRA

Dissertação apresentada ao Programa de

Pós-Graduação em Ecologia de Biomas

Tropicais, Departamento de Biodiversidade,

Evolução e Meio Ambiente, da Universidade

Federal de Ouro Preto como requisito

parcial para a obtenção do título de Mestre

em Ecologia.

Orientador: Dr. Hildeberto Caldas de Sousa

Co-orientadora: Dra. Alessandra Rodrigues Kozovits

Ouro Preto, MG

Agosto de 2013

EPÍGRAFE______________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

i

“Assim como os gomos produzem novos gomos e estes, caso sejam

vigorosos, formam ramos que eliminam de todos os lados os ramos mais

fracos, ocorre o mesmo com as gerações na grande árvore da vida. Os

ramos mortos e quebrados são sepultados nas camadas da crosta terrestre,

enquanto as suas suntuosas ramificações, sempre vivas e incessantemente

renovadas, cobrem a superfície.”

Charles R. Darwin A Origem das Espécies, 1859.

AGRADECIMENTOS_______________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

ii

E após dois anos, enfim, é chegado o momento de expressar minha gratidão àqueles que

fizeram parte desta história!

Inicialmente agradeço a N. S. Aparecida, sim! a N. S. Aparecida! biólogos podem e

acho até de devem ter fé em algo, ou em alguém, para que possam refletir constantemente

sobre seus atos e ter auxílio espiritual para enfrentar as lutas e batalhas da vida,

principalmente quando parecer estar perdido. Na imagem de Aparecida depositei minha

esperança, as boas energias e o desejo constante de dar prosseguimento aos meus estudos, e

assim vou prosseguindo...

Em segundo lugar agradeço aos meus pais, Vandir e Maria de Lourdes, pela

educação a mim dada, por acreditarem nos meus sonhos e apoiarem minhas decisões,

mesmo que estas me distanciassem de seu lar. Agradeço também pelo auxílio financeiro,

principalmente nos meses iniciais pós-mudança, sei que não foi fácil, mas com o tempo hei

de compensá-los. Amo vocês!

Aos meus irmãos Valéria e Vitor agradeço por todos os momentos felizes que

passamos juntos, e que apesar de nossas individualidades, um siga apoiando o outro nesta

longa estrada. Quando um dos irmãos se dispersa do ninho parece que os vínculos são

rompidos, paira no ar a separação, contudo, ao mesmo tempo, faz-se crescer o incansável

amor entre eles. Não se esqueçam de que amo vocês!

Às minhas avós, Cecília, pelas constantes orações e exemplo de perseverança frente

as adversidades da vida, e, a vó Rosa, também pelas orações, pedidos de proteção,

telefonemas acolhedores e pelo melhor biscoito de polvilho com chá de funcho que já

devorei; não bastasse é simplesmente a pessoa de maior coração que já conheci. Sem

palavras às duas!

Ainda no círculo familiar, agradeço a todos que torceram por mais esta conquista,

jamais esquecerei das faixas e cartazes de felicitações que recebi logo após saber que havia

sido selecionado para o mestrado! Aos primos, padrinhos, tios e tias, mas, sem dúvida, em

especial à tia Márcia; sempre preocupada, ajudando como pode (e às vezes até como não

pode), atenciosa e me impulsionando a voar cada vez mais alto. Tenho certeza de que o

futuro lhe reserva boas surpresas nas mãos de seus filhos, e meus afilhados, Gabriel e

Isabela. Posso dizer orgulhosamente da família que tenho...


iii

Voltando agora para Ouro Preto, cidade acolhedora, diferente de todas que já

conheci, com ar de magia, seja nos dias ensolarados ou neblinados; é com paixão que ando

pelos paralelepípedos recobertos de histórias e mistérios. Aqui conheci um mundo novo,

fiz novas descobertas e conheci pessoas que ficarão para sempre na memória.

A primeira delas trata-se do Dr. Hildeberto Caldas de Sousa, meu orientador (ou

desorientador como costumo brincar), pessoa de bem com a vida, carismática, sorridente,

arriscado a cantor de samba, mas por vezes enrolado nos seus afazeres. O início foi um

pouco complicado até um se adaptar ao estilo do outro, ainda mais em meio a alterações de

projeto, greves na universidade e falta de recursos. Não me esquecerei das vezes que

acordou cedo e tirou seu carro da garagem para sairmos a procura de áreas de estudo para

meu mestrado, nem das vezes que me pedia para ficar em sua casa tomando conta das

coisas. Ao Hilde minha gratidão e amizade!

Ao Laboratório de Anatomia Vegetal que me recebeu de braços abertos, passou a

ser meu lar e oficio, e, onde fiz amizades que levarei para o resto da vida, entre as quais

cito meus irmãos: Regislainy Gomes, Daniela Antunes e Amauri Bueno, trio perfeito para

conversas sérias ou momentos de descontração com muitas risadas, seja no laboratório, em

casa, na rua, no carro ou me “descabaçando” alcoolicamente numa festa. Ah! E não posso

me esquecer também de nossa “curica irmã” Juliana Pereira, a pernambucana mais mineira

que conheço. É.... temos muitas histórias para contar! Espero que estejamos sempre juntos

mesmo que o tempo venha um dia nos distanciar. Amo-os de paixão!

Agradeço também ao meu grande companheiro Luciano, ou Lulu como costumo

chamá-lo, pelo apoio, pelas conversas, ensinamentos, pelo conforto que sempre me deu em

Ouro Preto e acima de tudo pela incontestável amizade e carinho. Tenha certeza que os

dias tiveram mais contexto com a sua presença.

Ao Horto Botânico da UFOP, onde pude germinar, plantar e replantar minhas

centenas de milhares de filhinhas, despender horas e horas durante a semana e aos sábados

cuidando para que se mantivessem vívidas e rendessem este fruto chamado dissertação.

Obrigado ao Sr. Mário por ter me ajudado a cultivá-las com carinho e por vezes ter dado

um duro me ajudando a buscar solo para plantá-las.

Não posso deixar de abraçar duas criaturinhas singelas que me perseguiram por

quase dois anos pelo campus da UFOP, um ir e vir de patas, sob calor ou frio, correndo

atrás dos pássaros pelo caminho ou atrás dos carros nas ruas, me esperando durante horas


iv

ao lado do laboratório ou no horto botânico, muitas vezes me deixando envergonhado por

suas atitudes. Agradeço, inclusive, por terem sujado minhas roupas na alegria de me ver,

ensinando-me com isso a valorizar cada gesto de afeto. Ao “lilico” e sua namoradinha

“sem nome” um cafuné amoroso.

Abraço todos os professores do Biomas, com os quais tive contato, pelos

ensinamentos, mas principalmente a Dra. Alessandra Kozovits, por ter aceitado a co-

orientação neste projeto, por me socorrer nos momentos de dificuldade, pelas conversas e

exímio exemplo de profissional acadêmico.

Agradeço imensamente à Professora Maria Rita S. Muzzi da Universidade Federal

de Minas Gerais por nos ter recebido amistosamente e por ter cedido uma de suas áreas

recuperadas para meu estudo; aqui estão os resultados desta empreitada.

Não posso deixar de agradecer também ao PPG em Ecologia de Biomas Tropicais

pela receptividade e assistência, à PROPP pelo auxílio financeiro para participação em

eventos científicos e, à CAPES pela concessão de minha bolsa de estudo, sem a qual não

teria alcançado mais este objetivo.

Aqui muito aprendi e espero que o mestrado seja apenas o começo de uma grande

trajetória...

Meu muito obrigado a todos que estiveram envolvidos nesta fase!!!

SUMÁRIO___________________________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

v

INTRODUÇÃO GERAL......................................................................................................................... 01

1.1. Degradação dos Ecossistemas Naturais .......................................................................... 01

1.2. Matas Ciliares: Visão Geral ............................................................................................. 01

1.3. Restauração Ecológica: da Terminologia à Aplicabilidade ............................................. 02

1.4. Frente ao Aquecimento Global e aos Desafios da Sociedade Moderna ........................ 06

1.5. Indicadores Ecológicos e a Avaliação de Áreas Restauradas ......................................... 07

2. Referências Bibliográficas ............................................................................................................... 09

3. Histórico da Área de Estudo ............................................................................................................ 11

3.1. O fragmento recuperado ................................................................................................. 13

4. Objetivo Geral ................................................................................................................................. 14

***

CAPÍTULO 01 ....................................................................................................................................... 15

COMPOSIÇÃO FLORÍSTICA E ESTRUTURA DA VEGETAÇÃO COMO INDICADORES DE RESTAURAÇÃO EM UMA

MATA CILIAR INUNDÁVEL NO RIO DAS VELHAS, MINAS GERAIS

Resumo/Abstract ................................................................................................................................ 16

1. Introdução ....................................................................................................................................... 18

2. Material e Métodos ........................................................................................................................ 19

2.1. Área de estudo ................................................................................................................ 19

2.2. Desenho amostral ........................................................................................................... 20

2.3. Coleta e identificação do material botânico ................................................................... 21

3. Resultados ...................................................................................................................................... 21

4. Discussão ......................................................................................................................................... 27

5. Conclusões ....................................................................................................................................... 31

6. Agradecimentos .............................................................................................................................. 31


***

CAPÍTULO 02 ...................................................................................................................................... 34

APORTE DE SERAPILHEIRA COMO INDICADOR DE PRODUTIVIDADE E DO RESTABELECIMENTO DE FUNÇÕES

ECOLÓGICAS NUMA ÁREA REABILITADA NO RIO DAS VELHAS, MG

Resumo/Abstract................................................................................................................................. 35

1. Introdução ....................................................................................................................................... 36

SUMÁRIO___________________________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

vi

2. Material e métodos ......................................................................................................................... 37

2.1. Área de estudo ................................................................................................................ 37

2.2. Delineamento experimental ........................................................................................... 37

3. Resultados ....................................................................................................................................... 38

4. Discussão ......................................................................................................................................... 39

5. Conclusões ....................................................................................................................................... 43


***

CAPÍTULO 03 …….………….………………………………………………………………………………………………………………. 47

EVALUATION OF A REHABILITATED RIPARIAN ZONE OF FIVE-YEARS-OLD: IS IT ALREADY SUSTAINABLE?

Abstract ……………………………………………………………………………………………………………………………………...... 48

1. Introduction ……………………….……………………………………………………………………………………………………… 49

2. Material and Methods ………..……………………………………………………………………………………………….……. 50

2.1. Study Area ………………………………………………………………………………………………………………..… 50

2.2. Experimental Design …………………………………………………………………………………………………… 50

2.2.1. Canopy Openness ………………………………………………………….……………………………. 50

2.2.2. Natural Regeneration …………………..…………………………………………………………….. 51

2.2.3. Seed Bank ……………………………………………………………………………….…………………… 51

2.2.4. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………. 52

3. Results ……………………………………………..……………………………………………………………………………………….. 52

3.1. Canopy Openness ……………..……………………………………………………………………………………….. 52

3.2. Natural Regeneration …….………………………………………………………………………………………….. 52

3.3. Seed Bank …………………………………………………………………………………………………………………… 54

3.4. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………………………. 56

4. Discussion …………..……………………………………………………………………………………………………………………… 58

4.1. Canopy Openness …………..………………………………………………………………………………………….. 59

4.2. Natural Regeneration …………………………………………………………………………………………………. 59

4.3. Seed Bank …………………………………………………………………………………………………………………… 60

4.4. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………………………. 61

5. Conclusions ………………………………………………………………………………………………………………………………… 63

6. Acknowledgements ………..…………………………………………………………………………………………………………. 63

7. Literature Cited ………………………………………………………………………………………………………………………….. 64

***

SUMÁRIO___________________________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

vii

CAPÍTULO 04 ……….……………………………………………………………………………………………………………………….. 68

SELECTING KEY-INDICATORS THAT BEST REPRESENT THE LEVEL OF RECOVERY IN RESTORED RIPARIAN ZONES: A

STUDY CASE AT DAS VELHAS RIVER, MINAS GERAIS, BRAZIL

Abstract ….……………………………………………………………………………………………………………………………………… 69

1. Introduction ………………..…………………………………………………………………………………………………………….. 70

2. Material and Methods ………………………………..…………………………………………………………………………….. 71

2.1. Site of study ……………………………………………………………………………………………………………….. 71

2.2. Experimental Design …………………………………………………………………………………………………… 72

2.2.1. Species Richness …………..…………….………………………………………………………………. 72

2.2.2. Litterfall Production …………..………………………………………………………………….……. 72

2.2.3. Canopy Openness ……………………………………………………………………………………….. 73

2.2.4. Natural Regeneration …………..…………………………………………………………………….. 73

2.2.5. Seed Bank ……………………………………………………………………………………………………. 74

2.2.6. Seed Rain ……………………………..………..…………………………………………………………… 74

3. Results ……………………………………………………………………………………………………………………………………..… 75

3.1. Species Richness …………………………………………………………………………………………………………. 75

3.2. Litterfall Production ……..……………………………………………………………………………………………. 76

3.3. Canopy Openness ………………………………………………………………………………………………………. 77

3.4. Natural Regeneration …………………………………………………………………………………………………. 77

3.5. Seed Bank …………………………………………………………………………………………………………………… 78

3.6. Seed Rain ……………………………………………………………………………………………………………………. 80

4. Discussion ……………………………………..…………………………………………………………………………………………... 80

4.1. Positive Answers …………..……………………………………………………………………………………………. 81

4.2. Negative Answers ………..…………………………………………………………………………………………….. 82

4.3. Which indicator represent better the reality at forest? ..…………………………………………… 85

5. Acknowledgements …………………………..………………………………………………………………………………………. 87

6. Literature Cited ……………………………………………………….…………………………………………………………………. 87

LISTA DE FIGURAS_________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

viii

INTRODUÇÃO GERAL

Figura 1. Imagem de satélite da mata ciliar reabilitada foco deste trabalho, no Rio das Velhas, Sabará, MG, com detalhes das zonas de amortecimento (imagem de cima), e mostrando também que a região é bastante antropizada (imagem de baixo) .............................................................................................................................................. 12

CAPÍTULO 01

Figura 1. Imagem de satélite da mata ciliar reabilitada foco deste trabalho, no Rio das Velhas, Sabará, MG, com detalhes das zonas de amortecimento (imagem de cima), e mostrando também que a região é bastante antropizada (imagem de baixo) .............................................................................................................................................. 19

Figura 2. Frequência de indivíduos arbóreos por classe de diâmetro na área reabilitada à margem do Rio das Velhas, município de Sabará, MG ....................................................................................................................................... 29

CAPÍTULO 02

Figura 1. Precipitação anual registrada em uma estação automática localizada na região da mata ciliar reabilitada no Rio das Velhas, Sabará, MG. Fonte: Instituto Nacional de Meteorologia ................................................................................................................. 38

Figura 2. Produção total de serapilheira e por frações em cada mês ao longo de um ano na mata ciliar reabilitada no leito do Rio das Velhas, Sabará, MG ........................................... 39

Figura 3. Produção de serapilheira total em cada parcela amostral na mata ciliar reabilitada no leito do rio das Velhas, Sabará, MG. Valores apresentados na borda superior indicam a média de produtividade por zona de plantio, lembrando que a zona 1 está mais próxima da margem do rio ....................................................................................................................................... 40

CAPÍTULO 03

Figure 1. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry and rainy seasons on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil …………………………………………………….……………………………………………… 53

Figure 2. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil……………………………………………………………………………………………………………… 56

Figure 3. Monthly production of seeds collected during one year in studied rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil………………………………………………………..……………………………………………………. 57

LISTA DE FIGURAS_________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

ix

CAPÍTULO 04

Figure 1. Satellite image of the studied rehabilitated riparian zone at Das Velhas River, municipally of Sabará, Minas Gerais State, Brazil, with details of buffer zones (picture above), and showing the anthropic region where the forest located is (picture below)…………………………………………………………………………………………………………….. 71

Figure 2. Total litterfall production and fractions of litter along one year in the rehabilitated forest at Das Velhas River, Minas Gerais State, Brazil…………………………………………………………….……………………………………………….. 77

Figure 3. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry and rainy seasons on rehabilitated area at Das Velhas River, Minas Gerais State, Brazil……………………………………………………………………………………………………………… 78

Figure 4. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil……………………………………..………………………………………………………...……………. 79

Figure 5. The three vegetal indicators that best assessed the rehabilitated ecosystem were (1) species richness, (2) seed bank, and (3) natural regeneration. Each indicator represent one ecological attribute (circles) that composes the ecosystem, and they give important information that can be used in management actions…..……………………………………………………………………………………………………….. 86

LISTA DE TABELAS_________________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

x

INTRODUÇÃO GERAL

Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de mata ciliar inundável no Rio das Velhas, Sabará, MG................................................. 13

CAPÍTULO 01

Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de mata ciliar inundável no Rio das Velhas, Sabará/MG.................................................................................................................... 20

Tabela 2. Dados fitossociológicos das espécies arbóreas registradas na mata ciliar reabilitada à margem do Rio das Velhas, Sabará, MG...................................................................... 23

Tabela 3. Lista de espécies associadas registradas na área reabilitada à margem do Rio das Velhas, município de Sabará, MG classificadas quanto à forma de vida................................................................................................................................. 24

CAPÍTULO 03

Table 1. At the left side shown are the planted species on the rehabilitated forest, and the right side the regenerating species, founded after 5 years, at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil. Regenerant species with the symbol * were planted and the others arrived by dispersal……..…………………………………………………………………………………… 53

Table 2. Species list common to three and two seed banks collected on the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil..……………………………………… 55

Table 3. Species recorded on seed rain classified in native or exotic, life form and some phytosociologic parameters in rehabilitated area at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil…………………………………………………………………………………………… 57

CAPÍTULO 04

Table 1. Checklist of arboreal species recorded in the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil……………..………………………………………………………. 75

Table 2. Number of botanic families and species by family (nº sp/fam) in each seed bank collected on the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil……………………………………………………………………………………………………………... 78

Table 3. Species recorded in rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil, on seed rain classified in native or exotic, life form and some phytosociologic parameters (Abu= abundance/ AF = absolute frequency/ RF= relative frequency/ AD= absolute density/ RD= relative density)……………………………………………………………………..……………………………………. 80

Introdução_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

1

1. INTRODUÇÃO GERAL

1.1. Degradação dos Ecossistemas Naturais

Os ecossistemas naturais possuem habilidades em suportar e manter comunidades de

organismos, com composição de espécies, diversidade e organização funcional. Esta capacidade é

denominada integridade ecológica, sendo um sistema íntegro (viável), aquele que possui

características ecológicas dominantes, como elementos de composição, função, estrutura e

processos, e pode resistir e se recuperar de distúrbios naturais ou antrópicos (PARRISH et al., 2003).

Sob a terminologia da SER (Society for Ecological Restoration International 2004) degradação

refere-se às mudanças sutis ou graduais que reduzem a integridade e saúde sob o prisma ecológico.

Outra colocação menos generalista é fornecida por Lamb & Gilmour (2003), segundo os quais, a

degradação ambiental pode ser compreendida como a perda da estrutura, da produtividade e da

diversidade de espécies nativas, sendo que uma área degradada pode ainda conter árvores, contudo

sua integridade ecológica inicial foi rompida. Já a FAO (Food and Agriculture Organization of the

United Nations, 2001) definiu a degradação florestal como as mudanças ocorridas numa floresta, que

afetam a estrutura e função do local, bem como reduzem sua capacidade no fornecimento de

produtos e serviços. Notam-se em ambas as conceituações que a degradação está diretamente

ligada à integridade ecológica, causando sua ruptura ou redução.

A degradação florestal pode ser atribuída a diversos fatores, tanto naturais como antrópicos,

como por exemplo, extremos climáticos, estresses bióticos, modificações no uso do solo, deposição

de poluentes aéreos, acidificação (HÜTTL & SCHNEIDER, 1998) e principalmente pelo desmatamento,

que é a conversão de áreas florestadas em outros tipos de uso do solo (FAO, 2001).

1.2. Matas Ciliares: Visão Geral

Entre os inúmeros ecossistemas importantes, destacam-se as matas ciliares, de

inquestionável relevância ambiental, compreendidas como áreas de transição semi-terrestrial

regularmente influenciadas pela água doce, usualmente se estendendo de bordas de corpos de água

para as bordas de comunidades de terras mais altas (NAIMAN et al., 2005). Fitoecologicamente, as

florestas ciliares são todos os tipos de vegetação arbórea às margens de cursos de água,

independentemente de sua área ou região de ocorrência e de sua composição florística (AB’SÁBER,

2004).

As matas ciliares são ecossistemas dinâmicos exercendo importantes funções ecológicas,

hidrológicas e geomorfológicas, como a geração do escoamento direto em micro bacias

hidrográficas, armazenamento da água e aumento de sua vazão na estação seca, contribuem ainda


2

com a ciclagem de nutrientes, com a melhoria da qualidade da água, evitam processos de erosão e

assoreamento nas margens, além de manter interação direta com o ecossistema aquático (LIMA &

ZAKIA, 2004; PRIMO & VAZ, 2006).

Contudo, mesmo de grande valor, as matas ciliares não foram poupadas da destruição

desenfreada dos recursos naturais ao longo dos anos, tendo sofrido diversos impactos, e estando

hoje reduzidas a poucos fragmentos, e mesmo estes, perturbados (CARVALHO et al., 2005).

Considerando que a maioria das cidades se estabeleceu às margens dos rios, as matas ciliares foram

eliminadas, e hoje os resultados são inundações, poluição, doenças e modificação da paisagem, além

disso, a ausência da vegetação ciliar amplia a possibilidade de contaminação dos corpos de água por

sedimentos, resíduos de adubos e defensivos agrícolas, conduzidos pelo escoamento superficial da

água no terreno (FERREIRA & DIAS, 2004).

Nas últimas décadas, devido a questões legais e a problemas hídricos, houve aumento de

iniciativas de restauração de matas ciliares, no intuito de proteger reservatórios de abastecimento

público e recuperar zonas ciliares mineradas, mas com raros projetos voltados à restauração baseada

em princípios ecológicos (RODRIGUES & NAVE, 2004).

1.3. Restauração Ecológica: da Terminologia à Aplicabilidade

Uma ciência emergente, com suas raízes em projetos práticos de restauração em todo o

mundo (HOBBS, 2007), a restauração ecológica auxilia no reestabelecimento de um ecossistema que

foi degradado, danificado ou destruído, com frequência, como resultado direto ou indireto das

atividades humanas (SER, 2004).

É uma atividade que inicia ou acelera a recuperação de um ecossistema, respeitando sua

saúde, integridade e sustentabilidade (SER, 2004), e a forma de intervenção requerida dependerá do

tipo e extensão do dano gerado ao ecossistema, sendo que quanto mais degradado e perdidos os

processos ecossistêmicos básicos, mais árdua e dispendiosa será a restauração (HOBBS, 2007).

Diferentes abordagens têm causado certa confusão terminológica na ecologia da

restauração, mas apesar disto, três termos têm sido bastante difundidos, a saber: Restauração, cuja

meta é recriar um ecossistema o mais próximo possível daquele originalmente existente na área;

Recuperação, utilizada em situações onde a produtividade ou a estrutura é recuperada, entretanto a

biodiversidade original não retorna; e a Reabilitação, onde a função protetora e os serviços

ecológicos podem ser reestabelecidos, bem como parte da biodiversidade original e por razões

ecológicas ou econômicas, a nova floresta pode incluir espécies não originalmente presentes no local

(LAMB & GILMOUR, 2003).


3

Os termos adotados nas ações destinadas a recuperação de áreas degradadas são demasiado

distintos, todavia as técnicas utilizadas podem ser parecidas, frisando que se deve priorizar o

reestabelecimento da integridade ecológica, ou seja, as funções e estruturas do ecossistema, sem

focar excessivamente na composição de espécies (MORAES et al., 2010).

A destruição de áreas com vegetação nativa levou à criação de longas distâncias entre os

fragmentos remanescentes, juntamente à drástica redução da biodiversidade, tornando dificultoso o

contato entre populações próximas e sua sustentabilidade (BERTONCINI & RODRIGUES, 2008). A

conservação de ambientes naturais intactos é, sem dúvidas, indispensável e prioritária, pois não há

substitutos para habitats de boa qualidade, contudo, em várias partes do planeta permanecem

poucas áreas remanescentes inalteradas e muitas não possuem tamanho suficiente para sustentar a

biota, e, portanto, precisam ser melhoradas ou expandidas (HOBBS & HARRIS, 2001). Assim, a

biologia da conservação e a restauração ecológica têm muito a ganhar numa interação, onde a

restauração constitua parte integral da conversação biológica (YOUNG, 2000).

Muitas áreas degradadas têm a capacidade de se recuperar sozinhas, dependendo de alguns

fatores, como o grau de desmatamento, fragmentação, e a extensão da biodiversidade que foi

perdida. A sucessão secundária pode ocorrer ligeiramente rápida em locais onde o desmatamento

aconteceu relativamente recente (anos x décadas), onde existem algumas árvores residuais, banco

de plântulas, estoque de sementes no solo de espécies nativas, e muito importante, onde há

remanescentes florestais nativos na paisagem (LAMB et al., 2005).

Às vezes a simples remoção da pressão de pastejo pelo gado e a exclusão do fogo podem

levar a um incremento expressivo na diversidade e abundância de indivíduos arbóreos regenerantes

em áreas degradadas próximas a fragmentos florestais remanescentes, que são fontes importantes

de propágulos, além de certamente evitar muitos custos e riscos envolvidos na introdução de

espécies durante projetos de recuperação (BERTONCINI & RODRIGUES, 2008).

Em pastagens na região central do Brasil, pesquisas têm sugerido que a sucessão inicial de

florestas sazonais decíduas não precisa ser estimulada uma vez que a perturbação seja interrompida,

e interessantemente, resultados mostram que esforços intensivos de restauração podem na verdade

tornar a recuperação mais lenta, por exemplo, pela limpeza prévia da área onde muitos indivíduos

jovens regenerantes são destruídos (SAMPAIO et al., 2007).

Percebe-se que alterar de um estado não degradado para um estado degradado é

relativamente fácil, mas mover-se de um estado degradado para outro menos degradado muitas

vezes requer significativamente mais esforços, além da simples remoção do impacto, pois os


4

processos ecológicos podem ter sido alterados a ponto de que a simples remoção do estresse seja

insuficiente para promover a recuperação da área (HERRICK et al., 2006).

A restauração de matas ciliares precisa ser estratégica e sistemática, de forma que metas

específicas devem ser incluídas em um amplo espectro, preferencialmente no nível de bacia

hidrográfica. Além disso, algumas medidas alternativas têm sido sugeridas, como a implementação

de silviculturas nas zonas ripárias para recuperar funções ecológicas específicas, como por exemplo,

a estabilidade do canal, a entrada de liteira e outros detritos (NAIMAN et al., 2005).

Outra medida pode ser o incremento das denominadas “zonas ciliares de amortecimento”. A

zona de amortecimento mais simples constitui-se de faixas de vegetação herbácea compostas por

uma ou várias espécies ao longo do córrego, onde gramíneas e leguminosas são usadas de acordo

com as condições locais em larguras variando de 15 a 50 metros (NAIMAN et al., 2005).

Em outra forma mais complexa são utilizadas múltiplas espécies em três zonas distintas,

desde as terras mais altas até a margem do curso de água. A primeira zona consiste numa floresta

não manejada ao longo da margem que fornece sombreamento e detritos ao curso de água; a

segunda zona é uma floresta manejada, onde são plantadas espécies arbustivas nativas e; a terceira

zona consiste de uma faixa filtro composta por gramíneas e forbs nativos que interceptam e reduzem

a concentração de partículas superficiais que escorrem de culturas adjacentes e se movem mais

lentamente pela zona de amortecimento (SCHULTZ et al., 2004). A largura das zonas é variável e

depende do tipo e uso do solo, mas recomenda-se o mínimo de 10 m para a zona 01, mínimo de 3 a

4 m para a zona 02 e um mínimo de 6 a 7 m para a zona 03 (NAIMAN et al., 2005).

As zonas ciliares de amortecimento são uma prática agroflorestal reconhecida que fornecem

não somente fitorremediação para alguns poluentes, mas também aumentam a biodiversidade dos

ecossistemas terrestre e aquático, promovem a estabilização da margem, reduzem danos causados

pelas inundações, recarregam o lençol freático, sequestram carbono e ainda fornecem

oportunidades de recreação e produtos madeireiros e não madeireiros (SCHULTZ et al., 2004).

Outra forma de intervenção, um modelo baseado na sucessão, consiste em linhas de plantio

de preenchimento e diversidade. Nas linhas de preenchimento, de 15 a 30 espécies de crescimento

rápido são plantadas para promover uma rápida cobertura do solo e melhorar as condições

ambientais próximas ao solo. Nas linhas de diversidade são implantadas de 70 a 80 espécies arbóreas

secundárias tardias e clímax que promoverão desenvolvimento a longo tempo e a manutenção da

estrutura florestal, além de introduzir maior diversidade funcional ao sistema (RODRIGUES et al.,

2009).


5

Diversos outros modelos podem ser encontrados na literatura cientifica, desde a restauração

baseada apenas no plantio de espécies pioneiras, de grupos funcionais, ou de espécies de mercado

(madeireiras) (LAMB et al., 2005), a plantios por semeadura direta, modelos que consideram a

raridade e abundância das espécies, modelos de enchimento, modelos de enriquecimento, dentre

outros (KAGEYAMA & GANDARA, 2004; BARBOSA, 2004).

Projetos de restauração ecológica têm aumentado em todo o mundo e estas florestas

restauradas podem melhorar os serviços ecossistêmicos e contribuir para a conservação biológica,

mas é sabido que as mesmas não correspondem à composição e estrutura da cobertura florestal

original, e, além disso, é preciso cautela para não promover uma homogeneização biótica através do

plantio difundido de um pequeno número de espécies nativas levando a um decréscimo da

diversidade genética (CHAZDON, 2008). A variação genética dentro das populações representa o

potencial para auxiliar na adaptação dos indivíduos frente a novos eventos seletivos (RICE & EMERY,

2003).

Gandolfi et al. (2007), discutindo sobre a ideia de que cada árvore do dossel funciona como

um filtro da biodiversidade, ressaltam que a utilização de poucas espécies de dossel em projetos de

restauração, juntamente com a intensa seleção de algumas espécies tropicais para fins madeireiros,

reduz a disponibilidade de micro sítios espécie-específicos para a regeneração e afeta a

biodiversidade futura nestas florestas implantadas.

Assim, a complexidade ambiental deve ser levada em consideração no momento da escolha

e da distribuição das espécies nos projetos de recuperação ciliar para haver heterogeneidade da

vegetação implantada, pois a homogeneização pode ter consequências imprevisíveis na dinâmica e

na diversidade das áreas recuperadas (RODRIGUES & NAVE, 2004).

Além da complexidade ecológica, é importante relembrar que a maior parte das matas

ciliares foi modificada por influências humanas permanecendo com características restritas, e como

consequência, objetivar restaurá-las aos estados originais é frequentemente irreal e nem sempre

desejável, por exemplo, quando os estados originais são confrontados com as exigências das

sociedades modernas, suas necessidades de bens e serviços ou mesmo em termos de qualidade

estética (NAIMAN et al., 2005).

Finalmente, no contexto da restauração ecológica, é válido lembrar que as ações atuais são

no sentido de acelerar o processo de regeneração natural, sendo a recuperação de áreas degradadas

uma consequência do uso incorreto da paisagem e dos solos, e apenas uma tentativa limitada de

remediar um dano que na maioria das vezes poderia ter sido evitado (RODRIGUES & GANDOLFI,

1998; 2004).


6

1.4. Frente ao Aquecimento Global e aos Desafios da Sociedade Moderna

Nos últimos anos outro fator que tem sido debatido e incorporado nas decisões de manejo

da restauração ecológica (e também na biologia da conservação) é a evolução das espécies

concomitante ao aquecimento global. Um entendimento completo do papel da evolução na

formação das espécies e populações auxiliará os ecólogos da restauração na tomada de decisões de

manejo que facilitem a persistência da diversidade face à mudança climática global, sendo uma

medida potencial a ser adotada a manipulação da arquitetura genética de populações alvo para

elevar suas habilidades em se adaptar às condições de mudança (RICE & EMERY, 2003).

Por outro lado, o fato de as áreas restauradas não retornarem ao seu estado original, talvez

seja um ponto positivo quando considerada a mudança climática global. Como argumentado por

Harris et al. (2006), a restauração ecológica está incluída no conjunto de respostas humanas às

mudanças climáticas, e utilizar o passado, quando ele não é um indicador acurado do futuro, acabará

sendo contrário em termos de obtenção de resultados de restauração realísticos e duradouros,

sendo essencial incorporar previsões de ambientes futuros no planejamento e nas práticas da

restauração.

É imprescindível, para o sucesso dos projetos de restauração, conscientizar os distintos

segmentos da sociedade sobre a importância da recuperação das matas ciliares e áreas degradadas

como um todo, além é claro da conservação dos remanescentes existentes (MARTINS, 2011). Devem

ser realizadas campanhas de educação ambiental nas escolas e na mídia, além de serem

consideradas outras circunstâncias, como os padrões de posse da terra, questões legais e como os

projetos afetarão as comunidades locais. Estas considerações irão determinar se a comunidade se

envolverá no processo e trabalhará em prol do seu sucesso. Sem o envolvimento da sociedade é

improvável o sucesso de qualquer forma de restauração florestal (LAMB & GILMOUR, 2003;

MARTINS, 2011).

Um desafio é tornar a restauração ecológica atrativa aos proprietários de terra, mas alguns

esforços têm sido sugeridos como, por exemplo, o incremento de políticas e um conjunto de leis

apropriadas, empréstimos financeiros e incentivos fiscais, fornecimento de informações e assistência

técnica aos proprietários e comunidades, desenvolvimento de sistemas silviculturais, entre outros

(LAMB et al., 2005). O melhoramento das tecnologias de semeadura direta, juntamente com a

inoculação de fungos micorrízicos ou bactérias fixadoras de nitrogênio, também podem ajudar a

reduzir custos e incentivar projetos de restauração, além disso, o mercado para serviços ecológicos

como o sequestro de carbono, a biodiversidade e redução da salinidade também contribuem (LAMB

& GILMOUR, 2003).


7

No Estado de São Paulo, por exemplo, existem duas principais motivações para a restauração

ecológica, sendo elas (i) as exigências de mercado, tal como a certificação ambiental para exportação

de produtos, principalmente o açúcar, por grandes empresas e (ii) programas governamentais que

fornecem incentivos e encorajamento da restauração em propriedades privadas (RODRIGUES et al.,

2011). Contudo, existe a necessidade de uma abordagem diferenciada para a restauração em

pequenas propriedades que, por vezes, detêm maior proporção de áreas ripárias do que nas grandes

propriedades vinculadas à produção da cana-de-açúcar (RODRIGUES et al., 2011).

Como demonstrado por Knoke et al. (2009), no sul do Equador, as necessidades de

subsistência da população local podem ser conciliadas com objetivos de conservação. O concílio

entre preservação de remanescentes florestais, reflorestamento com árvores para corte seletivo e

pastagens garante maior renda líquida anual aos proprietários do que o uso de pastagens apenas, já

que uma atividade sozinha está mais susceptível a oscilações de mercado. A diversificação na

produção pode não somente reduzir o desmatamento em 45%, mas também aumentar os lucros dos

proprietários em 65% após as áreas abandonadas improdutivas serem recuperadas (KNOKE et al.,

2009).

No Quênia, a restauração é atualmente chave para o crescimento econômico do país. O

Complexo Florestal de Mau, que gera cerca de US$320 milhões por ano em serviços (água,

ecoturismo etc), não foi poupado da degradação, sendo desmatados 107.000 ha da cobertura

florestal nas últimas décadas (25% da floresta original) (FELA, 2010). Mortes, perdas de colheitas,

gado e outros meios de subsistência são resultantes da degradação que acarretou em secas e

inundações severas, e o objetivo agora é aumentar a cobertura florestal do país de 1.7% para 10%

até meados de 2020, o projeto conta com a participação das comunidades locais (FELA, 2010).

1.5. Indicadores Ecológicos e a Avaliação de Áreas Restauradas

Após a implantação dos projetos de restauração é importante avaliar o seu sucesso, por meio

de indicadores de avaliação e monitoramento, para verificar se o projeto necessita de novas

interferências ou mesmo ser redirecionado objetivando acelerar os processos de sucessão e

recuperação das funções ciliares (MARTINS, 2011). O monitoramento é considerado como uma parte

essencial de muitos planos de conservação e de avaliação de recursos (COUSINS & LINDBORG, 2004).

A utilização de indicadores é interessante uma vez que permite realizar comparações entre

projetos finalizados e a recomendação de técnicas, dependendo da situação da área a ser recuperada

e dos objetivos pretendidos. Contudo, é pouco provável o estabelecimento de indicadores de uso

universal, generalista, devido à complexidade de ambientes e a diversidade de situações existentes

(RODRIGUES & GANDOLFI, 2004).


8

Indicadores ecológicos podem ser utilizados para avaliar uma condição ambiental, fornecer

um sinal de alerta de mudanças no ambiente ou para diagnosticar as causas de um problema

ambiental (DALE & BEYELER, 2001). Os indicadores são ferramentas úteis porque suas características

principais representam uma tentativa de reduzir a complexidade, evitar também medidas

complicadas e selecionar métodos mais simples que podem levar a uma representação satisfatória

de uma complexa relação (MÜLLER & LENZ, 2006).

Como a seleção de indicadores envolve uma ação cognitiva e cultural de observação do

ambiente de um modo particular, sob certas premissas e preferências, a interpretação das

informações obtidas pelo uso de indicadores implicitamente reflete os valores daqueles que os

desenvolvem e os selecionam (SCHILLER et al., 2001).

Indicadores têm sido fortemente procurados para uma variedade de propósitos, tal como

indicadores da integridade ecossistêmica, da biodiversidade e mudanças ambientais (COUSINS &

LINDBORG, 2004). Indicadores ecológicos deveriam preencher alguns critérios como ser de fácil

medição, ser sensível ao estresse sobre o sistema, responder ao estresse de forma previsível, ser

antecipatório, predizer mudanças que podem ser evitadas por ações de manejo, ser integrativo, ter

respostas de baixa variabilidade e conhecidas a perturbações, aos estresses antropogênicos e as

mudanças ao longo do tempo (DALE & BEYELER, 2001).

Um grupo promissor de indicadores de avaliação e monitoramento, de áreas restauradas e

naturais, são os indicadores vegetativos, de relativa facilidade na quantificação, e em sua maioria

referentes à comunidade como, por exemplo, a riqueza, a diversidade, a equabilidade vegetal, as

fisionomias e grupos ecológicos, e também outros parâmetros como a chuva de sementes, banco de

sementes, produção de liteira e silvigênese (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998; MARTINS, 2011).

Além dos indicadores vegetativos existem outros como o fluxo e ciclagem de nutrientes, a

micro e mesofauna do solo, a presença e estrutura de grupos faunísticos, e populações de insetos,

como formigas, cupins, vespas, abelhas e besouros (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998; MARTINS,

2011). O investimento atual no planejamento e definição de programas de monitoramento resultará

em dados de alta qualidade e utilidade para os próximos anos (TIERNEY et al., 2009).

Martins (2011) atenta para a importância em considerar que a avaliação de projetos de

recuperação, através de indicadores, é função das metas e objetivos pretendidos com ela, ou seja,

não se deve esperar elevada biodiversidade em um projeto muito localizado cujo objetivo tenha sido

o da proteção do solo e do curso de água contra os efeitos adversos da erosão em uma área

extremamente degradada.


9

Uma dificuldade em selecionar indicadores apropriados é lidar com a complexidade dos

sistemas ecológicos, além disso, a aplicação de um único indicador pode não ser suficiente para

demonstrar o sucesso ou insucesso de um projeto de recuperação de matas ciliares, portanto, é

necessário utilizar um conjunto de indicadores representativos da estrutura, função e composição do

sistema (DALE & BEYELER, 2001; MARTINS, 2011).

2. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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3. HISTÓRICO DA ÁREA DE ESTUDO

A área de estudo situa-se a jusante da ponte da BR-381, na divisa dos municípios de Belo

Horizonte e Sabará (Fig. 1). Por volta do ano de 2006 a área apresentava elevado grau de degradação

devido a interferências causadas a montante do rio que acabaram modificando sua morfologia

fluvial. Havia acentuado processo de erosão e assoreamento, onde o curso de água escavava a

margem esquerda e depositava sedimentos na margem direita, causando instabilidade e pondo em

risco residências do entorno.

O alto grau de degradação despertou o interesse de pesquisadores da Universidade Federal

de Minas Gerais que estudaram meios de resolver tais problemas. O projeto para recuperação da

área faz parte do Programa de Revitalização da Bacia do Rio das Velhas/Projeto Manuelzão e teve

apoio de pesquisadores do Departamento de Botânica, Departamento de Engenharia Hidráulica, e


12

Museu de História Natural da UFMG, além de órgãos governamentais (SEMAD e MMA) e empresas

privadas.

As soluções encontradas para a recuperação da área, que tem cerca de 500 m de extensão,

foram o rebaixamento da margem direita e criação de uma floresta inundável, além da

desaceleração do processo de erosão e solapamento na margem esquerda. As medidas propostas

foram concretizadas no ano de 2007 e desde então estudos têm sido realizados para verificar a

eficiência das diversas técnicas de recuperação utilizadas na área.

Figura 1. Imagem de satélite da mata ciliar reabilitada foco deste trabalho, no Rio das Velhas, Sabará, MG, com detalhes das zonas de amortecimento (imagem de cima), e mostrando também que a região é bastante antropizada (imagem de baixo). Fonte: Google Earth, data das imagens: 30/06/2012. __________________________________________________________________________________


13

3.1. O fragmento recuperado

O trecho reabilitado, foco deste trabalho, foi denominado de “floresta inundável” implantada

no projeto de revitalização com cerca de 4680 m2 e localizada entre as coordenadas geográficas

19°50’22.35”S e 43°51’59.20”W (Fig. 1). O sistema de plantio baseou-se no estudo de Schultz et al.

2004, implantando-se o modelo de “zonas de amortecimento”, sendo elas; Zona 01 - de preservação

arbórea adjacente ao curso de água, Zona 02 - de manejo com espécies arbóreas, e Zona 03 -

tamponamento e de manejo do solo (Fig. 1). As espécies utilizadas no plantio são listadas na Tabela

1.

Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de mata ciliar inundável no Rio das Velhas, Sabará, MG.

ZONAS DE PLANTIO

ESPÉCIES PLANTADAS

01

-Myrsine sp. (pororoca) -Miconia sp. -Morus nigra L. (amoreira) -Eugenia uniflora L. (pitanga) -Psidium rufum Mart. ex DC. (goiabinha)

-Psidium guajava L. (goiaba) -Croton urucurana Baill. (sangra d’água) -Inga edulis Mart. (ingá de metro) -Inga vera Willd. (ingá) -Erythrina verna Vell. (eritrina)

02

-Piptadenia gonoacantha (Mart.) J.F.Macbr. (pau jacaré) - Inga edulis Mart. (ingá de metro) -Luehea grandiflora Mart. & Zucc. (açoita cavalo) -Anadenanthera peregrina (L.) Speg. (angico)

-Centrolobium tomentosum Guillem. ex Benth. (arariba) -Hymenaea courbanil L. (jatobá) -Handroanthus impetiginosus (Mart. ex DC.) Mattos (ipê roxo)

03

-Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze (mimosa) -Samanea tubulosa (Benth.) Barneby & J.W.Grimes (sete cascas) -Acrocomia aculeata (Jacq.) Lodd. ex Mart. (macaúba) -Ceiba speciosa (A.St.-Hil.) Ravenna (paineira) -Sterculia sp. (pau rei)

-Cecropia sp. (embaúba) -Peltophorum dubium (Spreng.) Taub. (canfístula) -Machaerium sp. (jacarandá) -Machaerium hirtum (Vell.) Stellfeld (jacarandá de espinho)

Herbáceas (área geral)

-Arachis pintoi Krapov. & W.C.Greg. -Stylosanthes guianensis (Aubl.) Sw. -Piper umbelattum L.

-Miconia sp. -Helianthus annuus L. -Tradescantia sp.

Fonte: Projeto fornecido pela Prof.ª Mª Rita S. Muzzi, Departamento de Botânica UFMG (2007).

Este trecho específico apresenta características distintas, pois (1) trata-se de uma área sem

resiliência, cuja vegetação começou a se estabelecer somente a partir do plantio, após a remoção


14

dos depósitos de areia e cobertura com solo alóctone; (2) o rio exerce forte pressão de seleção sobre

a comunidade vegetal através de inundações periódicas na estação chuvosa e (3) a região é bastante

antropizada com o estabelecimento de estradas, residências e empresas próximas.

4. OBJETIVO GERAL

Avaliar a efetividade da reabilitação, após cinco anos de implantação, em um trecho

de mata ciliar no leito do Rio das Velhas utilizando indicadores vegetais de

restauração.

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

15

COMPOSIÇÃO FLORÍSTICA E ESTRUTURA DA VEGETAÇÃO COMO INDICADORES DE RESTAURAÇÃO

EM UMA MATA CILIAR INUNDÁVEL NO RIO DAS VELHAS, MINAS GERAIS

Vinícius LONDE1, 3, Hildeberto C. de SOUSA1, Alessandra R. KOZOVITS1, Maria Rita S. MUZZI2

1 Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais, Departamento de Biodiversidade, Evolução e Meio Ambiente, Universidade Federal de Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, MG, Brasil; 2 Programa de Pós-Graduação em Biologia Vegetal, Departamento de Botânica, Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte, MG, Brasil; 3 Autor para correspondência: [email protected]

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

16

Resumo. A vegetação é um parâmetro importante na classificação de habitats, pois as plantas são

elementos conspícuos e estacionários do ecossistema, havendo relativa facilidade em sua

mensuração e acompanhamento ao longo do tempo. No presente trabalho objetivou-se conhecer a

estrutura do estrato arbóreo, a composição florística e as diferentes formas de vida da vegetação,

além de averiguar se as espécies implantadas se estabeleceram com sucesso em um trecho de mata

ciliar reabilitada às margens do Rio das Velhas, município de Sabará, MG, após cinco anos do plantio.

Para tal, foram sorteadas 15 parcelas de 100 m2 cada nas quais foram amostrados todos os

indivíduos arbóreos e coletado material botânico fértil destes e de outros estratos da vegetação. 220

indivíduos arbóreos foram registrados, pertencentes a 27 espécies, com altura média de 5,4 m,

diâmetro de 7,4 cm e área basal total de 12547,1 m2ha-1. Constatou-se que três das espécies

arbóreas plantadas não se desenvolveram, enquanto outras três exóticas surgiram. Houve registros

de arbustos, ervas e trepadeiras, com aumento de 76% na riqueza total de espécies, embora sendo, a

maioria, composta por ervas daninhas. As espécies arbóreas mais abundantes foram Croton

urucurana com 28 indivíduos, Mimosa bimucronata e Piptadenia gonoacantha com 27 indivíduos

cada e Samanea tubulosa com 21. Verificou-se que as árvores da área têm ainda a crescer e a

acumular biomassa, mas atenção especial deve ser dada às espécies exóticas estabelecidas,

recomendando-se também o manejo extensivo das ervas e arbustos invasores que podem

comprometer a regeneração natural na floresta estudada. A estrutura e a composição florística

foram indicadores úteis da condição de sustentabilidade da floresta estudada sendo recomendados

para uso em outras pesquisas em áreas em processo de restauração.

Palavras chave: estrutura fitossociológica; formas de vida; indicadores vegetais.

Abstract. The vegetation is a good parameter in the habitat classification because plants are

stationary elements of the ecosystem having relative ease of its measurement and accompaniment

along the time. In this study, we aimed to know the structure at tree layer, the floristic composition

and the different kinds of life forms, besides checking if the species planted establishing with success

in a stretch of rehabilitated riparian zone at the Das Velhas River, municipally of Sabará, Minas Gerais

State, after five years of planting. We established 15 plots of 100m2 at area where all arboreal

individuals sampled were and fruitful botanical material collected was of all life forms. Recorded

were 220 arboreal individuals of 27 species with average height of 5.4 m, diameter of 7.4 cm and

total basal area of 12547.1 m2ha-1. Three tree planted species did not develop but other three exotic

species emerged. There recorded was of shrubs, herbs and climbers with increased of 76% at total

species richness but the major composed by weeds. The arboreal species most abundant were

Croton urucurana with 28 individuals, Mimosa bimucronata and Piptadenia gonoacantha with 27

individuals each and Samanea tubulosa with 21. The trees of the area have until to growth and

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

17

accumulate biomass but special attention given should be the exotic species and we also recommend

make extensive management of invasive herbs and shrubs that might compromise the natural

regeneration. The structure and floristic composition were useful indicators of the sustainable level

at forest, and used can be in other areas in restoration process.

Key words: phytosociological structure; life forms; restoration indicators.

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

18

1. INTRODUÇÃO

As florestas ciliares são todos os tipos de vegetação arbórea às margens de cursos de água,

independentemente de sua área, região de ocorrência e composição florística (AB’SÁBER, 2004),

possuindo ampla heterogeneidade fisionômica, vegetal e estrutural (MARTINS, 2011). Devido a sua

grande importância na manutenção de processos ecossistêmicos, e pela crescente conscientização

da população sobre a necessidade de conservação dos recursos naturais, têm-se constatado fortes

avanços científicos e melhoria nos projetos de restauração das matas ciliares (MARTINS, 2011).

Na fase posterior (e algumas vezes na fase anterior) à implementação dos projetos de

restauração são utilizados indicadores de avaliação e monitoramento visando conhecer o estado

atual da área para tomar decisões de manejo, quando necessárias (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998).

Neste sentido, a vegetação é uma característica útil na classificação de habitats, pois as plantas

vasculares são elementos conspícuos e estacionários havendo relativa facilidade na sua mensuração

e acompanhamento ao longo do tempo (BOWERS & BOUTIN, 2008).

Entre os indicadores vegetais que podem ser utilizados na avaliação de áreas destacam-se a

estrutura do estrato arbóreo e a composição florística. A estrutura se refere à forma como a

comunidade vegetal está organizada no espaço e pode ser mensurada, entre outros, pela densidade

de indivíduos e pela altura média do dossel (BRANCALION et al., 2012). A composição florística

refere-se às espécies e grupos funcionais integrantes da comunidade e são caracterizados através da

riqueza e diversidade de espécies nativas regionais, pela presença de árvores exóticas, pela

classificação quanto às formas de vida, etc. (BRANCALION et al., 2012).

Além disso, os levantamentos florísticos são importantes às pesquisas botânicas e ecológicas,

pois permitem conhecer a fitodiversidade local, ou seja, quais espécies vegetais ocorrem em

determinada comunidade indicando, inclusive, se existem e quais são as espécies exóticas e

invasoras presentes na área (MORO & MARTINS, 2011). E para ter uma ideia mais clara da flora local

e da contribuição de cada hábito de crescimento à riqueza total, é interessante realizar, junto aos

trabalhos fitossociológicos do estrato lenhoso, o levantamento qualitativo dos demais hábitos e

formas de vida presentes na área produzindo uma lista de espécies associadas (MORO & MARTINS,

2011).

Assim, considerando a relevância da avaliação de áreas recuperadas para a verificação de seu

status atual, o presente estudo objetivou conhecer a estrutura do estrato arbóreo e a composição de

espécies de outras formas de vida, e utilizá-las como indicadores para avaliar um trecho de mata

ciliar reabilitada há cinco anos à margem do Rio das Velhas/MG.

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

19

2. MATERIAL E MÉTODOS

2.1. Área de estudo

O Rio das Velhas é o maior tributário do Rio São Francisco e sua bacia está localizada na

região central do Estado de Minas Gerais, a qual é fortemente urbanizada e possui uma população

estimada em 4,5 milhões de habitantes distribuídos em 51 municípios (POLIGNANO et al., 2001).

A área de estudo faz parte do Programa de Revitalização da Bacia do Rio das Velhas/Projeto

Manuelzão, desenvolvido pela Universidade Federal de Minas Gerais, e situa-se a jusante da ponte

da BR-381 na divisa entre os municípios de Belo Horizonte e Sabará. O local é bastante antropizado,

estando nos arredores de um frigorífico e um bairro residencial. No ano de 2007, entre outras ações,

foi implantada uma “mata inundável” com cerca de 4680 m2 objetivando conter erosão do solo (Fig.

1).

O modelo de plantio utilizado foi o de zonas de amortecimento (SCHULTZ et al., 2004),

implantando-se três zonas: 01) de preservação arbórea adjacente ao curso de água, 02) de manejo

com espécies arbóreas e 03) de tamponamento e manejo do solo. Em cada zona foram plantadas

distintas espécies, listadas na Tabela 1.

Figura 1. Imagem de satélite da mata ciliar reabilitada, foco deste trabalho, no Rio das Velhas, Sabará/MG, com detalhes das zonas de amortecimento (imagem superior), e da região no entorno (imagem inferior). Fonte: Google Earth, data das imagens: 30/06/2012.

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Tabela 1. Lista de espécies que foram utilizadas no projeto de reabilitação de um trecho de mata ciliar inundável no Rio das Velhas, Sabará, MG. Fonte: Projeto fornecido pela Prof.ª Mª Rita S. Muzzi, Departamento de Botânica/UFMG (2007).

ZONAS DE PLANTIO

ESPÉCIES PLANTADAS

01

●Myrsine sp. (pororoca)

●Miconia sp.

◊Morus nigra L. (amoreira)

●Eugenia uniflora L. (pitanga)

●Psidium rufum Mart. ex DC. (goiabinha)

*Psidium guajava L. (goiaba)

●Croton urucurana Baill. (sangra d’água)

●Inga edulis Mart. (ingá de metro)

●Inga vera Willd. (ingá)

●Erythrina verna Vell. (eritrina)

02

●Piptadenia gonoacantha (Mart.) J.F.Macbr. (pau jacaré)

●Inga edulis Mart. (ingá de metro)

●Luehea grandiflora Mart. & Zucc. (açoita cavalo)

●Anadenanthera peregrina (L.) Speg. (angico)

●Centrolobium tomentosum Guillem. ex Benth. (araribá)

●Hymenaea courbanil L. (jatobá)

●Handroanthus impetiginosus (Mart. ex DC.) Mattos (ipê roxo)

03

●Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze (mimosa)

▪Samanea tubulosa (Benth.) Barneby & J.W.Grimes (sete cascas)

●Acrocomia aculeata (Jacq.) Lodd. ex Mart. (macaúba)

●Ceiba speciosa (A.St.-Hil.) Ravenna (paineira)

●Sterculia sp. (pau rei)

●Cecropia sp. (embaúba)

●Peltophorum dubium (Spreng.) Taub. (canfístula)

●Machaerium sp. (jacarandá)

●Machaerium hirtum (Vell.) Stellfeld (jacarandá de espinho)

Herbáceas (área geral)

●Arachis pintoi Krapov. & W.C.Greg.

●Stylosanthes guianensis (Aubl.) Sw.

●Piper umbelattum L.

●Miconia sp.

◊Helianthus annuus L.

●Tradescantia sp.

Legenda: ●Espécie nativa do Estado de Minas Gerais / *Naturalizada / ▪Nativa do Brasil, mas não de Minas Gerais / ◊Exótica. Classificação a partir da Lista de Espécies da Flora do Brasil (2013).

2.2. Desenho amostral

Foram distribuídas aleatoriamente 15 parcelas de 10 m x 10 m (100 m2) cada, numeradas de

01 a 15, alocando-se cinco delas por zona de plantio. Inicialmente todos os indivíduos arbóreos

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

21

presentes nas parcelas foram marcados com lacre e número de identificação e, em seguida foi

medida a circunferência à altura do peito (CAP) a 1,30 m do solo, utilizando fita métrica, e a altura

estimada com auxílio de varas graduadas.

Os dados foram analisados em planilha própria para fitossociologia no software Microsoft

Excel versão 2010 obtendo-se os resultados de frequência, densidade, dominância, área basal e

índice de valor de importância (IVI) para cada espécie. Para verificar se haviam diferenças

significativas na estrutura da vegetação arbórea entre as três zonas de plantio utilizaram-se os testes

estatísticos ANOVA one-way e Kruskal-Wallis através do software PAST versão 2.16.

2.3. Coleta e identificação do material botânico

De novembro de 2011 a outubro de 2012 foram realizadas coletas de material botânico fértil

dos indivíduos arbóreos e de outros estratos da vegetação, sendo os espécimes posteriormente

identificados com o auxílio da literatura, por comparação em herbário ou por especialistas. A

classificação das famílias seguiu as normais da APG III (2009), e as espécies de acordo com a Lista de

Espécies da Flora do Brasil (2013). Todo o material coletado foi incorporado às coleções do Herbário

Prof. José Badini da Universidade Federal de Ouro Preto/MG.

As espécies foram classificadas quanto ao hábito em árvores, arbustos, herbáceas e

trepadeiras (JUDD et al., 2009), quanto à origem (nativas ou exóticas), e as arbóreas foram

classificadas quanto ao grupo ecológico em pioneiras (Pi) e não pioneiras (NP) com base nos

trabalhos de Gandolfi et al. (1995) e Martins (2011). Também foram realizadas comparações entre a

lista de espécies plantadas na área no ano de 2007 e a listagem atual (check list), além de realizado o

coeficiente de similaridade de Jaccard para verificar a similaridade entre as duas listagens.

3. RESULTADOS

Ao todo foram registrados 219 indivíduos arbóreos vivos e apenas um morto, distribuídos em

10 famílias, 20 espécies, e sete morfoespécies (Tab. 2). Não houve nenhum registro das espécies

Acrocomia aculeata (macaúba), Hymenaea courbaril (jatobá) e Sterculia sp. (pau rei), salientando-se

que as mesmas não estavam entre as morfoespécies. Por outro lado, registraram-se três novas

ocorrências: Leucaena leucocephala, Melia azedarach e Tecoma stans.

Notou-se aumento progressivo na abundância de indivíduos da zona 01 para a zona 03, pois

a zona 01, próxima ao curso de água, conteve 18% dos indivíduos arbóreos, enquanto a zona 02,

intermediária, apresentou 35%, e quase metade dos indivíduos foram encontrados na zona 03 (47%),

mais afastada do rio.

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22

A altura média das árvores foi de 5,4 m (DP±1,8 m) e o diâmetro de seus troncos de 7,4 cm

(±4,4 m). Os indivíduos da zona 03 mostraram-se um pouco mais altos, com média de 5,7 m e

diâmetro de 7,4 cm; enquanto os da zona 01 tiveram altura média de 5,5 m e DAP de 8,0 cm, e os da

zona intermediária apresentaram menor altura e diâmetro, 4,9 m e 6,7 cm, respectivamente. A

densidade e a área basal total estimada foram de 470,1 ind.ha e 12547,1 m2ha-1, respectivamente.

O diâmetro à altura do peito não variou entre as zonas de plantio 01 e 02, mas ambas

diferiram significativamente da zona 03 (p<0,01). Já para área basal houve diferença nos valores

entre as zonas 01 e 02 (p<0,05), e também para altura entre as três zonas (p<0,05), sugerindo que os

indivíduos plantados estão acumulando biomassa de forma distinta entre as zonas de plantio.

As espécies mais abundantes foram Croton urucurana com 28 indivíduos, Mimosa

bimucronata e Piptadenia gonoacantha com 27 indivíduos cada, e Samanaea tubulosa com 21

indivíduos. Juntas, essas quatro espécies compuseram 47% da amostra arbórea total. Entre as

espécies menos abundantes encontraram-se Cecropia sp. e Eugenia uniflora, ambas com apenas um

indivíduo registrado (Tab. 2).

Croton urucurana também se destacou com elevada área basal (2351,2 m2ha-1), densidade

relativa (12,7%) e dominância (19%), sendo assim a espécie de maior importância fitossociológica na

área de estudo (13,7%). Em seguida, quanto a esses mesmos parâmetros destacaram-se Samanea

tubulosa e Piptadenia gonoacantha (Tab. 2). Já Luehea grandiflora, apesar de não estar entre as

quatro espécies com maior dominância absoluta e relativa, foi a mais frequente (10,2%) estando

presente em 11 das 15 parcelas amostrais (Tab. 2).

Considerando agora todos os hábitos de vida, foram encontradas 28 famílias e 106 espécies

na área, mas como pode ser verificado na Tabela 3, a maior parte das espécies foram ervas (72%),

com reduzido número de trepadeiras (7%) e arbustos (3%). Não foram registrados indivíduos das seis

espécies herbáceas plantadas durante a execução do projeto (Tab. 1 e 3). O índice de similaridade

florística entre as duas listagens de espécies foi de J’ = 0,14.

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

Tabela 2. Dados fitossociológicos das espécies arbóreas registradas na mata ciliar inundável à margem do Rio das Velhas, Sabará, MG.

Espécie Família Grupo

ecológico Nº

ind. Área basal (m2/ha-1)

DoA (m2.ha-1)

DoR (%)

FA FR (%)

DA (ind.ha-1)

DR (%)

IVI (%)

Croton urucurana Euphorbiaceae Pi 28 2351,2 5024 19,0 66,7 9,3 59,8 12,7 13,6

Piptadenia gonoacantha Fabaceae NP 27 1597,5 3413 12,9 66,7 9,3 57,7 12,3 11,6

Samanea tubulosa Fabaceae Pi 21 1754,9 3750 14,2 60,0 8,3 44,9 9,5 10,7

Mimosa bimucronata Fabaceae Pi 27 1244,5 2659 10,0 40,0 5,6 57,7 12,3 9,2

Centrolobium tomentosum Fabaceae NP 17 1059,5 2264 8,5 46,7 6,5 36,3 7,7 7,7

Luehea grandiflora Malvaceae NP 17 568,2 1214 4,6 73,3 10,2 36,3 7,7 7,5

Morus nigra Moraceae Exótica 17 682,8 1459 5,5 53,3 7,4 36,3 7,7 6,9

Ceiba speciosa Malvaceae NP 07 662,0 1415 5,3 40,0 5,6 15,0 3,2 4,7

Handroanthus impetiginosus Bignoniaceae NP 08 264,6 565 2,1 33,3 4,6 17,1 3,6 3,5

Inga edulis Fabaceae NP 06 226,4 484 1,8 33,3 4,6 12,8 2,7 3,1

Peltophorum dubium Fabaceae NP 06 439,9 940 3,5 20,0 2,8 12,8 2,7 3,0

Erythrina speciosa Fabaceae Pi 06 190,2 406 1,5 26,7 3,7 12,8 2,7 2,6

Melia azedarach Meliaceae Exótica 02 637,9 1363 5,1 13,3 1,9 4,3 0,9 2,6

Tecoma stans Bignoniaceae Exótica 05 104,8 224 0,8 26,7 3,7 10,7 2,3 2,3

Indet. 01 - - 04 36,0 77 0,3 13,3 1,9 8,5 1,8 1,3

Leucaena leucocephala Fabaceae Exótica 03 2,0 4 0,0 13,3 1,9 6,4 1,4 1,1

Indet. 02 - - 03 26,1 56 0,2 13,3 1,9 6,4 1,4 1,1

Psidium sp. Myrtaceae NP 02 37,2 79 0,3 13,3 1,9 4,3 0,9 1,0

Myrsine sp. Primulaceae NP 02 15,4 33 0,1 13,3 1,9 4,3 0,9 1,0

Machaerium sp. Fabaceae NP 02 116,8 250 0,9 6,7 0,9 4,3 0,9 0,9

Indet. 06 - - 01 161,1 344 1,3 6,7 0,9 2,1 0,5 0,9

Indet. 04 - - 03 24,0 51 0,2 6,7 0,9 6,4 1,4 0,8

Cecropia sp. Urticaceae Pi 01 86,7 185 0,7 6,7 0,9 2,1 0,5 0,7

Eugenia uniflora Myrtaceae NP 01 36,8 79 0,3 6,7 0,9 2,1 0,5 0,6

Indet. 03 - - 02 11,5 25 0,1 6,7 0,9 4,3 0,9 0,6

Indet. 07 - - 01 38,5 82 0,3 6,7 0,9 2,1 0,5 0,6 Indet. 05 - - 01 20,4 44 0,2 6,7 0,9 2,1 0,5 0,5

Legenda: Pi: Pioneira; NP: não pioneira; nº ind.: número de indivíduos; indet.: indeterminada; DoA: dominância absoluta; DoR: dominância relativa; FA: frequência absoluta; FR: frequência relativa; DA: densidade absoluta; DR: densidade relativa; IVI: índice de valor de importância.

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Tabela 3. Lista de espécies registradas na área reabilitada, após cinco anos do plantio, à margem do Rio das Velhas, município de Sabará, MG, classificadas quanto à forma de vida.

N ESPÉCIE AUTOR FAMÍLIA HÁBITO

01 Cecropia sp. - Urticaceae Arbórea

02 Ceiba speciosa (A.St.-Hil.) Ravenna Malvaceae Arbórea

03 Centrolobium tomentosum Guillem. ex Benth. Fabaceae Arbórea

04 Croton urucurana Baill. Euphorbiaceae Arbórea

05 Erythrina speciosa Andrews Fabaceae Arbórea

06 Eugenia uniflora Linnaeus Myrtaceae Arbórea

07 Handroanthus impetiginosus

(Mart. Ex DC.) Mattos Bignoniaceae Arbórea

08 Inga edulis Mart. Fabaceae Arbórea

09 Leucaena leucocephala*◊ (Lam.) de Wit Fabaceae Arbórea

10 Luehea grandiflora* Mart. & Zucc. Malvaceae Arbórea

11 Machaerium sp. - Fabaceae Arbórea

12 Melia azedarach* Linnaeus Meliaceae Arbórea

13 Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze Fabaceae Arbórea

14 Morus nigra* Linnaeus Moraceae Arbórea

15 Peltophorum dubium (Spreng.) Taub. Fabaceae Arbórea

16 Piptadenia gonoacantha (Mart.) J.F.Macbr. Fabaceae Arbórea

17 Psidium sp. - Myrtaceae Arbórea

18 Myrsine sp. - Primulaceae Arbórea

19 Samanea tubulosa (Benth.) Barneby & J.W.Grimes

Fabaceae Arbórea

20 Tecoma stans*◊ (L.) Juss ex Kunth Bignoniaceae Arbórea

21 Acnistus arborescens◊ Linnaeus Solanaceae Arbustiva

22 Ricinus communis*◊ Linnaeus Euphorbiaceae Arbustiva

23 Solanum granulosoleprosum

Dunal Solanaceae Arbustiva

24 Acmella uliginosa (Sw.) Cass Asteraceae Herbácea

25 Ageratum conyzoides◊ Linnaeus Asteraceae Herbácea

26 Ageratum myriadenium (Sch.Bip. Ex Baker) R.M. King e H. Rob

Asteraceae Herbácea

27 Alternanthera brasiliana◊ (L.) Kuntze Amaranthaceae Herbácea

28 Alternanthera sp. - Amaranthaceae Herbácea

29 Alternanthera tenella◊ Colla Amaranthaceae Herbácea

30 Amaranthus lividus*◊ Linnaeus Amaranthaceae Herbácea

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

25

31 Apium leptophyllum*◊ (Pers.) F. Muell. Ex Benth.

Apiaceae Herbácea

32 Bidens pilosa●◊ Linnaeus Asteraceae Herbácea

33 Cardamine bonariensis*◊ Pers. Brassicaceae Herbácea

34 Cenchrus echinatus◊ Linnaeus Poaceae Herbácea

35 Chamaesyce hirta◊ (L.) Millsp. Euphorbiaceae Herbácea

36 Chaptalia nutans◊ (L.) Pol. Asteraceae Herbácea

37 Commelina benghalensis◊ Linnaeus Commelinaceae Herbácea

38 Commelina diffusa◊ Burm.f. Commelinaceae Herbácea

39 Conyza canadensis◊ (L.) Cronquist Asteraceae Herbácea

40 Conyza sp. - Asteraceae Herbácea

41 Cuphea carthagenensis◊ (Jacq.) J.Macbr. Lythraceae Herbácea

42 Kyllinga brevifolius◊ Rottb. Cyperaceae Herbácea

43 Cyperus esculentus◊ Linnaeus Cyperaceae Herbácea

44 Cyperus rotundus◊ Linnaeus Cyperaceae Herbácea

45 Cyperus sp. - Cyperaceae Herbácea

46 Cyperus surinamensis◊ Rottb. Cyperaceae Herbácea

47 Digitaria ciliares●◊ (Retz.) Koeler Poaceae Herbácea

48 Digitaria sp. - Poaceae Herbácea

49 Eclipta alba◊ (L.) Hassk. Asteraceae Herbácea

50 Eclipta prostrata◊ Linnaeus Asteraceae Herbácea

51 Eleusine indica◊ (L.) Gaertn Poaceae Herbácea

52 Emilia fosbergii◊ Nicolson Asteraceae Herbácea

53 Eragrostis pilosa●◊ (L.) P.Beauv. Poaceae Herbácea

54 Euphorbia heterophylla◊ Linnaeus Euphorbiaceae Herbácea

55 Euphorbia hirta◊ Linnaeus Euphorbiaceae Herbácea

56 Euphorbia prostrata◊ Aiton Euphorbiaceae Herbácea

57 Galinsoga quadriradiata●◊ Ruiz & Pav. Asteraceae Herbácea

58 Gnaphalium purpureum◊ Linnaeus Asteraceae Herbácea

59 Indeterminada 01 - Brassicaceae Herbácea

60 Indeterminada 10 - Indeterminada Herbácea

61 Indeterminada 11 - Solanaceae Herbácea

62 Indeterminada 12 - Solanaceae Herbácea

63 Indeterminada 13 - Poaceae Herbácea



Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

26





70 Indeterminada 03 - Polygonaceae Herbácea







77 Lepidium virginicum●◊ Linnaeus Brassicaceae Herbácea

78 Ludwigia octovalvis◊ (Jacq.) R. H. Raven Onagraceae Herbácea

79 Ludwigia suffruticosa◊ Linnaeus Onagraceae Herbácea

80 Megathyrsus maximus● (Jacq.) B.K.Simon & S.W.L.Jacobs

Poaceae Herbácea

81 Melampodium perfoliatum◊

(Cav.) Kunth. Asteraceae Herbácea

82 Mitracarpus hirtus◊ (L.) DC Rubiaceae Herbácea

83 Parthenium hysterophorus●◊

Linnaeus Asteraceae Herbácea

84 Cenchrus purpureus● (Schumach.) Morrone Poaceae Herbácea

85 Phyllanthus niruri◊ Linnaeus Phyllanthaceae Herbácea

86 Physalis pubescens◊ Linnaeus Solanaceae Herbácea

87 Plantago major●◊ Linnaeus Plantaginaceae Herbácea

88 Polygonum capitatum● Buch.-Ham. ex D.Don Polygonaceae Herbácea

89 Polygonum persicaria◊ Linnaeus Polygonaceae Herbácea

90 Scoparia dulcis◊ Linnaeus Plantaginaceae Herbácea

91 Setaria parviflora◊ (Poir.) Kerguélen Poaceae Herbácea

92 Sida glaziovii◊ K. Schum Malvaceae Herbácea

93 Sigesbeckia orientalis●◊ Linnaeus Asteraceae Herbácea

94 Solanum americanum◊ Mill. Solanaceae Herbácea

95 Solanum lycopersicum◊ Linnaeus Solanaceae Herbácea

96 Solanum sp. - Solanaceae Herbácea

97 Sonchus oleraceus◊ Linnaeus Asteraceae Herbácea

98 Stemodia trifoliata (Link.) Rchb. Plantaginaceae Herbácea

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27

4. DISCUSSÃO

Verificou-se que nem todas as espécies arbóreas implantadas perpetuaram na área, sendo

que destas, Acrocomia aculeata e Hymenaea courbaril, embora sejam recomendadas para

recuperação de matas ciliares, são indicadas para plantios em solos bem drenados (MARTINS, 2011).

Talvez por este motivo, estas espécies não se fixaram na floresta reabilitada, pois a mesma é

parcialmente inundada durante a estação chuvosa. Outro fator é que são duas espécies não

pioneiras, ou seja, de crescimento lento, e podem não ter sobrevivido devido a competição por

recursos com as espécies pioneiras.

Ao contrário, cresceram espontaneamente na área, provavelmente a partir de sementes de

alguns espécimes presentes em terreno baldio adjacente ao local de estudo, as exóticas Leucaena

leucocephala, Melia azedarach e Tecoma stans, invasoras e produtoras de grande quantidade de

sementes que facilitam sua dispersão (LORENZI et al., 2003). Socolowski et al. (2008), estudando os

efeitos da luz e temperatura sobre a germinação de T. stans, por exemplo, concluíram que a

germinação e o recrutamento das plântulas ocorre significativamente em ambientes ensolarados,

confirmando sua capacidade invasora. Quanto a L. leucocephala, esta tem sido evitada em projetos

de restauração ecológica por se tratar de uma espécie muito agressiva, de crescimento rápido e com

potencialidade de inibição da sucessão secundária (MARTINS, 2011), embora Costa e Durigan (2010),

em avaliação de um plantio de reabilitação com esta espécie, tenham mostrado que ela não se

comportou como invasora, mas sim como ruderal, ou seja, uma espécie adaptada à perturbação, que

coloniza fragmentos abertos rapidamente, tem ciclo reprodutivo rápido e precisa de perturbações

para permanecer no sistema (RICKLEFS, 2010).

99 Verbena litoralis◊ Kunth Verbenaceae Herbácea

100 Cissus verticillata (L.) Nicolson & C.E. Jarvis

Vitaceae Trepadeira

101 Ipomoea alba◊ Linnaeus Convolvulaceae Trepadeira

102 Ipomoea cairica◊ (L.) Sweet. Convolvulaceae Trepadeira

103 Ipomoea grandifolia (Dammer) O'Donell Convolvulaceae Trepadeira

104 Momordica charantia●◊ Linnaeus Cucurbitaceae Trepadeira

105 Mucuna pruriens (L.) DC Fabaceae Trepadeira

106 Struthanthus flexicaulis Mart. Loranthaceae Hemiparasi

ta

Legenda: *espécies exóticas / ●espécies naturalizadas; segundo a Lista de Espécies da Flora do Brasil (2013). ◊consideradas plantas daninhas; segundo Lorenzi (2008b).

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

28

Padrão semelhante de mudança florística foi averiguado em uma comunidade na Caatinga,

após cinco anos da primeira avaliação da área, onde o número de espécies arbóreo-arbustivas

passou de 27 para 28, com desaparecimento de uma e surgimento de duas espécies (CAVALCANTI et

al., 2009).

O aumento no número de indivíduos da zona 01 para a zona 03 deve estar associado ao fato

de a área sofrer inundações temporárias, frequentes na estação chuvosa, estabelecendo forte

pressão de seleção sobre as plantas, principalmente na zona mais próxima do leito. Observou-se, por

exemplo, a presença de apenas um indivíduo de Myrsine sp. e Psidium sp. próximos ao rio, mas um

número maior de espécimes dessas plantas foram utilizados no projeto, como constatado no

protocolo de plantio. A baixa presença de indivíduos dessas espécies na área pode estar relacionada

a uma alta sensibilidade das mesmas a fatores bióticos (como a competição com espécies invasoras),

ambientais ou geomórficos, expressando mudanças locais através de padrões na sobrevivência,

crescimento e propagação dos indivíduos na comunidade vegetal (BOWERS & BOUTIN, 2008).

É reconhecido que algumas espécies vegetais são sensíveis a inundações enquanto outras

são mais resistentes, como a Erythrina speciosa que teve 100% de sobrevivência até 60 dias em

experimentos de inundação (MEDINA et al., 2009). Além disso, as mudanças nas características do

solo são também responsáveis por influenciar a distribuição de espécies em comunidades vegetais

de regiões ribeirinhas (CARVALHO et al., 2009).

Ao comparar a estrutura arbórea com outros estudos, pode-se concluir que a floresta

implantada tende ainda a acumular biomassa e a aumentar em diâmetro, e a crescer verticalmente

atingindo alturas maiores. Por exemplo, tanto as estimativas de altura, mas especialmente do

diâmetro dos troncos, foram menores que as encontradas em um fragmento ciliar antropizado em

Rio Claro, SP, onde os valores foram de 7,5 m de altura e 17,2 cm de diâmetro (CARDOSO-LEITE et al.,

2004), e também em matas ciliares em Itutinga, MG, com altura média de 7,8 m e diâmetro de 12,2

cm (VAN DEN BERG & OLIVEIRA-FILHO, 2000). Além disso, a densidade de indivíduos também foi

menor do que em um fragmento de mata ciliar estudado por Battilani et al. (2005) no Rio da Prata,

MS, com 734,4 ind.ha. Porém, a densidade inferior certamente está relacionada ao modelo de

plantio utilizado com espaçamentos de 2x2 metros.

Analisando a distribuição de frequência das plantas por classes de diâmetro, verifica-se que

80% dos indivíduos amostrados ocorreram nas classes de 0 a 10 cm (Fig. 2), assemelhando-se aos

trabalhos de Oliveira et al. (2009) no rio Capibaribe Mirim, Aliança, PE, no qual 81% do total de

indivíduos também ocorreram nesta classe, e de Pinheiro & Monteiro (2009) no Jardim Botânico

Municipal de Bauru, SP, onde 76% das plantas encontravam-se nas menores classes de diâmetro.

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

29

Contudo, este parâmetro não permite aferir se a frequência de indivíduos é elevada nesta classe de

diâmetro devido à idade (e maturidade) da floresta implantada, pois mesmo florestas antigas, de 60,

80 e 120 anos de idade, apresentam este padrão (SPOLIDORO, 2001).

Figura 2. Frequência de indivíduos arbóreos por classe de diâmetro na área reabilitada à margem do Rio das Velhas, município de Sabará, MG, após cinco do plantio.

__________________________________________________________________________________

De acordo com a classificação em grupos ecológicos, do total de espécies identificadas, cinco

são pioneiras (25%) e 11 são não pioneiras (55%) (Tab. 2), podendo ser um indicativo do estágio

sucessional secundário inicial da floresta implantada. Por exemplo, entre as espécies mais

abundantes encontra-se Croton urucurana, que segundo Lorenzi (2008a), sua dominância pode ser

um indicativo de formações florestais secundárias, aonde esta espécie chega a formar populações

quase puras. Também, Piptadenia gonoacantha e Mimosa bimucronata são classificadas como

pioneira e não pioneira, respectivamente, sendo que P. gonoacantha ocorre indistintamente em

solos férteis e pobres, e M. bimucronata ocorre em solos úmidos e brejosos (LORENZI, 1998, 2008a).

As quatro espécies restantes foram exóticas (20%), sendo que Morus nigra foi plantada

durante a execução do projeto, com o objetivo de atrair a fauna com seus frutos suculentos, e Melia

azedarach parece não comprometer a estabilidade do ecossistema implantado, pois foram

encontrados poucos indivíduos na área. Já para Leucaena leucocephala e Tecoma stans deve ser

dada atenção especial, como discutido anteriormente, por serem espécies com potencial invasor.

Quanto às espécies pertencentes a outros hábitos (formas de vida), após cinco anos do

plantio, não foram encontradas as seis herbáceas plantadas (Tab. 1), o que pode ser um indicativo de

que talvez as mesmas não sejam propícias para plantio em matas ciliares inundáveis, ou

74

100

35

82 1

0

20

40

60

80

100

120

0 - 5 5,1 - 10 10,1 - 15 15,1 - 20 20,1 - 25 25,1 - 30

Nº

de

ind

ivíd

uo

s

Classes de diâmetro (cm)

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

30

simplesmente por que já tenham cumprido sua função como pioneiras. A força, a frequência e a

duração das inundações influenciam na composição das comunidades vegetais, destacando-se a

duração destes eventos como importante fator na segregação de grupos de plantas (CASANOVA &

BROCK, 2000).

Entretanto, houve aumento expressivo de 76% da riqueza de espécies, principalmente de

outras herbáceas de ciclo de vida rápido. Por causa deste aumento expressivo na riqueza de

espécies, especialmente de ervas, as duas listagens de espécies apresentaram baixa similaridade

florística (J’ = 0,14). Segundo Martins et al. (2012), a incorporação de outros hábitos de vida em

projetos de restauração é muito importante para não haver a formação de florestas “vazias”, devido

à restauração apenas do estrato arbóreo, ainda que de alta diversidade.

Contudo, grande parte das espécies registradas foi de plantas daninhas (60%), pertencentes,

por exemplo, as famílias Asteraceae e Poaceae (Tab. 3), que podem comprometer a efetividade da

reabilitação ao competir com as espécies plantadas e causar um declínio na riqueza de espécies total

(LAMB & GILMOUR, 2003), ou mesmo inibir o crescimento de plântulas de espécies nativas. Além do

mais, florestas restauradas e ocupadas por gramíneas exóticas e invasoras têm o risco de incêndios

aumentado, especialmente em florestas sazonais, com posterior redução do recrutamento de

plantas arbóreas e favorecimento da expansão das gramíneas (LAMB et al., 2005). E além das ervas,

deve ser dada atenção a espécies parasitas, como Struthanthus flexicaulis (erva de passarinho),

também presente na área (Tab. 3), e que pode atrapalhar a recuperação florestal ao parasitar e

matar alguns indivíduos plantados.

As três espécies arbustivas encontradas (Acnistus arborescens, Ricinus communis e Solanum

granulosoleprosum) também são novas no local, destacando-se R. communis por ser exótica,

invasora e agressiva (LORENZI, 2008b). A abundância desta espécie vem aumentando com novos

indivíduos adentrando na mata reabilitada, pois existe uma fonte de propágulos num terreno baldio

próximo. É comprovado que matas ciliares associadas a áreas abertas no entorno são altamente

suscetíveis à colonização por plantas exóticas invasoras e outras espécies de pouco interesse para a

conservação (BOWERS & BOUTIN, 2008).

A colonização por plantas daninhas é um grande empecilho à restauração de áreas

degradadas. Em geral, qualquer planta daninha pode dificultar a recuperação da floresta implantada,

mas algumas espécies são mais problemáticas que outras, como por exemplo, aquelas que

substituem espécies nativas chave (e.g. espécies que têm um importante papel na manutenção da

composição da comunidade), ou aquelas que têm a capacidade de persistir indefinidamente, por

reprodução sexual ou assexual (LAMB & GILMOUR, 2003).

Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

31

De modo especial, as plantas daninhas que alteram a estrutura ou funções da comunidade,

por exemplo, espécies fixadoras de nitrogênio que podem modificar os níveis de fertilidade do solo,

são particularmente problemáticas (LAMB & GILMOUR, 2003), como é o caso de Leucaena

leucocephala. Além disso, algumas espécies exóticas invasoras podem modificar os ciclos ecológicos

naturais e afetar os serviços por eles prestados, como por exemplo, a redução da disponibilidade de

água, que tende a prejudicar o funcionamento do ecossistema ou, em alguns casos, afetar

populações humanas e atividades agrícolas (LEÃO et al., 2012).

5. CONCLUSÕES

De modo geral, a análise da estrutura do estrato arbóreo e a composição florística total

revelaram informações importantes sobre a área de estudo, constituindo-se em úteis indicadores do

estado atual de florestas restauradas/reabilitadas. Considerando apenas as árvores, houve pouca

mudança na composição de espécies e o estrato arbóreo tem ainda que se desenvolver

estruturalmente. Mas ao considerar todas as formas de vida em conjunto, verificou-se grande

aumento na riqueza de espécies, com elevada proporção de ervas daninhas, um indicativo da

suscetibilidade da mata implantada, pois as mesmas podem inibir a regeneração de novos indivíduos

arbóreos e de outras formas de vida nativas (MARTINS et al., 2012).

Como não existe uma regra geral para garantir o sucesso dos projetos de restauração, pois

tudo é função da intensidade da degradação, da formação vegetal em questão, da resiliência local,

da proximidade de remanescentes etc. (SANTOS JUNIOR, 2012), o controle das espécies exóticas e

invasoras torna-se imprescindível, além de serem realizadas avaliações futuras da área para

averiguar melhorias e, se possível, proceder à recuperação de novos trechos de matas ciliares

próximos à área fazendo a conexão entre eles.

Finalmente, como esclarecido por Martins (2011), não se pode cobrar elevada diversidade

biológica de projetos muito localizados cujo objetivo tenha sido proteger o solo e o rio dos efeitos

adversos da erosão, ainda mais se tratando de uma área bastante degradada. Contudo, garantir a

permanência da comunidade vegetal plantada é garantir também a persistência dos objetivos

alcançados.

6. AGRADECIMENTOS

Os autores agradecem a CAPES (Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível

Superior) pelo fomento da bolsa de mestrado à Vinícius Londe Ferreira.


Capítulo 01_________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

32

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Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

34

APORTE DE SERAPILHEIRA COMO INDICADOR DE PRODUTIVIDADE E DO RESTABELECIMENTO DE

FUNÇÕES ECOLÓGICAS NUMA ÁREA REABILITADA NO RIO DAS VELHAS, MG

Vinícius LONDE1,2, Hildeberto C. de SOUSA1 & Alessandra R. KOZOVITS1

1 Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais, Departamento de Biodiversidade, Evolução e Meio Ambiente, Universidade Federal de Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, MG, Brasil; 2 Autor para correspondência: [email protected]

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

35

Resumo. A produção anual de serapilheira é um importante indicador utilizado na avaliação de áreas

em processo de restauração, pois ajuda a determinar a devolução de nutrientes ao ecossistema.

Neste trabalho objetivou-se, através do estudo da deposição de serapilheira, avaliar a produtividade

de um trecho de mata ciliar reabilitado à margem do rio das Velhas, buscando-se ainda apontar

aplicações das frações não foliares como indicadores do restabelecimento de funções ecológicas na

área. Foram sorteadas 15 parcelas de 100m2 cada, divididas pelas zonas de plantio, onde foram

instalados coletores de serapilheira de 0,25 m2 de superfície. O material depositado nos coletores foi

amostrado durante 12 meses, triado, seco em estufa e pesado em balança de precisão. A produção

anual de serapilheira foi elevada (8,4 Mg.ha-1ano-1), equiparando-se a florestas primárias e

secundárias, e parece ser influenciada pela fitofisionomia e estágio sucessional inicial, mas mudanças

microclimáticas causadas por efeitos de borda também podem estar relacionadas. Além de

contribuírem com a produtividade, as frações partes reprodutivas e outros (fezes, restos de animais,

etc.) indicaram que nem todas as espécies plantadas estão se reproduzindo e que a avifauna, bem

como insetos, já estão presentes no local contribuindo com a diversidade funcional. Assim, a

deposição de serapilheira foi um bom indicador de produtividade e do retorno de funções ecológicas,

mas sugere-se utilizar outros indicadores em conjunto para se ter uma visão mais realística do

ecossistema estudado.

Palavras chave: indicadores vegetais; produção de serapilheira; restauração ecológica.

Abstract. The annual production of litterfall is a good indicator used to assess restored areas

permitting to perform comparisons between different areas. Therefore, this work aimed, through

deposition litterfall, to assess the productivity of a rehabilitated riparian zone stretch at Das Velhas

River, besides demonstrating applications of non-leaf fractions like reestablishment’ indicators of

ecological functions.. At random were selected 15 plots of 100m2 each divided by planting zones

where did were installed litterfall collectors of 0,25m2 surface. Deposited material of the collectors

sampled were during 12 months, segregated in four fractions, dry in stove and weighted in precision

scales. The annual production of litterfall were high (8.4 Mg.he-1.yr-1) and similar to primer and

secondary forests, being influenced by vegetation type and initial sucessional stage, but microclimate

changes caused by edge effects may be related too. Beyond contribute with productivity, the

fractions called “reproductive parts” and “others” (stool and animals remains, for example) showed

that nor all planting species are reproducing and both avifauna and insects are contributing with

functional diversity. As soon, litterfall were a helpful productivity’ indicator as well as the return of

ecological functions, but we suggest to use other indicators together to have a wide vision of studied

ecosystem.

Key words: plant indicators; litterfall production; restoration ecology.

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

36

1. INTRODUÇÃO

Os projetos voltados à restauração ecológica de ecossistemas degradados têm aumentado

em todo o mundo e, quando bem sucedidos, tendem a restaurar os serviços ecossistêmicos e a

contribuir com a conservação biológica (CHAZDON, 2008). Especialmente em áreas de matas ciliares,

diversas metodologias de restauração vêm sendo aplicadas, principalmente em resposta a questões

de legalizações fundiárias ou devido à crescente necessidade de se resolver problemas hídricos

ocasionados por sua destruição no passado (RODRIGUES & NAVE, 2004).

O sucesso de um projeto de restauração, entretanto, é muitas vezes difícil de ser estimado,

principalmente durantes as fases iniciais após a sua implantação. É importante escolher indicadores

de avaliação e monitoramento, que possam auxiliar a verificação se o projeto necessita de novas

interferências, ou mesmo ser redirecionado, objetivando acelerar os processos de sucessão e a

recuperação das funções ciliares (MARTINS, 2011). O monitoramento é considerado como uma parte

essencial de muitos planos de conservação e de avaliação de recursos (COUSINS & LINDBORG, 2004).

Em matas ciliares restauradas cuja comunidade vegetal já está formada (quatro anos ou mais

pós-plantio), a efetividade da restauração pode ser avaliada em relação a seus aspectos fisionômicos,

como, por exemplo, pela estratificação vegetal, mas também pela ciclagem de nutrientes

(BRANCALION et al., 2012). Neste caso, a quantificação da deposição de serapilheira é em geral um

excelente indicador da produtividade e da ciclagem de nutrientes, possibilitando ainda a comparação

com estudos realizados em outras florestas (MARTINS, 2011).

A deposição de serapilheira em matas ciliares indica a capacidade do ecossistema em

capturar os nutrientes do solo e transformá-los em biomassa vegetal destinada a suprir a energia

para o funcionamento das cadeias alimentares dos sistemas terrestres e aquáticos (POGGIANI, 2012).

Para serem consideradas restauradas, espera-se que florestas ciliares plantadas apresentem valores

de produtividade semelhantes aos mensurados em florestas ciliares primárias (SER, 2004). Além

disso, estudos mais detalhados das frações de serapilheira e de sua distribuição espacial na área

restaurada podem trazer informações complementares relevantes, que auxiliem na identificação de

efeitos de borda, por exemplo (VIDAL et al., 2007) e de outros parâmetros da dinâmica florestal,

como o investimento reprodutivo das árvores.

Neste contexto, o presente estudo objetivou avaliar, através da deposição de serapilheira, o

sucesso da reabilitação de um trecho de mata ciliar à margem do rio das Velhas, e verificar se as

frações não-foliares de serapilheira podem ser utilizadas como indicadores do estabelecimento de

funções ecológicas na área.

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

37

2. MATERIAL E MÉTODOS

2.1. Área de estudo

O rio das Velhas é o maior tributário do rio São Francisco e sua bacia está localizada na região

central do Estado de Minas Gerais, a qual é fortemente urbanizada possuindo uma população

estimada em 4,5 milhões de habitantes, distribuídos em 51 municípios (POLIGNANO et al., 2001).

A área de estudo faz parte do Programa de Revitalização da Bacia do rio das Velhas/Projeto

Manuelzão, desenvolvido pela Universidade Federal de Minas Gerais, e situa-se a jusante da ponte

da BR-381, na divisa dos municípios de Belo Horizonte e Sabará. A região é bastante antropizada,

tendo nos arredores um frigorífico e um bairro residencial. No ano de 2007, entre outras ações, foi

implantada uma “mata inundável” com 0,47 ha, localizada entre as coordenadas 19°50’22.35”S e

43°51’59.20”W, objetivando conter a erosão do solo.

Foi feita terraplanagem no local, depositado solo alóctone e posteriormente realizado o

plantio das mudas (nativas e frutíferas exóticas) utilizando o sistema de plantio baseado nos estudos

de Schultz et al. (2004), implantando-se o modelo de “zonas de amortecimento”, sendo elas: zona 01

- de preservação arbórea adjacente ao curso de água; zona 02 - de manejo com espécies arbóreas e;

zona 03 – de tamponamento e manejo do solo.

2.2. Delineamento experimental

Inicialmente foram sorteadas 15 parcelas permanentes de 100 m2 cada, sendo cinco parcelas

em cada zona de plantio, onde foram contabilizados e medidas a altura (com auxílio de varas

graduadas) e a circunferência a altura do peito (CAP ≥ a 10 cm a 1,30 m do solo, medida com fita

métrica) de todos os indivíduos arbóreos.

No centro de cada parcela foram instalados coletores de 0,25 m2 de superfície (coletores de

formato quadrado confeccionados com barras de ferro e tela de nylon com malha de 1 mm) a 80 cm

do solo para coleta de serapilheira. O material depositado no interior dos coletores foi amostrado

mensalmente, de novembro de 2011 a outubro de 2012, sendo colocado em sacos plásticos

transparentes, devidamente identificados, transferido ao Laboratório de Anatomia Vegetal da

Universidade Federal de Ouro Preto e triado nas frações folhas, ramos, partes reprodutivas e outros

(restos de animais, fezes etc.).

Todo o material separado foi armazenado em sacos de papel identificados, secos em estufa a

65°C durante 48 h ou até atingirem peso constante, e pesado em balança de precisão para obtenção

da massa seca por fração (GOMES et al., 2010). Estimou-se a produção mensal de serapilheira, com

base no peso seco de cada fração, em kg.ha-1.mês-1. Depois, esses valores foram somados para

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

38

obtenção da produção anual de serapilheira em kg.ha-1.ano-1 (LONGHI et al., 2011), e finalmente

transformados em Mg.ha-1.ano-1.

Dados de precipitação mensal durante o período de estudo foram obtidos de uma estação

meteorológica automática localizada na região (Pampulha/BH), e mostram precipitações acima de

100 mm de novembro de 2011 a janeiro de 2012, e índice zero de precipitação nos meses de julho e

agosto de 2012 (Fig. 1).

Foram realizados testes de Shapiro-Wilk para verificar a normalidade dos dados, seguidos de

Anova one-way com Teste Tukey a posteriori a 5% de significância para averiguar diferenças entre as

frações da serapilheira, e Teste t de Student entre a produção de serapilheira nas parcelas amostrais

utilizando o software MINITAB versão 16.0.

Figura 1. Precipitação anual registrada em uma estação automática localizada na região da mata ciliar reabilitada no rio das Velhas, Sabará, MG. Fonte: Instituto Nacional de Meteorologia. __________________________________________________________________________________

3. RESULTADOS

Ao todo foram amostrados 220 indivíduos arbóreos pertencentes a 27 espécies e 10 famílias

com altura média de 5,4 m (±1,8 m), DAP de 7,4 cm (±4,4 cm), com densidade de 470,1 ind.ha-1 e

área basal total estimada de 12547,1 m2ha-1. A produção total anual de serapilheira foi de 8,4 Mg.ha-

1ano-1 com dois picos de produtividade, o primeiro no final da estação chuvosa e outro mais

pronunciado no ápice da estação seca (Fig. 2). A serapilheira total foi composta por 65% de folhas,

17% de ramos, 16% de partes reprodutivas e 2% de outros componentes.

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

39

Figura 2. Produção total de serapilheira e por frações em cada mês ao longo de um ano na mata ciliar reabilitada no leito do rio das Velhas, Sabará, MG. ___________________________________________________________________________

A produção de serapilheira distinguiu-se entre as 15 parcelas (t=14,17; p<0,01), destacando-

se as parcelas 04 e 08 com maior deposição, e a 05 com a menor produção durante os 12 meses de

amostragem (Fig. 3). Já entre as zonas de plantio não houve diferença significativa de produtividade,

mas pôde-se observar que a zona 02 (intermediária) teve valor um pouco maior de deposição de

material (9,3 Mg.ha-1), seguida da zona 01 e, por fim, da 03 (Fig. 3). Também não houve correlação

entre área basal e a produção de serapilheira (p>0,05).

4. DISCUSSÃO

A produção total de serapilheira da área reabilitada (8,4 Mg.ha-1ano-1) foi maior do que os

valores estimados em algumas matas ciliares primárias de Florestas Estacionais Semideciduais da

região oeste do Estado de São Paulo estudadas por Durigan et al. (1996) (6,4 kg.ha-1ano-1 para Assis;

8,8 kg.ha-1ano-1 Estação Marília I; 9,7 kg.ha-1ano-1 Tarumã e 11,1 kg.ha-1ano-1 Estação Marília II), e

também maior do que no cerrado sensu stricto (622 kg.ha-1ano-1), cerradão (1046 kg.ha-1ano-1) e

floresta de transição (6566 kg.ha-1ano-1) (SILVA et al., 2007). A produtividade foi menor do que em

uma floresta secundária (10,17 Mg.ha-1ano-1) e similar a uma área revegetada (8,98 Mg.ha-1ano-1),

ambas em Conceição de Macabu, RJ (MACHADO et al., 2008).

Segundo Martins (2011), a alta produção de serapilheira de áreas em avaliação constitui uma

evidência de que não devem estar ocorrendo problemas em nível de ciclagem de nutrientes, pois a

ciclagem inicia se com a deposição da serapilheira, em seguida sua decomposição e a liberação dos

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

40

nutrientes para o solo. Logo, a elevada deposição de serapilheira registrada para esta área de estudo

pode ser um indicador positivo e uma evidência do retorno de nutrientes minerais para o solo.

Figura 3. Produção de serapilheira total em cada parcela amostral na mata ciliar reabilitada no leito do Rio das Velhas, Sabará, MG. Valores apresentados na borda superior indicam a média por zona de plantio, lembrando que a zona 1 está mais próxima da margem do rio.

__________________________________________________________________________________

A produtividade de serapilheira pode ser influenciada por diversos fatores, por exemplo,

Portela e Santos (2007) estudando seis fragmentos florestais no Estado de São Paulo encontraram

relação positiva entre o tamanho dos fragmentos e a produção de serapilheira, havendo tendência

de maior deposição de serapilheira nos fragmentos maiores (8,90 Mg.ha-1ano-1 no interior e 8,76

Mg.ha-1ano-1 na borda do fragmento de 9.400 ha, e 7,26 Mg.ha-1ano-1 no interior e 7,27 Mg.ha-1ano-1

na borda de fragmentos de 14 ha, 18 ha a 30 ha). Ao contrário, Gomes et al. (2010) não registraram

esta relação em experimentos conduzidos em quatro remanescentes florestais no município de

Teresópolis, RJ, variando de 3,2 a 62 hectares. No fragmento estudado também parece não haver

esta relação, pois apesar de pequeno (< 1 ha), sua produtividade pode ser considerada grande em

relação aos demais estudos citados.

Logo, outros fatores devem ser mais relevantes na determinação da produtividade na área.

Naiman et al. (2005) afirmam que em matas ciliares de estágio sucessional primário, a produção de

serapilheira é maior do que em formações florestais maduras, pois a comunidade vegetal jovem

tende a investir ativamente em crescimento. Além do estágio sucessional, o tipo de fitofisionomia

também é determinante do aporte de serapilheira, como averiguado por Chave et al. (2010), em

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

41

levantamento da produtividade total de serapilheira em diversas áreas na América do Sul, onde as

florestas tropicais parcialmente inundáveis e as florestas primárias (média de 8,89 Mg.ha-1.ano-1 e

8,61 Mg.ha-1.ano-1, respectivamente) foram as que mais devolveram serapilheira para o solo,

seguidas das matas secundárias, que incluem áreas recentemente perturbadas, com média de 8,01

Mg.ha-1.ano-1. Ainda de acordo com os resultados apresentados por Chave et al. (2010), o fragmento

estudado teve valor intermediário de produção de serapilheira, entre as florestas primárias e as

florestas secundárias (8,4 Mg.ha-1.ano-1).

Os picos de produtividade de serapilheira relacionaram-se com a precipitação, onde se tem

duas estações climáticas bem definidas, uma com abundância de chuvas e outra com escassez

hídrica. O primeiro pico de deposição foi registrado em março quando a precipitação foi elevada, o

que pode causar a queda de material, principalmente em função de chuvas fortes (Fig. 1 e 2). Os

meses de julho e agosto, de maior produção, coincidiram com índice zero de precipitação (Fig. 1 e 2).

De acordo com Martins & Rodrigues (1999), o maior acúmulo de serapilheira no final do

período seco é uma resposta da comunidade vegetal ao estresse hídrico, principalmente pela queda

das folhas para reduzir a perda de água por transpiração. Contudo, a sazonalidade da produção de

serapilheira não é influenciada apenas pela umidade do solo, pois outros fatores como o

fotoperíodo, as variações na temperatura e a umidade relativa do ar também são importantes

(DURIGAN et al., 1996). Estes últimos fatores, por sua vez, podem ser causados pelos efeitos de

borda que modificam as condições microclimáticas. Vidal et al. (2007), por exemplo, evidenciaram

uma tendência de aumento na deposição de serapilheira das bordas para o interior de fragmentos

florestais, como resultado dos efeitos de borda. Na mata reabilitada não foi possível observar estas

diferenças (da borda para o interior), talvez porque ao considerar a área afetada por efeitos de borda

com valores entre 35 m a 100 m adentrando na mata (PRIMACK & RODRIGUES, 2001), o fragmento

estudado torna-se ele próprio o efeito de borda.

Em alguns casos, a deposição de serapilheira se relaciona com a estrutura da comunidade

vegetal, como, por exemplo, em uma floresta semidecídua na Estação Ecológica do Tripuí, em Ouro

Preto, MG, onde a maior produção de serapilheira foi associada à estrutura florestal e ao dossel mais

desenvolvido (WERNECK et al., 2001). Contudo, na área estudada não foi verificado este tipo de

relação, pois a zona 03 teve elevada área basal - 61,6 ind.ha-1 - e a menor deposição de serapilheira,

enquanto a zona 02 apresentou 49,4 ind.ha-1 e a maior produção desta.

Na mata reabilitada a produção de serapilheira parece estar mais associada com as espécies

plantadas do que com a estrutura da vegetação em si. Na zona 02, de maior produção, por exemplo,

havia vários indivíduos de Luehea grandiflora Mart. & Zucc., uma planta semidecídua, cujas folhas

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

42

são largas (8,5-20 cm) e compridas (10-21 cm), e que produz grande quantidade de sementes

anualmente (LORENZI, 2008). A zona 01 era abundante em Croton urucurana Bail., planta decídua,

heliófita, pioneira, típica de formações ciliares (LORENZI, 2008), enquanto na zona 03, menos

produtiva, ocorreram muitos indivíduos de Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze, espécie decídua, de

folhas compostas bipinadas e folíolos pequenos (LORENZI, 1998).

Após algumas inundações ocorrentes na estação chuvosa, observou-se que parte da camada

de serapilheira sobre a superfície do solo foi removida nas parcelas da zona 01, o que poderia levar

futuramente a uma redução da disponibilidade de nutrientes minerais para as plantas. Pagano e

Durigan (2009) ressaltam que a perda de nutrientes da mata ciliar devido à serapilheira arrastada

pelas inundações também deveria ser considerada nos estudos sobre produtividade dos

ecossistemas, pois sua ausência levaria a subestimação dos valores encontrados. Além disso, os

níveis de hidratação do solo determinam, pelo menos em parte, os processos envolvidos na ciclagem

de nutrientes em ecossistemas sujeitos a inundação (PINTO et al., 2009).

Em geral, as frações obtidas da serapilheira têm sido utilizadas apenas para cálculos de

produtividade, taxa de decomposição, e estimativas de quais nutrientes estão sendo devolvidos para

o solo (CUEVAS & LUGO, 1998; HANSEN et al., 2009; ODIWE & MUOGHALU, 2003; MASAHIRO et al.,

2011), dando-se menos atenção ao material que a compõe. Contudo, a segregação das frações da

serapilheira permite uma análise mais aprofundada deste indicador e fornece informações adicionais

e complementares ao estudo. Por exemplo, a fração folhas correspondeu a 65% da amostra total,

valor dentro da média registrada para a América do Sul, de 70,8% com desvio padrão de 8,5% (Chave

et al., 2010), e teve padrão de deposição similar a produção total (Fig. 2), possibilitando a utilização

desta fração como um indicador da produtividade total de serapilheira em distintos ecossistemas

(PINTO et al., 2009).

Ademais, a composição do material formador da serapilheira pode ser um indicador do

estado de conservação das florestas estudadas (GOMES et al., 2010). Em matas perturbadas, por

exemplo, acredita-se que a elevada deposição de folhas seja em detrimento do rápido crescimento e

renovação foliar de espécies pioneiras que canalizam os fotoassimilados para a produção vegetativa

(MARTINS & RODRIGUES, 1999).

Em áreas restauradas menores, ou onde foi plantado menor número de espécies, a

morfologia foliar possibilita ainda conhecer quais espécies estão contribuindo ativamente com a

deposição de folhas. Além disso, um maior volume de folhas torna-se estratégico para as árvores na

captação de nutrientes, pois as mesmas são a via mais concentrada e rápida de retorno de nutrientes

minerais para o substrato (PINTO et al., 2009).

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

43

A fração ramos foi a segunda maior na serapilheira ao longo do ano, sendo verificado um

pico de deposição no mês de agosto de 2012 (Fig. 1), provavelmente devido à ocorrência de ventos

fortes que quebram galhos das árvores, como também verificado por Martins e Rodrigues (1999)

numa floresta estacional semidecidual em Campinas, SP. Além do mais, a queda de ramos pode ser

um indicativo indireto da maturidade da comunidade vegetal, porque plantas jovens tenderiam a

perder ramos menores e em menor quantidade, enquanto em comunidades mais maduras a queda

seria maior, como verificado em um povoamento de Acacia mearnsii no Rio Grande do Sul

(SHUMACHER et al., 2003).

As partes reprodutivas (flores, frutos e sementes) corresponderam a 16% do peso seco total,

sendo que forte contribuição a esta fração foi dada pela espécie exótica Melia azedarach L.,

produtora de numerosos frutos, mas também por Croton urucurana Bail. que foi a espécie de maior

importância fitossociológica na área (Londe et al. in prep.), florescendo e frutificando durante vários

meses.

A análise dos órgãos reprodutivos também evidenciou que nem todas as árvores estão

reproduzindo, pois foi encontrado material de poucas espécies, provavelmente porque ainda não

tenham atingido a idade reprodutiva. Assim, a serapilheira além de ser um importante indicador de

produtividade do ecossistema (POGGIANI, 2012), pode ainda ser utilizada para verificar se as

espécies plantadas estão se reproduzindo, quais estão e em qual idade após a implantação do

projeto de restauração, principalmente aqueles direcionados a áreas bastante degradadas e/ou

locais onde foi utilizado menor número de espécies.

A fração “outros” foi a menos contributiva com a serapilheira total, apenas 2%, e

correspondeu basicamente a fezes de animais e insetos. Contudo, mesmo em quantidade ínfima,

esta fração indicou a presença da avifauna na área (pelas fezes e penas), meio fundamental na

dispersão de propágulos para áreas restauradas (VOLPADO et al. 2012), bem como de organismos da

macro e megafauna decompositora, responsáveis principalmente pela trituração de restos vegetais

(BEGON et al. 2007), por exemplo, dípteros e coleópteros, além de outros associados como

araneídeos carnívoros que se alimentam dos trituradores.

5. CONCLUSÕES

A deposição de serapilheira encontrada para a mata reabilitada foi alta e indicou que, em

termos de produtividade, parece não haver problemas na comunidade vegetal implantada. O estágio

sucessional inicial e a fitofisionomia parecem estar contribuindo com a elevada produtividade de

serapilheira, mas talvez outros fatores ocasionados por efeitos de borda também sejam relevantes.

Capítulo 02________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

44

Assim, aconselha-se, quando possível, proceder à restauração de trechos maiores de mata ciliar (ou

demais ecossistemas) para evitar estes efeitos adversos.

A deposição de serapilheira foi um bom indicador de produtividade do ecossistema

estudado, mas sua utilização sozinha, na avaliação de áreas, pode mascarar a realidade do

ecossistema em termos de composição e estrutura, como por exemplo, quais espécies estão

estabelecidas, se são nativas, exóticas e/ou invasoras. Para suprir esta lacuna é interessante utilizar

outros indicadores, além da serapilheira, tais como, os indivíduos jovens regenerantes e a riqueza de

espécies arbóreo-arbustivas adultas estabelecidas.

Em geral, a serapilheira tem sido utilizada como indicador de produtividade e ciclagem de

nutrientes, mas verificou-se que uma observação mais cuidadosa de suas frações pode revelar

informações adicionais sobre o ecossistema que está sendo avaliado, como quais espécies já estão

reproduzindo, se outros grupos estão presentes na área, por exemplo, a avifauna, muito importante

na dispersão, e organismos menores que participam da decomposição da matéria orgânica morta.

A ciclagem de nutrientes fornece ainda informações relevantes acerca da resiliência do

ecossistema restaurado, como, por exemplo, na determinação de como os componentes orgânicos e

inorgânicos estão disponíveis para os organismos persistirem no ecossistema (JAEN-RUIZ & AIDE,

2005). Assim, a elevada produção de serapilheira também pode auxiliar no restabelecimento da

resiliência da área estudada.


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Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

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EVALUATION OF A FIVE-YEAR-OLD REHABILITATED RIPARIAN ZONE: IS IT ALREADY SUSTAINABLE?

Vinícius LONDE1, 2, Hildeberto C. de SOUSA1 & Alessandra R. KOZOVITS1

1 Post-graduation Program in Ecology of Tropical Biomes, Department of Biodiversity, Evolution and Environment, Federal University of Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, Minas Gerais, Brazil; 2 Author for correspondence: [email protected]

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

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Abstract. Vegetal indicators are used to evaluate if the rehabilitation projects have had success or if

adjustments need to be done to achieve the sustainability. The objective of this paper was to verify

the effectiveness of a five-year-old rehabilitated area using some vegetal functionality indicators and

ecosystem’s structure. We allocated five plots (100m2 each) by planted buffer zones (1, 2 and 3) in

which hemispherical photographs were taken to calculate the canopy openness; all seedlings from

natural regeneration were also sampled; topsoil samples were collected in three distinct dates to

estimate the seed bank; and analyze the seed rain during a year. The forest presented little canopy

openness evidencing that tree crowns are closed, but with significant leaves falling during the dry

season, that modifies the light regime over the soil and acts as a selection factor over the understory

vegetation. We recorded 192 regenerating individuals and most of them belonged to exotic/invasive

species that may compromise the success of the rehabilitation. 87 species were founded in the three

seed banks with high abundance of weed herbs in both planting zones (mean 86%), and only six

arboreal species germinated, half of the exotic ones which were not planted. From those planted

arboreal species, only three were already contributing to the seed bank soil. About seed rain, the

planting zone 3 produced 72% of total seeds, and 642 seedlings emerged, but belongs only to 10

species in which five were exotics. Between exotic trees present in the indicators, the Leucaena

leucocephala deserves special attention due its invasive potential and competition with indigenous

species. We can conclude that, except by the canopy openness, others vegetal indicators showed the

unsustainability of riparian zone and the requirement of intervention for maintenance of ecological

services, such as contain the erosion, and not to stagnate the secondary succession in a primary

stage.

Keywords: ecological restoration; effectiveness; vegetal indicators.

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

49

1. INTRODUCTION

The restoration ecology assists on the reestablishment of an ecosystem that was degraded,

damaged or destroyed, frequently, by direct result of human actions. Restoration is an activity that

starts or speeds the recovery of an ecosystem regarding its health, integrity and sustainability (SER,

2004). The intervention method will depend both on type and extension of the damage, and the

more degraded and lost the ecosystem process is, the more expensive will be the restoration

(HOBBS, 2007).

Within restoration ecology, some typical terms have been used to describe the actions.

Reclamation is used for situations in which productivity or structure is regained but biodiversity is

not; restoration, however, is used when the intention is to recreate an ecosystem as close as possible

to one primary existed at the site; and rehabilitation refers to reestablishing the productivity and

some plant and animal species originally present, as well as the protective function and ecological

services (LAMB & GILMOUR, 2003). In this context, the restoration of riparian zones is one of the

most important actions so it can restore some functions to these ecosystems, such as nutrient

cycling, improvement of water quality and avoid erosion process (LIMA & ZAKIA, 2004; PRIMO & VAZ,

2006).

After the establishment of restoration projects, indicators are used to evaluate, in the field, if

the proposals were properly executed and to redefine the environmental trajectory of the area in

process of restoration when it exhibits a decline or evidences of low potentiality for future

sustainability (BRANCALION et al., 2012). However, ecological systems are difficult to understand and

measure because they are composed by complex biological and physical components, so, for

measuring ecosystem integrity, multiple levels of information are needed, that incorporate several

dimensions of the system (ANDREASEN et al., 2001).

The use of indicators permit us to know some ecological dimensions, because they are

products of environmental measurement used to indicate something of environment that is of

interest, and often-expressed are in terms of indices or scores (SUTER II, 2001). For instance, the size

and species composition of soil seed bank are important to identify factors that contribute to

succession and better understand regeneration in artificial forests (WANG et al., 2009), and seed rain

(and seed bank) express the natural dynamic of vegetation and are indicators of the potential for

community resilience (TRES et al., 2007).

Considering the importance of riparian zones rehabilitation, even small areas, but that brings

benefits for the landscape as a whole, when selected strategic places (LAMB & GILMOUR, 2003), this

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

50

paper aimed to evaluate the effectiveness of the rehabilitation in an anthropic area using vegetal

indicators of structure and ecosystem functionality.

2. MATERIAL E METHODS

2.1. Site of study

The place of study is situated downstream of BR-381 bridge, between Belo Horizonte and

Sabará city bound, and belongs to the Revitalization Program of “Das Velhas” River, developed by

Federal University of Minas Gerais (FUMG). The city of Sabará is located in the central region of

Minas Gerais State, having 302.54km² of area, annual maximum temperature of 27.1°C, annual

minimum temperature of 16.7°C, average annual rainfall of 1491.3mm and the “Das Velhas” is the

main River at the region (MINAS GERAIS, 2013).

Around 2006 the area presented high level of degradation due interferences caused

upstream the River that modified its fluvial morphology. There was marked erosion and siltation

process in the watercourse that dug the left margin and deposited sediments at right margin, causing

instability and risks for nearby residences.

The solution founded to recover the area, that were about 500-meter long, was lowering the

left margin and create a flooded riparian zone, with the main goal of containing soil erosion. The

proposal was carried in 2007 and, in an area of 0.47-hectare native and fruit trees were planted using

the planting model based on the Schultz et al. (2004) studies. Was implanted the system called

“buffer zones” in which: zone 1 is for wood preservation adjacent to the watercourse; zone 2 is for

management with arboreal species and; zone 3 is to buffer and soil manage.

This specific forest presents different features because (1) the vegetation started establishing

only after planting on allochthonous ground, thus the place has no resilience, (2) the river exerts

strong selection pressure over the flooding and (3) the region is highly occupied by nearby roads,

houses and industries.

2.2. Experimental Design

First, 15 permanent plots of 100m2 each (10m x 10m) were drawn, where five plots were

allocated by buffer zone, and they were numbered from 1 to 15. All plots were sampled with the

following indicators:

2.2.1. Canopy Openness

Canopy openness or arboreal cover is the measure of cover provided by the canopy of trees

planted in the area, and can vary since the total cover of the area, the good cover in the planting

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

51

rows and small in the interlines, or just the small coverage on the planting rows (GANDOLFI et al.,

2008).

To determine the percentage of canopy openness, three hemispherical photographs were

taken with the professional camera Nikon D3100 coupled with “fish eye” lens (8mm) in the center of

each plot, 1.80m up to the surface soil, with the assistance of a support (for the camera), level meter

(camera should be leveled) and a compass (the top of the camera should be facing North).

Photographs with good contrast between sky and canopy were analyzed in the Gap Light Analyzer

2.0 software, following the protocol adopted by Suganuma et al. (2008) and the canopy openness

average was obtained for the area and by planting zones. We took photographs in dry and rainy

seasons, so we tested significant differences between them (p<0.05) by Paired T-test using the

software PAST version 2.17c.

2.2.2. Natural Regeneration

Natural regeneration or seedlings recruitment are the young individuals present at the

understory of the restored forest and assessed can be through floristic and/or structural survey

(RODRIGUES & GANDOLFI, 1998). For this, we investigated the entire plots (15 plots of 10mx10m)

sampling individuals from 0.30m to 1.30m height. The seedlings identification, whenever possible,

was carried at the local; those individuals of hard identification were collected, and we tried to

identify them with literature. The parameters calculated were species richness, abundance, density

and frequency by plots and by total area. Comparisons between natural regeneration and planted

trees were done too.

2.2.3. Seed Bank

Three samples were taken to estimate soil seed bank, the first one in the transition of dry-

rainy season (October 2011), the second in the transition of rainy-dry season (March 2012) and the

third on the peak of dry season (July 2012). For seed bank collection, a timber frame of 0.25m2 (0.50

cm x 0.50 cm) was used, throwing it randomly, and every material inside the frame up to 5cm deep

was collected with a garden spade, then stored in plastic bags with identification of the plot, and

moved to greenhouse of Federal University of Ouro Preto (FUOP). Branches and leaves newly fallen

were deleted, leaving just the litterfall in initial decomposition stage.

At the greenhouse, the material was put in timber boxes of 0.25 m2, the environment climate

was maintained in 25°C, humidity of 75% and daily water was done to induce germination. All

emergent plants were monthly quantified, identified, and then removed after identification. Soil was

upturned bimonthly to induce new seeds germination. Between the ground boxes sterile silt boxes

were putted to control contamination by seeds coming from other places (MARTINS et al., 2008).

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

52

Species that could not be identified (e.g. due to lack of reproductive parts during the experiments)

were quantified and called undetermined. This process lasted six months and it was calculated

species richness, density, abundance, frequency; the seedlings were classified according life forms in

arboreal, shrubby, herbaceous or climbers. Moreover, the species were classified in native or exotic

according to List of Species of the Brazilian Flora (2013) or Lorenzi (2008a).

The normality of data was checked by Shapiro-Wilk tests and an ANOVA (one-way) was

carried to verify significant differences (p<0.05) in the number of plants between the planting zones

in each collection of seed bank. Paired-t test was used to attest significant differences in the

abundance before and after flooding events (between the seed bank 1 and the others).

2.2.4. Seed Rain

Nine plots (three each buffer zone) were selected for fixing seeds collectors, consisting of 1m2 iron

frames with nylon background of 80cm height. The samples were realized monthly during 12 months

(November 2011 to October 2012). In the field, the samples were garnered in identified plastic bags

and then forwarded to Plant Anatomy Lab (UFOP) for seeds separation. Initially the seeds were

segregated in morphotypes until identification of species, then weighed in the precision balance,

then moved to the greenhouse and induced the germination in timber boxes (100x20x07cm) with

sterile silt. The same procedures used in the seed bank were assumed to seed rain (germination,

period, botanical material collection, identification etc.).

3. RESULTS

3.1. Canopy Openness

Analyzes of the hemispherical photographs revealed that in dry season the canopy openness

average (± SD) was 38.8% (± 7.7) and leaf area index (LAI) was 1.4% (± 0.4), whereas on the rainy

season the openness value decreased to 23.7% (± 4.7) and leaf area index increased to 2% (± 0.4).

There were significant differences in canopy openness between seasons (t=6.29; p<0.01) and leaves

area index (t=-5.80; p<0.01).

The zone 3 had the most canopy openness during the dry season with almost 50% opening (±

5.7); while zone 2 had 38.9% (± 4.3) and the zone 1 had 31.4% (± 5.7) (Fig. 1). On the rainy season the

zone 3 reduced almost half of canopy openness (25.5±3.2) and also in the others zones the openness

decreased, to 21.8% (± 4.6) and 23.9% (± 6.6) for the zone 2 and 1, respectively (Fig. 1).

3.2. Natural Regeneration

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

53

We recorded a total of 192 regenerating individuals (arboreal and shrubs) at the studied

forest belonging to 13 species (Tab. 1), but with dominance of exotic and invasive species; Leucaena

leucocephala had the most density with 526.7 ind./he (or 41%) and Ricinus communis L. 480 ind./he

or 37.5% of total (Tab. 1). The planting zone 2 had the most quantity of seedlings (80%) whereas the

zone 1 had 13% and the zone 3 was the lesser with 7%. About frequency two exotic species had

highlighted too; Leucaena leucocephala and Tecoma stans with 23.5% of relative frequency. Between

indigenous species, just Croton urucurana had a good contribution with the regeneration, but its

frequency was lower occurring only in two plots at zone 2.

Figure 1. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry and rainy seasons on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil. __________________________________________________________________________________

Table 1. At the left side, the planted species are shown on the rehabilitated forest, and at the right

side the regenerating species, founded after 5 years, at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,

Brazil. *regenerants from planted species.

Planted Species

Regenerants

Species Abundance Density (ind./he)

01 Acrocomia aculeata (Jacq.)

Lodd. ex Mart. *Croton urucurana Baill. 15 100

02 Anadenanthera peregrina (L.) *Eugenia uniflora L. 01 6.7

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

54

Speg.

03 Cecropia sp. *Inga edulis Mart. 02 13.3

04 Ceiba speciosa (A. St.-Hil.)

Ravenna

Leucaena leucocephala

(Lam.) de Wit. 79 526.7

05 Centrolobium tomentosum

Guillem. ex. Benth.

*Luehea grandiflora

Mart. & Zucc. 01 6.7

06 Croton urucurana Baill. Melia azedarach L. 01 6.7

07 Erythrina verna Vell. *Morus nigra L. 03 20.0

08 Eugenia uniflora L. Ricinus communis L. 72 480

09 Handroanthus impetiginosus

(Mart. ex DC.) Mattos

Tecoma stans (L.) Juss

ex Kunth 14 93.3

10 Hymenaea courbaril L. Undetermined 1 01 6.7

11 Inga edulis Mart. Undetermined 2 01 6.7

12 Inga vera Willd. Undetermined 3 01 6.7

13 Luehea grandiflora Mart. &

Zucc. Undetermined 4 01 6.7

14 Machaerium hirtum (Vell.)

Stellfeld

15 Machaerium sp.

16 Miconia sp.

17 Mimosa bimucronata (DC.)

Kuntze

18 Morus nigra L.

19 Peltophorum dubium (Spreng.)

Taub.

20 Piptadenia gonoacantha (Mart.)

J.F.Macbr.

21 Psidium guajava L.

22 Psidium rufum Mart. ex DC.

23 Rapanea sp.

24 Samanea tubulosa (Benth.)

Barneby & J.W.Grimes

25 Sterculia sp.

3.3. Seed Bank

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

55

It was founded 87 species in the three seed banks experiments with predominance of herbs

(87%), mainly Asteraceae family. Common species to three seed banks corresponded to 19.5% and

others 25% were common to two banks, and again, the herbaceous habit prevailed (Tab. 2). The

percentage of native and exotic species was similar with 53% of the identified species native and 47%

exotics.

The number of species by each seed bank experiment was almost equal; 47 species of the

bank 1 were collected and the banks 2 and 3 were composed by 48 species each. All banks had

predominance of weed herbs (mean 86%) with highlight to Asteraceae and Poaceae families, and the

number of arboreal species was five in bank 2 and four in banks 1 and 3 with Tecoma stans, Croton

urucurana and Mimosa bimucronata in common to three of them (Tab. 2).

Table 2. Species list common to three and two seed banks collected on the rehabilitated forest at

Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil. *species considered weeds (according

Lorenzi, 2008a).

Common to three seed banks Common to two seed banks

Species Life form Species Life form

1 Ageratum conyzoides L.* Herb 1 Bidens pilosa L.* Herb

2 Alternanthera brasiliana (L.)

Kuntze* Herb 2

Cardamine bonariensis

Pers.* Herb

3 Amaranthus lividus L.* Herb 3 Cenchrus echinatus L.* Herb

4 Conyza canadensis (L.)

Cronquist* Herb 4 Commelina benghalensis L.* Herb

5 Croton urucurana Baill. Tree 5 Commelina diffusa Burm. F.* Herb

6 Cyperus brevifolius Hassk.* Herb 6

Cuphea carthagenensis

(Jacq.) Macbr.* Herb

7 Cyperus esculentus L.* Herb 7 Cyperus sp. Herb

8 Cyperus rotundus L.* Herb 8

Digitaria ciliaris (Retz.)

Koeler* Herb

9 Eleusine indica (L.) Gaertn* Herb 9 Euphorbia heterophylla L.* Herb

10 Mimosa bimucronata (DC.)

Kuntze Tree 10 Euphorbia hirta L.* Herb

11 Mitracarpus hirtus (L.) DC* Herb 11

Galinsoga quadriradiata Ruiz

& Pav.* Herb

12 Phyllanthus niruri L.* Herb 12 Lepidium virginicum L.* Herb

13 Ricinus communis L.* Shrub 13 Melia azedarach L. Tree

14 Solanum americanum Mill.* Herb 14 Oxalis corniculata L.* Herb

15 Sonchus oleraceus L.* Herb 15

Parthenium hysterophorus

L.* Herb

16 Tecoma stans (L.) Juss. ex

Kunth* Tree 16

Cenchrus purpureus

(Schumach.) Morrone* Herb

17 Verbena litoralis Kunth* Herb 17 Plantago major L.* Herb

18 Polygonum persicaria L.* Herb

19 Setaria parviflora (Poir.) Herb

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

56

Kerguélen*

20 Sigesbeckia orientalis L.* Herb

21 Solanum lycopersicum L. Herb

22 Youngia japonica (L.) DC.* Herb

3459 seedlings of seed banks were collected with average of 384.3 individuals by planting

zone (SD ±19.8) and the total abundance was decreasing from seed bank 1 to bank 3. The first and

second seed banks represented similar pattern of abundance in the three zones, with major number

of plants in the zone 2, and in the third bank, more abundance seen was on the zone 3 (Fig. 2).

Statistically only in the second collection of seed bank there was significant difference in abundance

between zone 3 with zones 1 and 2 (F=6.17; p=0.01).

Figure 2. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil. __________________________________________________________________________________

There was no significant difference in total abundance between seed bank 1 and others

(p>0.05), but observing by zones was noted a progressive decrease in number of seedlings along the

collections, mainly in zone 1 (Fig. 2).

3.4. Seed Rain

Along one year 553.10 grams of seeds were collected and the zone 3 was responsible by

production of 72% this value; in the zone 2 were recorded 23% and in the zone 1 only 5% of seeds.

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

57

The most productive month was January with 133g and the second one was July (94g); for another

hand, April produced the lowest quantify of seeds (6.2g) (Fig. 3).

Figure 3. Monthly production of seeds collected during one year in studied rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil. __________________________________________________________________________________

642 seedlings germinated in the boxes during the experiment, distributed in 10 species,

being four indigenous, five exotics and one undetermined (Tab. 3). About life form, half of species

were arboreal and dominated the samples, with highlight for Melia azedarach in abundance and

relative density (Tab. 3). About frequency, highlight the trees Croton urucurana, Mimosa

bimucronata (both natives) and Tecoma stans (exotic).

Following the same pattern of weight, the zone 3 had greater abundance of individuals

(n=389) and consequently greater density (77.8 ind./m2), being Melia azedarach that contributed

with 90% this value. In boxes of Zone 2 have emerged 169 seedlings belonging to eight species, but

with abundance of Ricinus communis. The zone 1 had six species and density of 16.8 ind./m2 with

highlight of Croton urucurana.

Table 3. Species recorded on seed rain classified in native or exotic, life form and some

phytosociologic parameters in a rehabilitated site at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,

Brazil. (Abu= abundance; AF = absolute frequency; RF= relative frequency; AD= absolute density;

RD= relative density).

N Species Class Life form Abu. AF RF

(%)

AD (nº

ind/area)

RD

(%)

1 Begonia sp. Native Herb 6 22.2 5.9 6666.7 0.9

2 Croton urucurana Native Tree 126 88.9 23.5 140000.0 19.6

3 Ipomoea cairica Native Climber 5 22.2 5.9 5555.6 0.8

4 Leucaena leucocephala Exotic Tree 2 22.2 5.9 2222.2 0.3

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

58

5 Melia azedarach Exotic Tree 349 22.2 5.9 387777.8 54.4

6 Mimosa bimucronata Native Tree 27 66.7 17.6 30000.0 4.2

7 Mucuna pruriens Exotic Climber 3 22.2 5.9 3333.3 0.5

8 Ricinus communis Exotic Shrub 68 11.1 2.9 75555.6 10.6

9 Tecoma stans Exotic Tree 51 88.9 23.5 56666.7 7.9

10 Undetermined Und. Und. 1 11.1 2.9 1111.1 0.2

4. DISCUSSION


The canopy openness average (38.8%) and leaf area index (LAI) (2%) of this rehabilitated

forest can be considered good when compared with other studies, for instance, those recorded for

two primary forests of cerrado (savanna) at Goiás State, where the openness average were 54% and

LAI 0.64% in the Fazenda Sabonete, and 65% and 0.46% in Fazenda Forquilha during the dry season

(NASCIMENTO, FAGG & FAGG, 2007), showing that canopy is closed and the soil becomes shaded.

The differences in canopy openness between seasons reinforce that, at least, part of planted

vegetal community is semi or deciduous, losing a portion of leaves during the year, mainly in the dry

season where the variations were bigger. These differences have relevant implication over the

diversity of understory because each canopy tree species may create specific microsites below its

crown, that function as a biodiversity filter upon the plants that attempt to regenerate under it

(GANDOLFI et al., 2007). Rich et al. (1993) showed wide differences in radiation between gap and

closed-canopy locations, with large increase in solar radiation in gap stations during dry months, and

a decrease in photosynthetic photon flux density (PPFD) for gap stations due to vegetation regrowth,

further evidence for the filter effect.

The leaves fall and the low water availability during the dry season creates more stressful

conditions for seedlings, but when the first rains return, more light and water available might favor

seedlings under deciduous (or semi deciduous) trees generating distinct biological responses, such as

growth or death in ones (GANDOLFI et al., 2007). Thus, this filter effect acts like a selection factor

over seedlings at rehabilitated forest and may exclude some species while favor others, maybe the

exotics.

In a restored riparian zone is expected that canopy becomes closed as the trees grow and

their crowns find, moreover, in ecological terms, the canopy openness has great influence over the

natural regeneration (of arboreal species), acting as a barrier to raindrops and inhibiting the invasion

of aggressors grasses (MARTINS, 2011). Thereby, the canopy openness is the major determinant of

internal microhabitat of forest, determining the floristic composition, affecting the growth and

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

59

survival of seedlings, managing the erosive process and affecting the course of organic matter

oxidation (MELO et al., 2007).

Despite the canopy openness average has been small, due the study forest be narrow,

(maximum 50 m) it might occur a major incidence of light above the soil by lateral illumination and,

together, more occurrence of wind makes the forest itself the edge effect and can favor the

development of invasive species, mainly grasses, like observed in the seed bank. In reclaimed mine

sites, for instance, the competitive effects of dense herbaceous vegetation (frequently non-native

grasses) can inhibit the forest recovery depending on site conditions because herbs compete

differently with trees species for resources (FRANKLIN et al., 2012).


Both the number of seedlings and the number of species were low when compared with

other riparian forests. On the Furnas Lake, for example, at Minas Gerais State, where was founded a

density of 3770 seedlings per hectare, 34 species and 17 families to one meter of margin, and 4510

seedlings/he, 29 species and 17 families to 36 meters of margin (CAMPOS & LANDGRAF, 2001). At

the Mogi-Guaçu River, in São Paulo State, it was registered almost 2000 seedlings belonging to 51

arboreal species in 20-year-old reforestations with native species promoting a biodiversity greater

than in natural fragments over edge effects (NÓBREGA et al., 2008).

On the other hand, Melo & Durigan (2007) concluded that in restored forests with seven or

more year, the number of species ranged from 17 to 26; and those with three years or less, were not

registered seedlings of natural regeneration. These authors attributed the low number of seedlings,

and species richness, to arboreal stratum that was not developed yet and not creates appropriate

conditions to development of the propagules dispersed by natural processes. Similar case may be

occurring in our study area once it has practically the same age; moreover, riparian zones associated

to open matrices are strongly susceptible to colonization by invasive plants and other species of little

interest to the conservation (BOWERS & BOUTIN, 2008).

The most abundant species in natural regeneration was Leucaena leucocephala (Tab. 1), a

semi-evergreen tree from 5 to 7 meters; it is native of the Tropical America and is considered sub-

spontaneous in many regions of Brazil (LORENZI et al., 2003). Each plant produces high amount of

seeds and might be a nuisance because many seedlings that germinate can compete with the crop as

well as invading elsewhere, sometimes ousting the indigenous vegetation (SUTTIE, 2013). Between

native species, only one was more representative, being it Croton urucurana a pioneer tree from 7 to

14 meters, deciduous and feature of wet grounds, and recommended to mix planting in degraded

riparian zones (LORENZI, 2008b).

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

60

All evidenced outcomes has strong implication over the successional dynamic of the forest,

first because the high abundance, density and frequency of invasive species can result in a floristic

and physiognomic non-characterization and the local extinction of certain native species (MARTINS,

2011), and second because the invasive species also can suffocate the seedlings of planted species

compromising its development. Furthermore, the deficiency in recruitment of new seedlings of the

planted species, or others coming from dispersion, can cause the stop of community in an initial

successional stage and compromise the rehabilitation project.

4.3. Seed Bank

The species richness founded here was greater than results achieved by Gasparino et al.

(2006) at Guavirá stream, Paraná State, with 81 species, and by Araujo et al. (2004) at Jacuí River, Rio

Grande do Sul State, with 43 species and 23 families. At least partially, the high number of species

should be due to sampling effort, but according to Martins (2011), the seed bank as indicator of

forest restoration is more efficient when sampled at least twice a year, on both rainy and dry

seasons.

Despite the total proportion between native and exotic species had been similar, even the

native ones considered are weeds, for example, Ageratum conyzoides (Asteraceae), Cenchrus

echinatus (Poaceae), Commelina diffusa (Commelinaceae) and Setaria parviflora (Poaceae) (Tab. 2),

and may hinder the effectiveness of rehabilitation, mainly because they have short lifecycle. These

and other species that occur in the forest belong to a group of plants wherein the population of

seeds start and complete the germination uniformly, as many herbs and grasses of fast growth; this

strategy allows rapid exploration of the favorable conditions to germination (LARCHER, 2000). The

seed bank is composed principally by pioneer species that presents long distance dispersion and are

not necessarily present at local vegetation (MARTINS, 2011). However, in good conditions of vegetal

cover and shading of soil, is expected that these pioneer species don’t find favorable conditions to

germination and establishment, unless it occurs a perturbation (MARTINS, 2011).

Between species that germinated in the seed banks, only Ricinus communis had shrub habit

and was present in all them, mainly in plot 6 (zone 2) that is near to a wasteland. Just three species of

climbers were recorded; Ipomoea grandifolia, Ipomoea sp. (Convolvulaceae family) and Momordica

charantia (Cucurbitaceae). Ipomoea grandifolia is original of Brazil and has great distribution in the

country (BIANCHINI & FERREIRA, 2013), and Momordica charantia is an annual plant originally from

Asia, quite common in orchards and wasteland, and occurs in all inhabited regions of Brazil (LORENZI,

2008a).

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

61

Proved is that both type of landscape in which restored forest is located and seed dispersal

are very important in determining succession as the planted saplings grow and canopy cover is

recovered (SHONO, 2006). The inputs of exotic seeds can result in distinct modes of dispersal in

comparison to the native ones (TABACCHI et al., 2005). The contribution of regeneration mechanism

on succession is variable and influenced by remaining vegetation, by vegetation matrix around and

by disturbance intensity (MARTINS et al., 2012). In this context, the anthropic matrix surrounding the

studied forest contributes to establishment of weed species typical of “humanized environments”

(modified habitats).

We believe that the decrease in number of seedlings between seed banks (Fig. 2, see zone

01) is related to flooding events that occurred during the rainy season (mainly in December and

January) which may have dragged the seeds stock on topsoil. Another evidence of flood effect was

the deposit of silt over the ground in plots of zones 1 and 2. This outcome was opposed to one

founded by Tabacchi et al. (2005), in which the flood events were responsible to increase seed inputs

of native and exotic species’ and individuals’ number. Nevertheless, it is useful to highlight that

reduction in abundance of seeds may be due the lack of forest remnants upstream of the area

because, for several kilometers, the riparian zones were deforested.

The flood itself also can influence the seeds germination owing to low oxygen availability

conditions (hypoxia or anoxia) depending on the time in which seeds were immersed (OKAMOTO &

JOLY, 2000). Moreover, the propagules dispersal by water influences colonization dynamics and is

significant for long-term community development in riparian zones, ranging in rivers with dams or

free-flowing (MERRIT et al., 2010).

Finally, a seed bank with high density of invasive species propagules (as grasses) suggests

these species can be able to colonize the area and to compete with indigenous ones affecting the

sustainable and conservation of recovery riparian zone (MARTINS, 2011). Furthermore, the absence

or low richness of indigenous tree species in the seed banks can limit regeneration and contribute to

detain succession at the pioneer community stage (WANG, 2009).

4.4. Seed Rain

The great difference in seed production between planting zones probably is due species

composition of each zone. For instance, the tree species at zone 1 produce small seeds and less

dense, as Tecoma stans and Croton urucurana. Tecoma stans is a tree that annually produces high

amount of seeds, but these are flat, small and winged (LORENZI et al., 2003), and Croton urucurana

has small seeds measuring; in average 3.2mm of length by 2.7mm of width (PAOLI et al., 1995).

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

62

Analyzing the species it is possible to explain the amount of seeds a month too. In January,

that had high percentage of seeds (Fig. 3), the exotic species Melia azedarach and Ricinus communis

contributed to 91% of this production. In biomes where there are two seasons well defined, such as

savanna (cerrado), it is common to occur the fruit opening with the first rains, but in general the

species seem to concentrate the blooming and fructification in varied periods that maximize the

pollination of flowers and the dispersion of seeds (ANTUNES & RIBEIRO, 1999). In April, Ricinus

communis also highlighted contributed with 77% of seeds, showing that this species remains

reproducing even in low water availability and may become a threat along the time by increasing its

abundance.

When compared with others studies, the richness founded in this essay is very low. For

instance, Tres et al. (2007) encountered 61 species on the seed rain using collectors of the same area

(9 of 1m2 each), and Pivello et al. (2006) also documented 61 species in Atlantic Forest fragments at

São Paulo State. Like in seed bank, the poorness of species can be attributed to the lack of forest

fragments nearby as propagules source or/and because planted species did not reach the

reproductive age yet.

The most representative species in seed rain was the Melia azedarach tree, belonging to

Meliaceae family, native from Asia and which produces numerous ovoid-rounded fruits type drupe

yellowish brown (LORENZI et al., 2003). The seeds of M. azedarach germinated with facility at the

greenhouse and, after a rainy season, several seedlings were seen around the mother-plant at the

forest too. If these seedlings find favorable conditions, maybe they can grow and become

competitive with indigenous species hereafter.

Also in the seed rain, noted was individuals of Leucaena leucocephala (Tab. 3). Even in low

abundance is important to consider the invasive potential this species, because its presence in the

seed rain is an indicative that mother-plants around the area are reproducing and dispersing

propagules for it. The dispersion process has influence direct or indirect about patterns of seed

deposition, being the seed rain responsible by spatial rearrangement, survival and germination of

seeds, besides the recruitment and survival seedlings, establishment of new individuals and the

regeneration of an environment (BARBOSA et al., 2012). Thus, caution should be given to L.

leucocephala and others potentially invasive plants, because the matrix around is disturbed, for not

to embarrass the future of rehabilitate riparian zone.

According Martins (2011) the high abundance of exotic arboreal species or weeds in the seed

rain is an indicator of troubles on the reproduction of planted indigenous species, and that that area

is being infested by alloctone sources. As half of the species of the seed rain were exotic, it is evident

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

63

that both planted species are not reproducing and forest is receiving several propagules of exotic

species.

5. CONCLUSIONS

A set of indicators represents key information about structure, function and composition of

the assessed ecological system (DALE & BEYELER, 2001), and using this indicators we can categorize

them in: canopy openness and natural regeneration as parameters of structure; seed bank and seed

rain as function indicators; and the species richness (obtained of the seed bank and rain) as

composition indicators (BRANCALION et al., 2012).

After five years, the rehabilitated forest had good canopy cover during rainy season with

significant leaf fall in the dry season that has implications over understory plants. Unlike, other

indicators (natural regeneration, seed bank and seed rain) gave negative outcomes, mainly because

there was high abundance of exotic species that may compromise the recruitment of new arboreal

individuals, and stagnate the succession in a pioneer stage. Thus, the mainly information achieved

was that the 5-year-old rehabilitated riparian zone isn’t sustainable yet and need management

actions for perpetuating over the time.

In fact, if we consider just the mainly goal of the project, that was to contain soil erosion, it is

possible to conclude that it was achieved, especially because of ground fixation by tree roots, but the

maintenance of vegetal community is important for preserving this and others ecosystem functions.

However, it is also relevant to consider that this forest is in the middle of a modified region where

there are seed sources only of common and exotic plants.

We believe some interventions may be able to improve the success of the area. For

example, (1) to increase the extension of riparian zone or to rehabilitate new places next to it; (2)

carry out periodic maintenance of weeds; (3) to make enrichment with secondary and climax species

(LAMB & GILMOUR, 2003); and (4) to carry topsoil transposition of other fragments (REIS et al.,

2003). Soon, this forest will contribute more with biological conservation and improve the local

landscape.

6. ACKNOWLEDGMENTS

The authors thank Dr. Maria Rita Scotti Muzzi of the Federal University of Minas Gerais for

having shown the studied area, the CAPES by Master scholarship of first author, and the

PROPP/FUOP by the financial aid.

Capítulo 03________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

64

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SELECTING KEY-INDICATORS THAT BEST REPRESENT THE LEVEL OF RECOVERY IN RESTORED

RIPARIAN ZONES: A STUDY CASE AT DAS VELHAS RIVER, MINAS GERAIS, BRAZIL

Vinícius LONDE1, 2; Hildeberto C. de SOUSA1 & Alessandra R. KOZOVITS1

1 Post-graduation Program in Ecology of Tropical Biomes, Department of Biodiversity, Evolution and Environment, Federal University of Ouro Preto, 35400-000, Ouro Preto, Minas Gerais, Brazil; 2 Author for correspondence: [email protected]

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Abstract. Among several ecological indicators, the vegetal ones are commonly used to evaluate the

status of restored forest, showing its current situation and helping to find manage solutions, if

necessary. However, there is not a consensus of which would be the best key-indicators to use for

estimating the success of restored forest projects. In the present essay, we compared the results of

six vegetal indicators applied in a rehabilitated riparian zone at das Velhas River, Minas Gerais State,

Brazil. We focused on verifying which of them better represent the recovery level at the studied

forest fragment and, thus, suggested it as the key-indicator that could be used in other forest studies.

For this purpose, 15 plots of 100m2 each were randomized and indicators of species richness,

litterfall production, canopy openness, natural regeneration, seed bank, and seed rain were applied

to assess the recovery status of the forest. The indicators had antagonistic outcomes: litterfall

deposition and canopy openness gave positive answers, but the other ones indicated that the

rehabilitated forest is not sustainable yet. The indicators that better showed the reality at the forest,

and thus suggested it could be applied in other forests, were species richness, as indicator of

composition; seed bank as indicator of functionality; and natural regeneration as structural indicator.

These indicators will give a realistic sense about the evaluated area and will contribute for saving

money and time in the assessment and monitoring of restored forests. Based on these indicators we

suggested some management actions, as the control of aggressive grasses and the enrichment with

secondary and climax species, to become the forest permanent and effective along the time.

Key words: ecological restoration, ecosystem sustainability, vegetal indicators.

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70

1. INTRODUCTION

Restoration ecology is a science that helps on the reestablishment of a degraded, damaged

or destroyed ecosystem, frequently, as a direct or indirect result of human activities (SER, 2004).

Projects of ecology restoration have increased worldwide, and these restored forests can improve

the ecosystems services and contribute with biological conservation (CHAZDON, 2008). Nevertheless,

due the complex interactions among propagules as well as site and climatic conditions, restoration

projects of severely-disturbed forests often are very slow and unpredictable (KOZLOWSKI, 2002).

Many efforts of restoration have been carried out in riparian zones, which are forests around

bodies of water and dynamic ecosystems that have essential ecological, hydrological and

geomorphological functions (LIMA & ZAKIA, 2004). Its restoration must be strategic and systematic

so that specific goals should be included in a wide spectrum, preferentially on watershed level

(NAIMAN et al., 2005).

After restoration, indicators are used to evaluate the environmental condition, to provide a

warning sign or to diagnose causes of an environmental trouble (DALE & BEYELER, 2001). Ecological

indicators are used to avoid complicated measurements and are an attempt to reduce the ecosystem

complexity, selecting simple methods that can lead to a satisfying representation of a complex

relationship (MÜLLER & LENZ, 2006).

Ecological indicators play an important role in ecosystem monitoring, valuation and

management (LIN et al. 2009), and various studies are being conducted trying to synthetize

indicators to assess ecosystem diversity or integrity (JAUNATRE et al., 2013). Furthermore, indicators

need to capture the environmental complexities and remain simple enough to be easily monitored

(DALE & BEYELER, 2001).

The use of indicators has been intensively discussed, mainly considering the requirements

for the establishment of a good indicator (RODRIGUES & GANDOLFI, 2004), and several ones have

been proposed, both considering animals and plants, such as ants, wasps, bees, natural regeneration

(seedling banks), litterfall among others (MARTINS, 2011). However, one evident gap existing now is

the establishment of key-indicators for the success of restoration, because the use of several

parameters is expensive and does not always permit to reach a good diagnosis of the area

(BRANCALION et al., 2012).

In this context, we used several vegetal indicators, in a rehabilitated riparian zone, and

verified which of them better represented the restoration level at the forest, in order to find key-

indicators that could guide future studies on the assessment and monitoring of restored areas, at the

same moment as it saves money and time.

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71

2. MATERIAL AND METHODS

2.1. Site of study

The studied area is situated downstream of BR-381 (road) bridge, between Belo Horizonte’s

and Sabará’s city bounds, and it’s part of “Das Velhas” River Revitalization Program, conducted by

the Federal University of Minas Gerais (Fig. 1). The city of Sabará is located at the central region of

Minas Gerais State, it has 302.54 km2 of area, the annual maximum temperature is 27.1°C, the

annual minimum temperature is 16.7°C, the annual average rainfall is 1491.3 mm and the “Das

Velhas” is the main River at the region (MINAS GERAIS, 2013).

Figure 1. Satellite image of the studied rehabilitated riparian zone at Das Velhas River, city of Sabará, Minas Gerais State, Brazil, with details of buffer zones (picture above), and showing the anthropic region where the forest is located (picture below). Font: Google Earth 2013, images date: 6/30/2012. _____________________________________________________________________________

In 2006, the area was considered highly degraded due to interferences caused upstream of

the river, modifying its fluvial morphology. There was marked erosion and sedimentation process

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where watercourse dug the left margin and deposited sediments at the right margin, causing

instability and risk for nearby residences.

The solution found to recovery this site, which were about 500 meters long, was making the

embankment of the left margin, creating a flooded riparian zone. The proposals were carried out in

2007 in an area of 0.47 hectare, where seedlings of native and fruit trees were planted using the

model of planting based on Schultz et al. (2004), implanting the system called “buffer zones”. This

model divides the riparian zone into three, being: zone 1 - for wood preservation adjacent to the

watercourse; zone 2 - for management with arboreal species and; zone 3 - to soil buffer and

management (Fig. 1).

This studied forest can be characterized as a severely disturbed area and present some

special features as: (1) the vegetation started establishing only after planting above allochthonous

ground, thus the place didn’t have resilience, (2) the river exerts strong selection’s pressure due to

flooding and (3) the region is highly occupied by nearby roads, houses and industries.

2.2. Experimental Design

Randomly, 15 plots of 10mx10m (100 m2) each were distributed, numbered from one to 15.

Five plots by planting zone were allocated on the following order: plots 1 to 5 in the zone 1; plots 6 to

10 in the zone 2, and plots 11 to 15 on the zone 3. Six vegetal indicators listed below were sampled in

the forest fragment.

2.2.1. Species Richness

The number of tree-shrub native species present at the forest was assessed. All individuals

that had a diameter at breast height (DBH) up to 1.30m were marked with a sealing wax and

identification number. From November 2011 to October 2012 fertile botanic material was collected

and the specimens were identified with literature help, by comparison in the herbarium or by

specialists. The botanical families were classified according to APG III (2009) norms, and the species

according to the List of Species of the Brazilian Flora (2013). Every collected material was

incorporated to the collections at the “Prof. José Badini” Herbarium at the Federal University of Ouro

Preto (UFOP), Minas Gerais State.

Species were classified in native or exotic according to Species List of the Brazilian Flora

(2013), and in ecological groups (pioneer and non-pioneer) according to Gandolfi et al. (1995) and

Martins (2011). It was also carried out comparisons between the list of planted species and current

ones.

2.2.2. Litterfall Production

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Litterfall is an important way for the returning of mineral nutrients and carbon to the ground

in forest ecosystems, being valid to assess the different fractions of litterfall to improve knowledge

on nutrient return and phonological responses of forests (HANSEN et al., 2009). In the center of each

plot, we fitted collectors of 0.25 m2 of surface (square-shaped collectors made with iron bars and

nylon screen of 3mm mesh) to 80 cm of height, for litter collection. The material deposited inside the

collectors was monthly sampled throughout a year. The litter was segregated on different fractions:

leaves, twigs, reproductive parts and others (animal remains, excreta etc.).

The separated litterfall fractions were dried in an oven at 65°C until they reached constant

weight, and weighed in a precision scale to obtain the dry weight. The monthly litter production was

estimated based on the dry weight of each fraction in kg.ha-1.month-1, then added to obtain the

annual litterfall production in kg.ha-1.year-1, and finally the values were transformed in Mg.ha-1.year-1.

We carried out Shapiro-Wilk tests to verify the normality of data and ANOVA one-way with

Tukey test posteriori to 5% of significance to investigate differences between litterfall fractions, and

Student t Test between litterfall productions by plots. All tests were carried using the software

MINITAB version 16.0.

2.2.3. Canopy Openness

Canopy openness or arboreal cover is the measure of cover provided by the canopy of

planted trees in the area (GANDOLFI et al., 2008). To determine the percentage of canopy openness,

three hemispherical photographs were taken using professional camera Nikon D3100 coupled with

“fish eye” lens (8mm) in the center of each plot with 1.80m high to the soil surface, with the aid of a

camera support, meter level (camera should be leveled) and a compass (the top of the machine

should be facing North).

Photographs with good contrast between sky and canopy were analyzed in the software Gap

Light Analyzer (GLA- version 2.0) following the protocol adopted by Suganuma et al. (2008), and the

average canopy openness was obtained for the forest and by zones. We took photographs in dry and

rainy seasons, so we tested significant differences between seasons (p<0.05) by Paired T-test using

the software MINITAB version 16.0.

2.2.4. Natural Regeneration

Natural regeneration or seedling recruitment are represented by the young individuals

present at the understory of the restored forest, and can be assessed through floristic and/or

structural surveys (RODRIGUES & GANDOLFI, 1998). For this purpose, we investigated the entire

plots (15 plots of 10 m x 10 m) sampling individuals from 0.30 m to 1.30 m high. The seedlings

identification, when possible, was carried out in the local. Individuals of hard identification were

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collected, and identified with help of literature and herbarium collections. It was calculated the

following parameters: seedlings’ richness, abundance, density and frequency by area, and

comparisons between the species natural regeneration and the planted trees were done.

2.2.5. Seed Bank

Soil seed banks are important pathway for natural regeneration in tropical forest ecosystems

reflecting part of the history of the vegetation (MARTINS & ENGEL, 2007), and it is more efficient

when sampled more than once a year (MARTINS, 2011). Therefore, we collected seed bank three

times throughout the year on the following dates: dry-rainy season transition (October 2011), rainy-

dry season transition (March 2012), and in the middle of dry season (July 2012). A timber frame of

0.25 m2 (0.50 cm x 0.50 cm) was randomly thrown and every material within the frame, up to 5 cm

deep, was collected with a garden spade and moved to the greenhouse at the Federal University of

Ouro Preto (UFOP). Branches and leaves newly fallen were scrapped, leaving just the litterfall in

initial decomposition stage (SILVA, 2009).

At the greenhouse, the material was placed in timber boxes of 0.25 m2 filled with sterile

sand. The environment microclimate was maintained at 25°C of temperature, 75% of moisture and

daily watered (three times) to induce germination. All emergent plants were monthly quantified and

identified, and removed after identification. Some specimens could not be identified because of lack

of fertile structures, but were also quantified and then called “undetermined”. Bimonthly, the soil

was upturned to induce new seeds germination. Some sand boxes without field material were

positioned between experimental ones to control eventual contamination by seeds coming from

other places (MARTINS et al., 2008). This process lasted six months and the species richness, density,

abundance and frequency were estimated. Seedlings were classified according to life forms in

arboreal, shrubby, herbaceous or climbers. Moreover, the species were classified in native or exotic,

according the Species List of Brazilian’ Flora version 2013 or Lorenzi (2008a).

The normality of data distribution was checked by Shapiro-Wilk tests, an ANOVA (one way)

carried to verify significant differences (p<0.05) in the number of plants between the planting zones

in each collection of seed bank, and Paired-t test was used to attest significant differences in the

abundance before and after flooding events (between seed bank 1 and others).

2.2.6. Seed Rain

The seed rain is resultant of a set of factors from seeds’ dispersion that act in a community,

and can has spatial and temporal differences (BARBOSA et al., 2012). Nine plots (three in each buffer

zone) were selected to have seed collectors installed, consisting of 1m2 iron frames with nylon

background (xx mesh?) at 80 cm high from the ground. The samples were monthly carried out from

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November 2011 to October 2012. Initially the seeds were separated in “morphotypes” until

identification by species, then weighed in the precision scale and then moved to the greenhouse and

induced to germinating in timber boxes (100 x 20 x 07 cm) with sterile sand. The same procedures

used in the seed bank were applied to seed rain (germination, period, collect of botanical material,

identification etc.).

All indicators were analyzed and, after that, they were segregated according to their positive

or negative responses. Then, the indicators were grouped in ecological attributes, as proposed by

Brancalion et al. (2012), in indicators of structure, composition and functionality, to facilitate the

assessment of the distinct components of the ecosystem. After this segregation, the more

representative indicators of the measured ecosystem were selected, that is, those that best reflected

the reality of the implanted forest, showing if it was already sustainable or if it needed management

actions.

3. RESULTS

3.1. Species Richness

219 live arboreal individuals and one dead were recorded. Plants were distributed in nine

families, 20 species and seven “morphospecies” (Tab. 1). It was verified that not all planted-tree

species remained at the forest, since Acrocomia aculeate (Jacq.) Lodd. ex Mart., Hymenaeae

courbaril L. and Stercullia sp. weren’t recorded after five years of planting. On the other hand, it was

found three new occurrences; Tecoma stans, Melia azedarach and Leucaena leucocephala, all exotics

and producing large amount of seeds (Tab. 1).

The most abundant species was Croton urucurana (n=28), followed by Mimosa bimucronata

and Piptadenia gonoacantha with 27 individuals each. Together, these three species composed 37%

of total sample. Among the less abundant species, it was registered Cecropia sp. and Eugenia

uniflora, both with only one individual.

Table 1. Checklist of arboreal species recorded in the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil. *Planted species / Pi=pioneer / NP=non-pioneer.

Specie Author Family Classification Ecological Group Cecropia sp.* Urticaceae Native Pi Ceiba speciosa* (A.St.-Hil.)

Ravenna Malvaceae Native NP

Centrolobium tomentosum*

Guillem. ex Benth. Fabaceae Native NP

Croton urucurana* Baill. Euphorbiaceae Native Pi Erythrina speciosa* Andrews Fabaceae Native Pi Eugenia uniflora* Linnaeus Myrtaceae Native NP Handroanthus impetiginosus*

(Mart. ex DC.) Mattos

Bignoniaceae Native NP

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Inga edulis* Mart. Fabaceae Native NP Leucaena leucocephala (Lam.) de Wit Fabaceae Exotic - Luehea grandifolia* Mart. & Zucc. Malvaceae Native NP Machaerium sp.* Fabaceae Native NP Melia azedarach Linnaeus Meliaceae Exotic - Mimosa bimucronata* (DC.) Kuntze Fabaceae Native Pi Morus nigra* Linnaeus Moraceae Exotic - Peltophorum dubium* (Spreng.) Taub. Fabaceae Native NP Piptadenia gonoacantha*

(Mart.) J.F.Macbr. Fabaceae Native NP

Psidium sp.* Myrtaceae Native NP Myrsine sp.* Primulaceae Native NP Samanea tubulosa* (Benth.) Barneby

& J.W. Grimes Fabaceae Native Pi

Tecoma stans (L.) Juss ex Kunth Bignoniaceae Exotic - Morphospecie 1 - - - Morphospecie 2 - - - Morphospecie 3 - - - Morphospecie 4 - - - Morphospecie 5 - - - Morphospecie 6 - - - Morphospecie 7 - - -

3.2. Litterfall Production

The total annual litterfall production was 8.4 Mg.ha-1.yr-1 with two productivity peaks: one in

the middle of the rainy season and the other on the end of the dry season (Fig. 2). Litter production

was distinct between plots (t=14.17; p<0.01) highlighting the plots 8 and 4 with higher deposition,

while plot 5 had the lowest value during twelve months of sampling. Nevertheless, between the

planting zones it could´ve been observed that the zone 2 had more deposition than zones 1 and 3.

Leaves fraction corresponded to 65% of the material and presented similar pattern of the

total litterfall deposition (Fig. 2). The twigs and reproductive parts contributed with 17% and 16% of

total litter, respectively, and the fraction “others” was less contributive, with only 2%, being

composed by excrement of birds and/or insects.


Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

77

In dry season, the canopy openness average (± SD) was 38.8% (± 7.7) and the leaf area index

(LAI) 1.4% (± 0.4), whereas in the rainy season the openness value decreased to 23.7% (± 4.7) and

leaf area index increased to 2% (± 0.4). There was significant difference in canopy openness between

seasons (t=6.29; p<0.01) (Fig. 3) and leaves area index (t=-5.80; p<0.01) confirming that at least part

of planted vegetal community is semi or deciduous, losing a portion of leaves during the dry season.

Figure 2. Total litterfall production and fractions of litter along one year in the rehabilitated forest at Das Velhas River, Minas Gerais State, Brazil. __________________________________________________________________________________


Not all planted species are reproducing and recruiting new individuals. A total of 192

regenerating individuals were recorded, belonging to 13 species but with dominance of the exotic

and invasive ones; Leucaena leucocephala, that had the highest density with 526.7 ind./ha (or 41%)

and Ricinus communis L. had 480 ind./ha or 37.5% of total. The planting zone 2 had the highest

amounts of seedlings (80%), whereas the zone 1 had 13% and the zone 3 presented the lowest value,

7%.

In terms of frequency, two exotic species were also highlighted; Leucaena leucocephala and

Tecoma stans, both with 23.5% of relative frequency. Among indigenous species, just Croton

urucurana had a high contribution to regeneration, but its frequency was lower occurring only in two

plots.

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

78

Figure 3. Canopy openness recorded by plots and respectively planting zones during the dry and rainy seasons on rehabilitated area at Das Velhas River, Minas Gerais State, Brazil. __________________________________________________________________________________

3.5. Seed Bank

During the three experiments with seed bank it was founded 87 species, and the herbs

predominated (87%), mainly belonging to Asteraceae family. The percentage of native and exotic

species was similar, with 53% of native species and 47% of exotics.

The number of species found in each seed bank experiment did not significantly differ, and

there weren’t significant differences in abundance between seed bank 1 and others. On the bank 1 it

was collected 47 species and the banks 2 and 3 were composed by 48 species each (Tab. 2). All banks

had a predominance of weed herbs (86% in average) with a highlight to Asteraceae and Poaceae

families (Tab. 2).

Table 2. Number of botanic families and species by family (nº sp/fam) in each seed bank

collected on the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil.

Seed bank 1 Seed bank 2 Seed bank 3

N Family Nº

sp/fam Family

Nº

sp/fam Family

Nº

sp/fam

1 Amaranthaceae 2 Amaranthaceae 2 Amaranthaceae 2

2 Apiaceae 1 Asteraceae 9 Asteraceae 6

3 Asteraceae 11 Bignoniaceae 1 Bignoniaceae 1

4 Bignoniaceae 1 Brassicaceae 2 Brassicaceae 1

5 Brassicaceae 2 Commelinaceae 1 Commelinaceae 2

6 Commelinaceae 1 Convolvulaceae 1 Cucurbitaceae 1

7 Convolvulaceae 1 Cyperaceae 4 Cyperaceae 4

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

79

8 Cyperaceae 4 Euphorbiaceae 5 Euphorbiaceae 5

9 Euphorbiaceae 5 Fabaceae 3 Fabaceae 1

10 Fabaceae 1 Lamiaceae 1 Lythraceae 1

11 Meliaceae 1 Lythraceae 1 Meliaceae 1

12 Plantaginaceae 1 Onagraceae 2 Oxalidaceae 1

13 Poaceae 7 Oxalidaceae 1 Plantaginaceae 1

14 Polygonaceae 2 Poaceae 6 Poaceae 8

15 Rubiaceae 1 Polygonaceae 2 Rubiaceae 1

16 Scrophulariaceae 2 Rubiaceae 1 Solanaceae 3

17 Solanaceae 3 Solanaceae 3 Urticaceae 1

18 Verbenaceae 1 Verbenaceae 1 Verbenaceae 1

19 Undetermined 2 Undetermined 7

Total 47 Total 48 Total 48

A total of 3459 seedlings were collected in the seed banks with an average of 384.3

individuals by planting zone (SD±19.8) and the total abundance was decreasing from seed bank 1 to

bank 3. The first and second seed banks represented similar pattern of abundance in the three zones,

with the major number of plants in the zone 2. In the third bank a higher abundance was observed

on the zone 3 (Fig. 4). Statistically, only in the second seed bank there was significant difference in

abundance between zone 3 with others (F=6.17; p=0.01).

Figure 4. Abundance of plants by planting zones in the three seed banks collected on rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State, Brazil.

__________________________________________________________________________________

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

80

3.6. Seed Rain

Along one year it was collected 553.10g of seeds, and the zone 3 was responsible by the

production of 72% of this value; in the zone 2 it was recorded 23%, and in the zone 1 only 5% of

seeds. The most productive month was January with 133g and the second one was July (94g); in

another hand, April produced the lowest quantify of seeds (6.2g).

642 seedlings germinated in the boxes during the experiment and belonged to 10 species,

being four indigenous, five exotics and one undetermined (Tab. 3). Regarding life form, half of the

species were arboreal and dominated the samples, with highlight for Melia azedarach in abundance

and relative density (Tab. 3).

It was verified a high frequency of Croton urucurana, Mimosa bimucronata (both natives),

Tecoma stans (exotic) and the climber Mucuna pruriens. Following the same pattern of weight, the

zone 3 had greater abundance of individuals (n=389) and consequently greater density (77.8 ind/m2).

Melia azedarach contributed with 90% of this value. In the boxes of zone 2, 169 seedlings belonging

to eight species emerged, but with an abundance of Ricinus communis, and the zone 1 there was six

species, and a density of 16.8 ind./m2 with a highlight of Croton urucurana.

Table 3. Species recorded in the rehabilitated forest at Das Velhas River, Sabará, Minas Gerais State,

Brazil, with seed rain classified in native or exotic, life form and some phytosociologic parameters

(Abu= abundance/ AF = absolute frequency/ RF= relative frequency/ AD= absolute density/ RD=

relative density).

N Species Class Life form Abu. AF RF

(%)

AD (nº

ind/area)

RD

(%)

1 Begonia sp. Native Herb 6 22.2 5.9 6666.7 0.9

2 Croton urucurana Native Tree 126 88.9 23.5 140000.0 19.6

3 Ipomoea cairica Native Climber 5 22.2 5.9 5555.6 0.8

4 Leucaena leucocephala Exotic Tree 2 22.2 5.9 2222.2 0.3

5 Melia azedarach Exotic Tree 349 22.2 5.9 387777.8 54.4

6 Mimosa bimucronata Native Tree 27 66.7 17.6 30000.0 4.2

7 Mucuna pruriens Exotic Climber 3 22.2 5.9 3333.3 0.5

8 Ricinus communis Exotic Shrub 68 11.1 2.9 75555.6 10.6

9 Tecoma stans Exotic Tree 51 88.9 23.5 56666.7 7.9

10 Undetermined - - 1 11.1 2.9 1111.1 0.2

4. DISCUSSION

Observing the outcome of each vegetal indicator, we segregated them into two groups:

those indicators that gave positive and those that gave negative answers. Litterfall production and

canopy openness had positive results, while the species richness, natural regeneration, seed bank

and seed rain gave negative ones.

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

81

4.1. Positive answers

The total annual litterfall production (8.4 Mg.ha-1.yr-1) was greater than those found in some

riparian zones in the West Region of São Paulo State studied by Durigan et al. (1996): 6.4 kg.ha-1.yr-1

for Assis Station; 8.8 kg.ha-1.yr-1 for Marília Station I; 11.1 kg.ha-1.yr-1 for Marília Station II; and 9.7

kg.ha-1.yr-1 for Tarumã. The amount of litterfall was greater than in a savanna forest (622 kg.ha-1.yr-1)

and in a transition forest (6566 kg.ha-1.yr-1) too (SILVA et al., 2007), but lower than in a secondary

forest (10.17 Mg.ha-1.yr-1) and similar with a reforested area at Rio de Janeiro State (8.98 Mg.ha-1.yr-1)

(MACHADO et al., 2008).

According to Martins (2011), the high production of litterfall in restored forests is an

evidence that it should not be occurring troubles in terms of nutrient cycling, because the cycling

starts with the litterfall deposition, its decomposition and liberation for the soil. Thus, the high

litterfall deposition at rehabilitated forest may be a positive parameter and an evidence of mineral

nutrient return to the soil. Furthermore, in riparian zones at initial successional stage, it is expected a

higher litterfall production than on mature ones, because the vegetal community actively invests into

biomass accumulation (growth) (NAIMAN et al., 2005).

The peak of litterfall production in the middle of the rainy season may be a response of

downpour, and the other strongest peak (in the end of dry season) coincided with zero index of

precipitation in July and August (LONDE et al., in prep.). Major litter accumulation on the end of the

dry season, manly by the fall of leaves to reduce loss of water by transpiration, is an expected answer

of vegetal community to hydric scarcity (MARTINS & RODRIGUES, 1999).

After the flood events, it was observed that much of the litterfall layer above the soil was

removed from the soil cover in zone 1 plots. The loss of nutrients at riparian zones, due to litter that

is dragged by floods, should be considered in studies about ecosystem productivity (PAGANO &

DURIGAN, 2009) because this fact might reduce the nutrient concentrations in the plant community

future. On the other hand, the washing of litterfall favors the seedling emergence and establishment

of small-seeds and shade-intolerant species (DUPUY & CHAZDON, 2008).

In general, litterfall seasonality is positively correlated with rainfall seasonality, and in South

America the leaves fraction corresponds to an average of 70.8% (SD ± 8.5%) of the total litterfall

(CHAVE et al., 2010), as seen here. The twigs fractions had a little peak in August (see Fig. 2),

probable due to occurrence of strong wings that broke branches, as also founded by Martins &

Rodrigues (1999).

The changes occurred in canopy openness between seasons may have significant

implications over understory, because changes in light will select which seedlings will survive at

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

82

rehabilitated forest. Canopy gaps alters the forest microenvironment, structure and composition,

affecting the tree seedlings recruitment (DUPUY & CHAZDON, 2008), still, after that canopy closure in

a restored forest, changes will occur in species composition and competition among plants for light,

water and mineral nutrients (KOZLOWSKI, 2002).

Furthermore, leaves fall and low water availability during the dry season creates more

stressful conditions for seedlings, but when the first rains return, more light and water availability

might favor seedlings under deciduous (or semi-evergreen) trees, generating distinct biological

responses such as growth or death in ones (GANDOLFI et al., 2007).

According Oliveira & Ribas (2011), in the first years of succession, the seedlings recruitment is

higher in the canopy gaps than in the forest understory, but this decrease with time. As a part of

leaves is lost during the year, creating canopy gaps, perhaps the seedlings’ recruitment might

become persistent along the time, but favoring a few species at the forest. Furthermore, it should

also be considered the competition between seedlings and weeds.

4.2. Negative answers

The species richness remained practically the same five years after the rehabilitation,

however with replacement of indigenous by exotic species. Among the native species, Acrocomia

aculeata (Jacq.) Lodd. ex Mart. and Hymenaea courbaril L. are indicated for Brazilian projects of

riparian zones restoration but for well drained areas or with temporary floods (MARTINS, 2011), so

maybe they didn’t perpetuated on the forest because it becomes flooded in the rainy season.

Between exotic trees that have appeared in the area, mainly Leucaena leucocephala (Lam.)

de Wit is an aggressive species that may inhibit the secondary succession and create pure stands, so

it should be avoided in restoration projects (MARTINS, 2011). Tecoma stans (L.) Juss. ex Kunth is a

species that produces a high amount of seeds by year, facilitating its multiplication and it is already

invasive in pastures in some regions of Brazil (LORENZI et al., 2003). Thus, these species can be a

threat for success of rehabilitation projects, mainly because its seeds are easily dispersed by wind.

An equal number of saplings and spacing were used in planting buffer zones but interestingly

it was verified that the abundance of adult trees decreased from zone 3 to zone 1. For instance, the

species Rapaneae sp. and Eugenia uniflora L. were densely planted at zone 1, however only one

example of each was founded nowadays. We argue that maybe this distribution is associated to flood

effects because water reached intensively zone 1. According Jackson & Colmer (2005), plants under

stress caused by flooding of the soil and deeper submergence have constraints on growth,

distribution and productivity.

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

83

Flood tolerance varies among species and is influenced by plant age, time and duration of

flooding, condition of the floodwater and site characteristics (KOZLOWSKI, 1997). Thus, the flooding

exert strong pressure over plants at a forest and might select ones according to its tolerance of water

excess, mainly on the seedling stage, and assisting in the community formation. Besides, areas that

had severe disturbance in the edaphic conditions and soil communities (like this) may not support

diverse plant communities (OHSOWSKI et al., 2012), due difficulty in recovering biophysical

properties and vegetation, that are dependent of interactions between site-specific factors and land

use (GUARIGUATA & OSTERTAG, 2001).

The natural regeneration also showed that exotic and invasive species are dominating on

recruitment of new individuals and can compromise the rehabilitation success. Leucaena

leucocephala and Ricinus communis L., the two species with higher density, are competitive,

aggressive and produces annually high seed amount (LORENZI et al., 2003; LORENZI, 2008a). If they

established at forest is because they founded opportunities of occupation, such as vacant or breadth

niches (WOLKOVICH & CLELAND, 2011), and may alter the planted species composition leading to

mono-dominancy.

Two factors that may limit recruitment in plant populations are the availability of seeds and

suitable microsites for germination, and survival of seedlings, being that some species limited are by

one or both them (ERIKSSON & EHRLÉN, 1992). The studied area seems not to be proving both

conditions for recruitment of indigenous seedlings, first by low seeds production, and second by

absence of specific microsites without weeds competition. Unfortunately, perhaps the same aspects

that limit the regeneration of planted species may promote the spread of invasive ones.

The three experiments with seed banks had negative outcomes also indicating the

dominance of weed seeds in the soil. Although the ratio between native and exotic species had been

similar, many native ones are considered weeds, such as Ageratum conyzoides L. (Asteraceae),

Cenchus echinatus L. (Poaceae), Commelina diffusa Burm. f. (Commelinaceae) and Setaria parviflora

(Poir.) Kerguélen (Poaceae) (LORENZI, 2008a), that can form dense herbaceous vegetation and inhibit

forest restoration, as showed in other studies (FRANKLIN et al., 2012).

Despite there was no significant difference in seedlings’ abundance before and after floods

(among seed banks), it was noted progressive decrease in number of plants by zones along the

collections, mainly in zone 1 (see Fig. 4), that may be associated to flooding that dragged the seeds

stock on topsoil and/or cause stress over them. The viability and germination’ ability of some species

at seed bank are directly related to the flooding duration, being that in elevational gradients the

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

84

species-specific tolerances to flooding duration alters the number or the germinability of seeds,

determining the distribution of individuals (GEISSLER & GZIK, 2008).

Regeneration of disturbed areas depends on the abundant and viable seed supply, favorable

environmental conditions for germination, and capacity for sprouting or layering of some species

(KOZLOWSKI, 2002), moreover the landscape matrix around the area has great influence over the

rate or even direction of ecological restoration (ZANG & DING, 2008). As riparian forest is included in

an urbanized matrix, there is a lack of native seeds, mainly large ones, which would contribute with

species enrichment at area and/or its perpetuation over time. Furthermore, around anthropic

landscapes, usually there is a strong pressure from propagules of aggressive exotic species that to

inhibit the regeneration of arboreal species and other indigenous life forms (MARTINS et al., 2012).

The number of arboreal species was five to bank 2 and four to banks 1 and 3, with Tecoma

stans, Croton urucurana Baill. and Mimosa bimucronata (DC.) Kuntze common to three. Others tree

that germinated were Melia azedarach, Erytrina speciosa Andrews and Leucaena leucocephala.

Perhaps due to the young age at forest few species already reached the reproductive stage

Although the number of seedlings germinated in seed rain has been high (n=642), the species

richness was low with two dominant species; 54% of individuals belonged to Melia azedarach and

20% to Croton urucurana. Croton urucurana Baill is a native pioneer tree from 7 to 14 meters, is

deciduous and feature of wet grounds, and recommended to mix planting in degraded riparian zones

(LORENZI, 2008b).

Half of species from seed rain were arboreal, but were the same of those found in seed

banks and are species of initial stage, and some are exotics. The absence or low density of seeds of

no-pioneer in the seed rain mean that these species will have difficult of regeneration in the area,

and as the no pioneer species are important in to define the forest structure, the results may indicate

that measures have to be adopted aiming stimulate its arrival at area (MARTINS, 2011). Furthermore,

the high abundance of exotic trees in seed rain is an indicator of troubles in the reproduction of

planted indigenous species, and that the area is being contaminated by external sources (MARTINS,

2011).

Only two climbers were founded at forest (see Tab. 3), including Mucuna pruriens (L.) DC. an

indigenous plant of the Fabaceae family utilized for distinct purposes in traditional medicine in

tropical regions and others countries (LONGHI et al., 2011), and Ipomoea cairica (L.) Sweet that is

native of Brazil too, but is a weed very abundant over fences, vacant lots and orchards (LORENZI,

2008a).

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

85

The incorporation of other life forms in restored areas is very important, and to understand

the process of understory succession is of critical importance for the development of management

guidelines for biodiversity restoration (BRUNET et al., 2011). However, in anthropic landscapes the

arrival of propagules via seed rain may be comprise reducing the possibility of natural enrichment at

area (MARTINS et al., 2012).

4.3. Which indicator represented better the reality at forest?

This question cannot be easily answered because the nature influenced is in a multifactorial

way (HALD et al., 2003), and thus, to have a more complete vision about the studied forest, we point

out three vegetal indicators that cover following ecological attributes: structure, composition, and

function. Brancalion et al. (2012) classified the vegetal indicators according to these ecological

attributes to assess a restored ecosystem, where the natural regeneration and canopy openness are

attributes of the structure; species richness is an indicator of composition; and litterfall production,

seed bank and seed rain are attributes of the ecosystem’ functionality. Thus, for a broader

assessment of any forest is interesting to use a combination of indicators instead of only one.

In this context, we suggest using at least one indicator of each ecological attribute, and in this

study, three of them better reflected the reality at forest, and could be extrapolated for others

studies of assessment and monitoring of restored forests. They are (1) species richness as indicator

of composition, (2) seed bank as indicator of functionality, and (3) natural regeneration as structural

indicator (Fig. 5). The species richness permitted to know which planted species established in the

forest and which were replaced, while seed bank clearly indicated that few planted species are

reproducing and storing seeds in the soil, but there are a high number of species of weeds (and

abundance also). The natural regeneration showed that few tree planted species are recruiting new

individuals, but the invasive exotics are doing it well. Thus, these three indicators gave the same

answer: the rehabilitated forest is not sustainable yet, and it threatened is by invasive exotic species.

These indicators are more easily quantified than others are, and they may aggregate

information of several points the ecosystem functioning, allowing an easier achievement of the real

quality of recovery area. Andreasen et al. (2001), emphasize that the ideal indicators will incorporate

information from multiple dimensions of the ecosystem, thereby enhancing the necessity in to use

more than one indicator for capture the environmental complexity. Therefore, the use of only one

indicator can mask valuable information, to cause certain confusion and even lead to making wrong

management decisions.

Despite the canopy openness have been positive, we do not recommend its use alone

because it not represented the entire reality at forest. It showed good productivity of canopy, but is

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

86

not possible discern what tree species are, and if are indigenous or exotics, just answer about the

structure of canopy. Seed rain was a good parameter too, but its information are restricts the upper

stratum at forest, depending the height of collectors, and so, for an evaluation more detailed is

preferable the seed bank that can sample all strata.

Figure 5. The three vegetal indicators that best assessed the rehabilitated site were (1) species richness, (2) seed bank, and (3) natural regeneration. Each indicator represent one ecological attribute (circles) that composes the ecosystem, and they give important information that can be used in management actions.

__________________________________________________________________________________

As described, the litterfall production was high when compared with other studies in tropical

forests, answering well about productivity and indirectly about nutrient cycling at area. Thus, if the

goal is to know just about productivity, it is a good indicator, but such as canopy openness it give

directional information, and without distinct species. Moreover, litterfall production is influenced by

several environmental factors, as precipitation, temperature, light, humidity (DURIGAN et al., 1996;

MARTINS & RODRIGUES, 1999), as soon, the litter deposition may be in response of environment

changes and not by plants. For instance, the high production founded here may be in function of the

edges effect, because rehabilitated forest is narrow (< 50 m) and so, itself becomes the edge effect,

due increase in temperature, light and air humidity that enhance the litterfall deposition (DURIGAN

et al., 1996).

According to Brancalion et al. (2012), among the limitations to advance of the evaluation and

monitoring of restored forests, is the establishment of key-indicators for the success of restoration,

at the same time in which to save money and have a good diagnostic at area. We argue who the use

Capítulo 04________________________________________________________________________________________________________________________________Londe, V. 2013

87

of these three indicators (species richness, seed bank and natural regeneration) restricts such

limitations because they give us a good vision how the forest is now, being key-points of the

ecosystem. Moreover, reducing the number of indicators will possibly save time and money, because

the sampling effort becomes easier and faster. For instance, one year was the time necessary to

make the floristic survey of arboreal species, to sample the natural regeneration (seedlings), and to

conduce the experiments with seed banks (two samplings, one by season).

Another approach is whether these indicators used can be to compare multiple ecosystems.

As pointed by Rodrigues & Gandolfi (2004), due the diversity of situations and environments that

should be recovered, it seems unlikely the establishment of universal indicators. Nevertheless, the

pointed indicators can be used in a range of environments, such as restored riparian zones in

general, non-riparian forests, in pristine forests, highly degraded areas, and of course, in areas with

similar features to this.

Finally, we suggest the control of aggressive grasses, the thinning of Leucaena leucocephala

and Ricinus communis, as well as to make enrichment with secondary and climax species (LAMB &

GILMOUR, 2003), to carry out topsoil transposition of other fragments (REIS et al., 2003), and if

possible to increase the size of riparian zone rehabilitating new places nearby. With such measures,

it’s possible that forest return some ecological services, become self-sustainable in a near future,

improve the local landscape and be an example of success.

5. ACKNOWLEDGMENTS

The authors thank Dr. Mª Rita Scotti Muzzi of the Universidade Federal de Minas Gerais for

having shown studied area, and CAPES by Master scholarship of Vinícius Londe.

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