( PDF ) Banco de sementes, chuva de sementes e o uso de técnicas de nucleação na restauração ecológica de uma clareira dominada por Melinis minutiflora P. Beauv

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UNIVERSIDADE FEDERAL DE JUIZ DE FORA

PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA

Sílvia Maria Pereira Soares

BANCO DE SEMENTES, CHUVA DE SEMENTES E O USO DE TÉCNICAS DE

NUCLEAÇÃO NA RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA DE UMA CLAREIRA

DOMINADA POR Melinis minutiflora P. BEAUV.

Juiz de Fora

2009

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UNIVERSIDADE FEDERAL DE JUIZ DE FORA

PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA

SÍLVIA MARIA PEREIRA SOARES

BANCO DE SEMENTES, CHUVA DE SEMENTES E O USO DE TÉCNICAS DE

NUCLEAÇÃO NA RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA DE UMA CLAREIRA

DOMINADA POR Melinis minutiflora P. BEAUV.

Dissertação apresentada ao Programa de

Pós-graduação em Ecologia da

Universidade Federal de Juiz de Fora, como

parte dos requisitos necessários para a

obtenção do grau de Mestre em Ecologia

Aplicada à Conservação e Manejo de

Recursos Naturais.

Orientadora: Profª. Drª. Patrícia Carneiro Lobo Faria

Co-orientador: Prof. Dr. Sebastião Venâncio Martins

Juiz de Fora

2009

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Soares, Sílvia Maria Pereira

Banco de sementes, chuva de sementes e o uso de técnicas de

nucleação na restauração ecológica de uma clareira dominada por

Melinis minutiflora P. Beauv. / Sílvia Maria Pereira Soares. -- 2009.

109 f. :il.

Dissertação (Mestrado em Ecologia Aplicada à Conservação e

Manejo de Recursos Naturais)-Universidade Federal de Juiz de Fora,

Juiz de Fora, 2009.

1. Capim gordura. 2. Regeneração (Fenômenos biológicos). 3.

Plantas nativas. I. Titulo

CDU 633.2

SÍLVIA MARIA PEREIRA SOARES

BANCO DE SEMENTES, CHUVA DE SEMENTES E O USO DE TÉCNICAS DE

NUCLEAÇÃO NA RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA DE UMA CLAREIRA

DOMINADA POR Melinis minutiflora P. BEAUV.

Dissertação apresentada ao Programa de

Pós-graduação em Ecologia da

Universidade Federal de Juiz de Fora, como

parte dos requisitos necessários para a

obtenção do grau de Mestre em Ecologia

Aplicada à Conservação e Manejo de

Recursos Naturais.

Aprovado em 28 de abril de 2009.

Banca Examinadora

Orientadora: Profª. Drª. Patrícia Carneiro Lobo Faria

Universidade Federal de Juiz de Fora

Co-orientador: Prof. Dr. Sebastião Venâncio Martins

Universidade Federal de Viçosa

Profª. Drª. Vera Lex Engel

Universidade Estadual Paulista “Julio de Mesquita Filho” /Botucatu

Juiz de Fora

Abril de 2009

Dedico estes escritos à minha querida família: Pai,

Mãe, Irmãos, Vó Virgínia, Tia Lúcia, Tia Rosane,

que me apoiaram incondicionalmente em todos os

momentos.

AGRADECIMENTOS

Meus sinceros agradecimentos a todas as pessoas que me ajudaram na realização

deste trabalho de forma direta ou indireta, em especial:

À Prof

Patrícia Carneiro Lobo Faria que, com tanta dedicação e paciência, me orientou

ao longo de todo o trabalho e se apresentou como uma amiga.

Ao Prof. Sebastião Venâncio Martins pelo apoio e auxílio no desenvolvimento desse

projeto.

À Prefeitura Municipal de Juiz de Fora, por conceder a licença para a realização da

pesquisa na Reserva Biológica Municipal Santa Cândida.

À Prof. Juliane Floriano L. Santos pelo auxílio nas análises estatísticas e orientação no

controle das formigas cortadeiras.

Ao amigo Paulo Garcia, pelos esclarecimentos, auxílio no trabalho de campo e na

taxonomia.

Aos amigos Leandro Elias, Alba Cordeiro, José Hugo Ribeiro e Talita Aperibensi pelo

auxílio nos trabalhos de campo e companheirismo.

À Prof. Fátima R. G. Salimena e a todos do Herbário CESJ pela ajuda na identificação

das plantas.

Ao João Paulo C. Araújo pela paciência e elaboração dos mapas.

Aos professores do Departamento de Botânica/UFJF pelo apoio.

Ao Programa de Pós-graduação em Ecologia pelo auxílio durante todo o

desenvolvimento desse trabalho.

À Universidade Federal de Juiz de Fora pela bolsa de monitoria durante o primeiro ano

e à CAPES pela concessão da bolsa de estudo durante o segundo ano.

Ao Sr. Miguel, vigia da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida.

Aos funcionários da Casa de Vegetação.

Ao Jardim Botânico do Rio de Janeiro e à Arcelor Mittal Brasil Aços Longos pela

doação das mudas.

À querida prima Tati pelo auxílio na aquisição de artigos e a hospedagem durante

minhas idas à Viçosa.

À amiga Camila Reis pela correção do resumo em inglês.

RESUMO

Melinis minutiflora (Poaceae) é uma espécie de origem africana que tem causado

grandes problemas em ambientes naturais no Brasil. Ela é uma espécie exótica invasora

muito agressiva e de difícil controle. Em Juiz de Fora, MG, ela domina uma área de

clareira antrópica no interior da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida. Este

trabalho teve como objetivos avaliar o potencial de regeneração dessa clareira, através

da caracterização do banco de sementes e da chuva de sementes e avaliar o potencial de

diferentes métodos de restauração ecológica baseados na nucleação. O banco de

sementes foi quantificado em 12 amostras sob árvores (SP) e 12 em locais abertos, sob

capim (SC), com dimensões de 25x25x3cm. A quantificação das sementes foi feita

através da germinação, acompanhada por 4 meses em casa de vegetação. No interior da

clareira foram capinados 10 transectos de 2,5x15m, onde foram instaladas 10 parcelas

com os seguintes tratamentos: controle (sem capina), capina (regeneração autóctone),

capina e transposição de solo (regeneração alóctone), monitoramento da chuva de

sementes (coletores de 1m²) e plantio de mudas, todos monitorados durante 12 meses.

As amostras para a transposição do solo foram coletadas sob a vegetação do entorno da

clareira, em 10 parcelas de 1,0x0,5x0,1m aleatoriamente alocadas, essas foram

espalhadas em 10 parcelas de 1,0x1,0m. Foram plantadas mudas de Schinus

therebinthifolius, Trema micrantha e Virola bicuhyba em 3 diferentes tratamentos, com

5 repetições, compondo parcelas com apenas uma muda (P1); parcelas com 3 mudas

da mesma espécie (P2) e parcelas com 3 mudas, sendo uma de cada espécie (P3). O

banco de sementes apresentou uma densidade média de 12.646,67 ± 9.428,06

sementes/m

, sendo que 93% eram da família Poaceae. Não houve diferença

significativa na densidade do banco de sementes entre amostras oriundas de SP e SC.

SP apresentou menor diversidade (H’ = 0,22) que SC (H’ = 0,39). Em ambas as

condições houve o predomínio de espécies herbáceas. Na chuva de sementes foram

amostrados 140.701 diásporos com predominância de espécies anemocóricas e

herbáceas, sendo que 93% dos diásporos pertencem a M. minutiflora. Na regeneração

autóctone foi amostrada, no último mês de monitoramento, uma densidade de 57,2 ±

52,4 plantas/m², foram identificadas 39 espécies, com a predominância de herbáceas,

sendo que as mais abundantes, depois de M. minutiflora, foram Borreria alata, Sida

glaziovii e Crotalaria pterocaula. Na transposição do solo, a densidade média

amostrada no último mês de monitoramento foi de 46,7 ± 41,8 plantas/m², sendo

reconhecidas 66 espécies, com a predominância de herbáceas, e poucos representantes

de espécies arbóreas como Apuleia leiocarpa, Cecropia sp, Croton urucurana, e Trema

micrantha. Mudas de S. therebinthifolius e T. micrantha apresentaram um bom

crescimento em altura e diâmetro, que não diferiram estatisticamente entre P1, P2 e P3.

A taxa de mortalidade foi nula para S. therebinthifolius, de 20% para T. micrantha, em

especial no tratamento P2, e de 88% para V. bicuhyba. Todos os tratamentos, com

exceção do plantio de mudas, apresentaram a dominância de espécies herbáceas e a

forte presença de M. minutiflora, mostrando que o manejo do capim-gordura é

necessário para acelerar a regeneração na clareira.

Palavras-chave: capim-gordura, regeneração natural, plantas nativas.

ABSTRACT

Melinis minutiflora (Poaceae) is an African species that has been a big problem in

natural environments in Brazil. It is an invader exotic species that is very aggressive and

its control is difficult. In Juiz de Fora, MG, it dominates an anthropic gap area in the

Biological Reserve Santa Cândida. The objectives of this work were to evaluate the

natural regeneration by characterization of the seed bank and seed rain of this gap and

evaluate the potential of different restoration ecology methods based on nucleation. The

seed bank was quantified in 12 samples under trees (SP) and 12 ones in opened places,

under grass (SC), with dimensions of 25x25x3cm. The seeds quantification was made

through germination, monitored during 4 months in green house. Inside of the gap were

weeded 10 transects of 2,5x15m, where were installed 10 parcels with the following

treatments: control (without weeding), weeding (autochthonous regeneration), seed rain

monitoring (traps of 1m²) and the planting, all monitored during 12 months. The soil

transposition samples were collected under around vegetation of the gap in 10 parcels of

1,0x0,5x0,1m allocated randomly, these were spread in 10 parcels of 1,0x1,0m. Schinus

therebinthifolius, Trema micrantha and Virola bicuhyba plants were planted in 3

different treatments with 5 repetitions compounding parcels with only one plant (P1);

parcels with 3 plants of the same species (P2) and parcels with 3 plants with one of each

species (P3). The seed bank showed a density of 12.646,67 ± 9.428,06 seeds/m

that

93% of the plants were of Poaceae family. There was not significant difference in seed

bank density of SP and SC samples. SP presented less diversity (H’ = 0,22) than SC

(H’ = 0,39). In both conditions there was herbaceous species predominance. In the seed

rain were sampled 140.701 seeds with anemochorous and herbaceous predominance,

being that 93% of the seeds belong to M. minutiflora. In the autochthonous regeneration

was sampled, in the last monitored month, a density of 57,2 ± 52,4 plants/m², were

identified 39 species with herbaceous predominance, being that the most abundant,

after M. minutiflora, were Borreria alata, Sida glaziovii and Crotalaria pterocaula. In

the soil transposition, the last monitored month density was 46,7 ± 41,8 plants/m², being

recognized 66 species with herbaceous predominance and a few representative tree

species like Apuleia leiocarpa, Cecropia sp, Croton urucurana, and Trema micrantha.

S. therebinthifolius and T. micrantha plants showed a good height and diameter growth

that had not a statistical difference between P1, P2 and P3. The mortality rate was null

to S. therebinthifolius, of 20% to T. micrantha, especially in the P2 treatment, and of

88% to V. bicuhyba. All treatments, except planting, presented the herbaceous species

domain and the strong presence of M. minutiflora, showing that the molasses grass

management is necessary to accelerate the gap regeneration.

Keywords: molasses grass, natural regeneration, native plants.

SUMÁRIO

1 - INTRODUÇÃO GERAL ................................................................................ 10

2 - REVISÃO DA LITERATURA ...................................................................... 12

2.1 - ESPÉCIES INVASORAS .............................................................................. 12

2.2 - BANCO DE SEMENTES .............................................................................. 15

2.3 - CHUVA DE SEMENTES.............................................................................. 18

2.4 - RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA .................................................................. 20

3 - ÁREA DE ESTUDOS ..................................................................................... 24

4 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................... 31

CAPÍTULO 1 - BANCO DE SEMENTES DE UM TRECHO DE

CLAREIRA DOMINADA POR Melinis minutiflora (Poaceae) P. Beauv.

LOCALIZADA NA RESERVA BIOLÓGICA MUNICIPAL SANTA

CÂNDIDA, MG. ...................................................................................................

1.1 – INTRODUÇÃO ............................................................................................. 37

1.2 – MATERIAL E MÉTODOS ........................................................................... 39

1.3 – RESULTADOS ............................................................................................. 43

1.4 – DISCUSSÃO ................................................................................................. 47

1.5 – CONCLUSÃO ............................................................................................... 51

1.6 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................... 51

CAPÍTULO 2 - CHUVA DE SEMENTES EM UMA CLAREIRA

DOMINADA POR Melinis minutiflora (POACEAE) P. BEAUV.

LOCALIZADA NA RESERVA BIOLÓGICA MUNICIPAL SANTA

CÂNDIDA, MG. ...................................................................................................

2.1 – INTRODUÇÃO ............................................................................................. 55

2.2 – MATERIAL E MÉTODOS ........................................................................... 57

2.3 – RESULTADOS ............................................................................................. 60

2.4 – DISCUSSÃO ................................................................................................. 66

2.5 - CONCLUSÃO ............................................................................................... 69

2.6 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................... 70

CAPÍTULO 3 - REGENERAÇÃO NATURAL, TRANSPOSIÇÃO DO

BANCO DE SEMENTES E PLANTIO DE MUDAS, INSTALADOS EM

PEQUENOS NÚCLEOS, EM UMA CLAREIRA DOMINADA POR

Melinis minutiflora P. BEAUV. NA RESERVA BIOLÓGICA MUNICIPAL

SANTA CÂNDIDA, MG. ..................................................................................... 73

3.1 – INTRODUÇÃO ............................................................................................. 73

3.2 – MATERIAL E MÉTODOS ........................................................................... 76

3.3 – RESULTADOS ............................................................................................. 82

3.4 – DISCUSSÃO ................................................................................................. 92

3.5 - CONCLUSÃO ............................................................................................... 101

3.6 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................... 102

5- DISCUSSÃO GERAL ..................................................................................... 106

6 - CONCLUSÕES GERAIS ............................................................................... 108

7 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................... 108

1 - INTRODUÇÃO GERAL

Desde a época da colonização, os recursos das florestas da Mata

Atlântica foram explorados intensivamente, incluindo os ciclos de exploração do pau-

brasil e posterior retirada de sua vegetação para o cultivo da cana-de-açúcar, do café, do

cacau e da pecuária. Mais recentemente, a cultura de soja e a expansão de

reflorestamentos com eucaliptos e pinus vêm sendo as causas da perda da

biodiversidade (GALINDO-LEAL & CÂMARA, 2005).

Estas atividades reduziram drasticamente a área de cobertura vegetal da

Mata Atlântica, que estava restrita a apenas 7,3%, no ano de 1998 (CAPOBIANCO,

1998). Além disso, atividades como o corte ilegal de madeira, a retirada ilegal de

plantas e animais, a introdução de espécies exóticas e a expansão urbana, prejudicam a

estabilidade dos fragmentos remanescentes (GALINDO-LEAL & CÂMARA, 2005).

De acordo com CAPOBIANCO (1998), entre os anos de 1985 a 1995,

foram desmatados cerca de 11% da Mata Atlântica, sendo que Minas Gerais foi o

segundo estado que apresentou maior desmatamento, com 88 mil hectares, em cinco

anos. O autor também afirmou que, segundo análises de cartas, a cidade de Juiz de Fora

teve um impressionante índice de desflorestamento entre 1990 e 1995.

O ritmo acelerado do desmatamento na Mata Atlântica (CAPOBIANCO,

1998; GALINDO-LEAL & CÂMARA, 2005), assim como a sua alta diversidade

biológica (MYERS et al., 2000; GALINDO-LEAL & CÂMARA, 2005; PINTO &

BRITO, 2005; DRUMMOND et al., 2005), a colocam entre os 25 biomas do mundo de

maior prioridade para a conservação (MYERS et al., 2000).

Segundo a IUCN (1994), uma das mais importantes ações para a

conservação da biodiversidade é a criação de áreas protegidas. Nos últimos 40 anos

houve um aumento considerável de criação de Unidades de Conservação (UCs) na Mata

Atlântica (GALINDO-LEAL & CÂMARA, 2005).

Entretanto, ainda é difícil avaliar a proteção real da biodiversidade nas

UCs, pois muitas delas não possuem o aparato básico necessário para manter sua

biodiversidade, como planos de manejo, inventário de plantas e animais, fiscalização e

monitoramento (GALINDO-LEAL & CÂMARA, 2005).

Além da ausência dos planejamentos e das ações de gestão nas UCs,

outro problema enfrentado em algumas UCs é a presença de espécies exóticas com o

potencial invasor (PIVELLO et al., 1999; MARTINS et al. 2004; ZILLER, 2005;

CATHARINO & SILVA 2007; MORAES & PEREIRA, 2007). As espécies exóticas

invasoras podem alterar os processos ecológicos naturais, comprometendo o ciclo de

vida de espécies nativas a ponto de substituí-las, tornando-se dominantes (PITELLI,

2007).

Segundo ZILLER (2005) as pesquisas com espécies invasoras no Brasil

começaram a partir de 2003. A autora afirmou que a falta de um levantamento nacional

sobre as espécies exóticas invasoras e a falta de conhecimento sobre estas espécies

dificultou até hoje os esforços de conservação e a efetividade de manejo em Unidades

de Conservação.

A vegetação da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida (RBMSC),

Juiz de Fora/MG, apresenta algumas espécies exóticas, dentre elas Melinis minutiflora

P. Beauv. (capim-gordura), que é considerada uma espécie invasora. Esta espécie

domina uma área de clareira, com aproximadamente 1 hectare, no interior da RBMSC,

e, provavelmente, vem impedindo a regeneração da vegetação nativa nessa área.

Diante deste contexto, o presente trabalho teve como objetivos avaliar o

potencial de regeneração dessa clareira, dominada por M. minutiflora, através da

caracterização do banco e da chuva de sementes, assim como avaliar o potencial de

diferentes métodos de restauração ecológica baseados na nucleação.

2 - REVISÃO DA LITERATURA

2.1 - ESPÉCIES INVASORAS

Ao longo dos tempos, durante o processo evolutivo, sempre houve

migração de espécies de um ambiente para outro. No novo ambiente, algumas espécies

imigrantes são eliminadas pelas populações autóctones, enquanto outras sobreviveram e

se tornaram parte integrante da biodiversidade local. Com a ação do homem, a

circulação das espécies entre os ambientes aumentou consideravelmente (PITELLI,

2007) e, hoje, as espécies exóticas se tornaram uma das grandes preocupações dos

pesquisadores, pois são consideradas a segunda maior causa das extinções de espécies

em todo o mundo, estando atrás, apenas, da fragmentação de hábitats (CORADIN,

2006).

As espécies invasoras são organismos introduzidos em um novo

ambiente que, por apresentarem a capacidade de se disseminar naturalmente, com o

tempo invadem o ambiente produzindo uma alteração significativa na sua composição,

estrutura ou nos processos do ecossistema (PITELLI, 2007), impedindo a regeneração

de espécies nativas (ESPÍNDOLA et al., 2005). Assim, nem sempre uma espécie

exótica é invasora, mas espécies invasoras são exóticas ao sistema que foi invadido

(SCARANO, 2006).

O sucesso das espécies invasoras no novo hábitat se deve ao fato de elas

não possuírem relações evolutivas com a biota natural, com isso apresentam baixos

níveis de interações interespecíficas (WILLIANS & MARTINEZ, 2000; PITELLI,

2007). Portanto, em algumas situações, as espécies exóticas não encontram inimigos

naturais, o que facilita a sua dispersão e seu estabelecimento (PITELLI, 2007).

Segundo LORENZI (2008) algumas plantas exóticas invasoras são

consideradas pioneiras e possuem grande agressividade competitiva, uma vez que

possuem maior capacidade de aproveitamento dos recursos vitais disponíveis, como luz,

água, nutrientes e gás carbônico. Além disso, elas produzem muitas sementes com

grande longevidade e facilidade de dispersão.

Em todo o mundo há problemas com espécies invasoras. Nos Estados

Unidos, por exemplo, a espécie exótica joá-bravo (Solanum viarum Dunal) constitui

hoje um grande problema em áreas de proteção ambiental, beiras de estradas, pastagens

e em algumas culturas agrícolas (PITELLI, 2007).

No Brasil, as espécies invasoras também constituem um sério problema.

Em um levantamento realizado pelo Ministério do Meio Ambiente, em 2003, para a

elaboração do “Primeiro Informe Nacional Sobre Espécies Exóticas Invasoras”, foram

catalogadas um total de 543 espécies exóticas invasoras, incluindo fauna, flora e

microorganismos. Desse total de espécies, 176 são de organismos que afetam o

ambiente terrestre, 66 afetam o ambiente marinho, 49 afetam águas continentais, 155

afetam os sistemas de produção da agricultura, pecuária e silvicultura, e 97 afetam a

saúde humana (CORADIN, 2006).

Em se tratando da flora, existem, atualmente no Brasil, gramíneas

africanas que causam grandes problemas para vegetação nativa, como por exemplo, as

espécies Andropogon gayanus Kunt., A. leucostachyus Benth., A. selloanus (Hack.)

Hack Brachiaria decumbens Stapf e Melinis minutiflora, dentre outras, que ameaçam a

integridade dos ecossistemas (FILGUEIRAS, 1990).

Como exemplo do problema causado por gramíneas invasoras, podemos

citar a Reserva Biológica Poço das Antas. A reserva possui cerca de 40% de sua área

coberta por vegetação graminóide, formada em grande parte por gramíneas exóticas. A

presença dessas espécies dificulta a regeneração da floresta e facilita a ocorrência de

incêndios (MORAES & PEREIRA, 2007).

A espécie Melinis minutiflora (capim-gordura), segundo o MINISTÉRIO

DA AGRICULTURA, citado por SILVA & HARIDASAN (2007), foi introduzida no

Brasil de forma acidental pelas navegações que faziam o tráfico negreiro no período

colonial e, hoje é utilizada em pastagens, pois produz uma forragem apreciada pelo

gado, principalmente o leiteiro (FILGUEIRAS, 1990).

O capim-gordura é uma planta extremamente agressiva (FILGUEIRAS,

1990), apresenta metabolismo fotossintético do tipo C

, se propaga através de rizomas

(SILVA & HARIDASAN, 2007), possui uma intensa produção de sementes com alto

potencial de germinação, é resistente ao fogo, porém não tolera sombreamento

(FILGUEIRAS, 1990). Em um trabalho feito no Parque Nacional de Brasília,

MARTINS et al (2004) constataram que o fogo não promove um controle eficaz do

capim-gordura.

PIVELLO et al. (1999), em um trabalho realizado na Reserva Biológica

do Cerrado das Emas, avaliaram a abundância e a distribuição de gramíneas nativas e

exóticas e constataram que M. minutiflora apresentou a segunda maior freqüência

absoluta e o maior índice de cobertura, estando distribuída em toda a reserva e,

juntamente com a espécie nativa Echinolaena inflexa (Poir.) Chase (Poaceae),

apresentou a maior dominância.

O impacto da presença de M. minutiflora dificultando a regeneração

natural em diferentes biomas tem sido alertado tanto para áreas de Cerrado

(HOFFMANN, et al. 2004; MARTINS et al., 2004; FREITAS & PIVELLO, 2005)

como de Mata Atlântica (CATHARINO & SILVA, 2007).

Estudos voltados para o controle biológico de espécies invasoras ainda

são escassos na literatura. Com isso, se faz necessária a continuidade de estudos que

visem o conhecimento sobre a biologia das espécies com potencial invasor, visando

estabelecer formas de manejo para possibilitar a manutenção e/ou o estabelecimento das

espécies nativas (FREITAS & PIVELLO, 2005; CORADIN, 2006).

Apesar da falta de estudos de controle biológico para espécies invasoras,

formas de manejo simples, como a retirada mecânica de algumas espécies, dependendo

das características da área degradada podem se mostrar eficientes no controle da espécie

invasora e permitir que espécies nativas retomem o ambiente natural de forma gradativa

(FREITAS & PIVELLO, 2005; CORADIN, 2006).

Um exemplo de manejo de espécie invasora que vem se mostrando

satisfatório é o do Parque Estadual do Ibitipoca – MG, onde M. minutiflora se encontra

presente em ambientes campestres e em alguns locais com potencial de vir a ser uma

floresta. Segundo alguns depoimentos, o capim-gordura vem reduzindo ao longo do

tempo, devido à ação de seu controle realizada por funcionários do parque e também

pela retomada de espécies nativas graças à estabilidade ambiental local, após a retirada

do gado da região. Com isso, M. minutiflora não representa mais uma ameaça para a

flora nativa (HERRMANN, 2006).

2.2 - BANCO DE SEMENTES

O destino das sementes após sua dispersão é incerto. Algumas podem

germinar assim que chegam ao solo, outras podem ser perdidas através de ataques por

patógenos e predadores, sofrerem algum tipo de dano físico ou, ainda, podem entrar em

estágio de dormência e ficar armazenadas no solo, formando o banco de sementes.

Dependendo da espécie ou da condição do ambiente, as sementes estocadas no solo

podem ficar nessa condição por alguns dias ou até anos (HARPER, 1977).

O banco de sementes pode consistir em um depósito de elevada

densidade de sementes que representa um potencial de regeneração após distúrbios que

levam à abertura de clareiras, situação que cria condições favoráveis para a germinação

de algumas espécies (FENNER, 1985). Além disso, o banco de sementes representa

uma carga genética em potencial e fonte de diversidade para as comunidades vegetais

ao longo do tempo (FREITAS & PIVELLO, 2005).

Segundo FENNER (1985) e GARWOOD (1989) as espécies pioneiras

são dominantes no banco de sementes, pois possuem capacidade de entrar em

dormência sob condições desfavoráveis à germinação, podendo permanecer viáveis no

solo por longo período. Em um trabalho realizado com o banco de sementes de espécies

do gênero Cecropia, HOLTHUIZEN & BOERBOOM (1982) verificaram que as

sementes das espécies de Cecropia obtusa Trécul e C. sciadophylla Mart. , consideradas

pioneiras, possuem grande longevidade, podendo ficar estocadas no solo por vários

anos.

As sementes de espécies de estádios mais avançados da sucessão natural,

geralmente contêm maior teor de umidade e são grandes, o que pode dificultar sua

incorporação ao solo, deixando-as mais expostas ao ataque de predadores, resultando na

diminuição da sua longevidade (HOPKINS & GRAHAN, 1983). Além disso, elas

possuem uma incapacidade de entrar em dormência, o que faz com que haja uma baixa

representatividade dessas sementes no banco (VÁZQUEZ-YANES & OROZCO-

SEGOVIA, 1993).

O destino das sementes que ficam armazenadas no solo também é

variado. Algumas podem sofrer predação ou ataque de patógenos, perder a viabilidade

ou podem germinar, possibilidades que significam a saída do banco de sementes. Esses

mecanismos que promovem a saída das sementes assim como a entrada dessas no solo

constituem a dinâmica do banco de sementes (HARPER, 1977).

A dinâmica de entrada e saída de sementes afeta continuamente a

densidade do banco (FORNARA & DALLING, 2005), que varia, também, de acordo

com a comunidade vegetal. A densidade do banco de sementes tende a ser menor em

florestas maduras do que nas secundárias (GARWOOD, 1989; ARAUJO, et al 2001).

O estudo do banco de sementes em um fragmento florestal em

Viçosa/MG revelou que o número de sementes aumenta no sentido floresta secundária,

capoeira e pasto (LEAL FILHO 1992). Segundo UHL et al. (1981), essa diferença na

densidade entre formações vegetais, ocorre devido a vários fatores, como uma maior

densidade de espécies pioneiras em florestas jovens, assim como a chegada de sementes

pertencentes a pastagens próximas, dentre outros. Além da variação da densidade do

banco, ocorre também a variação na composição de espécies ao longo do espaço e do

tempo, de acordo com a dinâmica da comunidade vegetal (HARPER, 1977; FENNER,

1985).

Conhecimentos sobre a riqueza e a abundância de espécies presentes no

banco de sementes podem fornecer informações sobre o potencial de regeneração de

uma comunidade (WILLIAMS-LINERA, 1993) e se “constitui em um importante

elemento para a conservação, a recuperação e o manejo de áreas naturais” (FREITAS &

PIVELLO, 2005). Sendo assim, diversos autores têm destacado a sua utilização através

da transposição do solo, como forma de manejo sustentável para a restauração de áreas

degradadas (RODRIGUES & GANGOLFI, 2001; REIS et al., 2003; SOUZA et al.,

2006; GANDOLFI & RODRIGUES, 2007; MARTINS, 2007).

2.3 - CHUVA DE SEMENTES

A produção de sementes é importante para a manutenção da diversidade

genética de uma população, pois é através do movimento de pólen entre indivíduos e da

dispersão de sementes que ocorre o movimento de genes dentro e entre populações

(WILSON, 1992). Com isso, o padrão de dispersão de sementes contribui para a

estrutura genética da população, aumentando a sua diversidade genética, o que faz com

que o potencial de respostas à seleção natural da população também aumente

(HAMRICK & LOVELESS, 1986).

A dispersão de sementes a partir da planta mãe pode ocorrer de forma

autocórica, processo no qual não depende de agentes externos, onde a liberação da

semente ocorre por balística (explosão do fruto) ou pela queda do fruto através da força

da gravidade (barocoria), ou através de agentes dispersores como o vento, a água e os

animais (JOLY, 1970). Assim, os frutos e as sementes possuem características

morfológicas que os permitem serem dispersos por agentes específicos. Há, como

exemplo, diásporos alados ou com plumas que possuem como agente dispersor o vento;

os diásporos dispersos por animais podem possuir ganchos, tricomas ou coberturas

pegajosas que grudam no corpo do animal, e os que possuem cores vistosas, cheiro

forte, polpa carnosa ou arilo como atrativo para o animal que irá se alimentar deles

(ALMEIDA-CORTEZ, 2004).

Segundo ELLNER & SHIMIDA (1981), citados por FENNER (1985), os

vários tipos de dispersão podem ter evoluído como resultado da seleção natural para as

características que aumentam as chances das sementes ficarem melhor alocadas no

ambiente, o que garante um maior sucesso no seu estabelecimento.

Nas florestas tropicais, os padrões sazonais de frutificação definem a

variação temporal no fluxo dos propágulos para uma determinada área durante o ano e

entre diferentes anos (FOSTER, 1985 apud GROMBONE-GUARATINI &

RODRIGUES, 2002). Outros fatores bióticos e abióticos também podem influenciar a

dispersão das sementes, tanto no tempo como no espaço (AUGSPURGER, 1983). Um

exemplo da influência desses fatores é o processo de dispersão diferenciado entre

clareiras e áreas de dossel mais fechado, pois as condições existentes em cada um

desses ambientes podem dificultar ou facilitar a ação de agentes dispersores (SCHUPP

et al., 1989).

Nas clareiras, por exemplo, espera-se a dispersão de uma menor

proporção de espécies zoocóricas, uma vez que a maioria dos animais dispersores evita

esses locais, tanto pela baixa oferta de recursos para os frugívoros, quanto por serem

locais onde os animais ficam mais expostos a predadores (SCHUPP, et al. 1989).

GORCHOV et al. (1993), em um trabalho de dispersão de sementes

realizado na Amazônia Peruana, puderam comprovar a diferença na densidade das

sementes dispersas entre clareira e dossel fechado. Seus resultados mostraram que no

interior da floresta a densidade de sementes dispersas é maior que a densidade dentro de

clareira, em especial para as ornitocóricas. Na dispersão dentro da clareira, ocorreu um

número maior de sementes próximo à borda da floresta, ou seja, à medida que se afasta

da borda da floresta em direção ao centro da clareira, a densidade de sementes tende a

diminuir.

Sendo a dispersão de sementes um fator importante na regeneração da

comunidade vegetal, limitações nesse processo comprometem a entrada de novos

indivíduos na comunidade (HOLL, 1999). Estudos sobre a chuva de sementes podem

fornecer informações úteis sobre abundância, distribuição espacial, densidade e riqueza

de espécies (GROMBONE-GUARATINI & RODRIGUES, 2002), assim como dados

sobre a importância relativa dos agentes dispersores na comunidade vegetal

(MEDELLING & GAONA, 1999). Todas essas informações sobre o padrão da

dispersão podem contribuir para o manejo da vegetação, pois definem as possibilidades

de estabelecimento das plantas e, consequentemente, a conservação das espécies.

2.4 - RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA

A recuperação da vegetação é uma prática antiga, realizada por diferentes

povos, em diferentes épocas e regiões, que possuía objetivos muito específicos como

controle da erosão, estabilidade de taludes, melhoria visual, dentre outros, e se

caracterizava como sendo uma prática de plantio de mudas, sem a preocupação do

estudo teórico (RODRIGUES & GANDOLFI, 2001).

Mais recentemente, visando à recuperação do ambiente natural, além dos

objetivos específicos de recuperação da vegetação, surge a Ecologia da Restauração,

que tem como prática a Restauração Ecológica. No Brasil, ela surgiu como ciência a

partir da década de 80 (ENGEL & PARROTA, 2003).

Na fase em que a restauração ecológica se consolidou como uma ciência,

o objetivo de seus projetos era o de restaurar o ambiente degradado exatamente da

forma como existia no passado, o que pode ser entendido como recuperar todas as

populações que ali existiam, assim como todos os processos ecológicos (RODRIGUES

& GANDOLFI, 2001; ENGEL & PARROTA 2003).

Naquela época, os projetos de restauração utilizavam dados

fitossociológicos e florísticos de comunidades vegetais em estádios avançados da

sucessão e tinha-se a utopia de que a comunidade restaurada levaria ao surgimento de

uma floresta madura e idêntica (em estrutura e composição) a que existia no passado

(ENGEL & PARROTA, 2003; GANDOLFI & RODRIGUES, 2007).

Com o avanço da Ecologia da Restauração como ciência, os seus

objetivos foram sendo modificados. Atualmente o que se entende como o objetivo da

restauração ecológica é a recuperação da estabilidade e integridade biológica dos

ecossistemas naturais, para que esses possam ser auto-sustentáveis (RODRIGUES &

GANDOLFI, 2001; BARBOSA, 2001; ENGEL & PARROTA 2003). A lei federal n°

9.985/00 inciso XIV do artigo 2° define a restauração como sendo a “restituição de um

ecossistema ou de uma população silvestre degradada o mais próximo possível da sua

condição original”.

Segundo JORDAN III et al. (1993) a ecologia da restauração vai além da

ação de restaurar os ambientes, sendo também uma forma prática de testar conceitos da

ecologia, consistindo em um campo vasto de pesquisas ecológicas, ligando a teoria com

a prática. Como por exemplo, no estudo de ecologia de comunidades, poderia ser

investigado se a recuperação apenas de hábitats seria suficiente para o restabelecimento

das espécies, ou quais níveis de riqueza e de diversidade de espécies permitiriam a

perpetuação de uma comunidade, dentre outras questões (PALMER et al., 1997).

O desafio atual está em transformar os conhecimentos científicos em

ações práticas de conservação, manejo e principalmente de restauração dos ambientes

naturais, que consigam, efetivamente, garantir a perpetuação dessas áreas, com custos

mais baixos e num menor tempo possível (GANDOLFI & RODRIGUES, 2007). Mas,

de certa forma, já houve um grande avanço nas pesquisas voltadas para o

desenvolvimento de sistemas de restauração nos últimos anos (ENGEL & PARROTA,

2001).

Com a utilização do conhecimento acumulado sobre a formação,

estrutura e dinâmica das florestas tropicais, os programas de manejo e restauração

florestal deixaram de ser simples práticas agronômicas e silviculturais e estão

assumindo a difícil tarefa de reconstrução das complexas interações da comunidade. A

partir disto, o aumento da diversidade de espécies, o aumento da diversidade genética, a

sucessão ecológica e a dinâmica do ecossistema passaram a ser os principais focos da

restauração ecológica (RODRIGUES & GANDOLFI, 2001; KAGEYAMA et al.,

2003).

Sendo a biodiversidade uma das preocupações da restauração ecológica,

e com o acúmulo de conhecimentos de ecologia vegetal, hoje já se sabe que, nos

projetos de restauração que contemplam o plantio de mudas, deve ser utilizado o maior

número de espécies possíveis e essas devem corresponder à flora regional, para que se

obtenha maior sucesso no projeto (RODRIGUES & GANDOLFI, 2001, BARBOSA,

2001; BARBOSA et al., 2007; GANDOLFI & RODRIGUES, 2007).

O problema da utilização de poucas espécies na restauração foi

confirmado em uma avaliação dos projetos de reflorestamento no estado de São Paulo,

com pelo menos 10 anos de implantação, realizado pelo Instituto de Botânica de São

Paulo (BARBOSA et al., 2007). Os resultados mostraram uma situação preocupante em

relação à perda da biodiversidade e o estado de declínio em que se encontravam os

reflorestamentos realizados com espécies nativas em todo o estado, o que levou a

Secretaria de Estado de Meio Ambiente de São Paulo a criar a Resolução SMA 47/03,

que traz orientações para os reflorestamentos heterogêneos, sendo que uma das

principais recomendações é: um número mínimo exigido de 80 espécies para a

recuperação de áreas com mais de 1 ha.

Atualmente, vários modelos de plantios vêm sendo testados, sendo um

deles o modelo de Ilhas de Diversidade, que constitui no plantio de espécies pioneiras

recobrindo toda a área e a complementação com pequenos blocos de não pioneiras, estas

se expandindo naturalmente no futuro para as áreas não plantadas (KAGEYAMA &

GANDARA, 2004).

Além da prática do plantio, dependendo da condição de degradação da

área, estão sendo sugeridas técnicas que utilizem a regeneração natural como forma de

promover processos ecológicos que ocorrem no ambiente natural (RODRIGUES &

GANDOLFI, 2001; REIS et al. 2003; REIS & TRES, 2007; MARTINS, 2007). Nessa

linha de pensamento, REIS et al. (2003) propuseram a implantação de pequenos núcleos

de diversidade, aproveitando o potencial de regeneração natural na área degradada, que

eles denominaram de técnicas de nucleação, seguindo Yarranton & Morrison.

De acordo com YARRANTON & MORRISON (1974), a nucleação pode

ser entendida como o processo de sucessão de uma área que se dá a partir do

estabelecimento de uma ou mais espécies em pequenas porções, núcleos, no local. Com

o passar do tempo novas espécies se juntam aos núcleos, pois encontram o micro

ambiente mais propício para o seu estabelecimento, expandindo o núcleo, com a

tendência de cobrir toda a área.

Partindo desse pensamento, não seria necessária a implantação de

técnicas de restauração em toda a área e sim em pequenos núcleos de diversidade, então,

com o passar do tempo, a área seria totalmente coberta pela vegetação, através da

sucessão natural que se daria a partir dos núcleos (REIS et al., 2003).

A utilização do banco de sementes, da chuva de sementes, assim como a

implantação de poleiros artificiais, podem ser implantados em núcleos na área a ser

restaurada, aproveitando a regeneração natural (REIS et al. 2003), permitindo a inclusão

de outras formas de vida além das arbóreas (RODRIGUES & GANDOLFI, 2001).

Deste modo, a utilização de métodos que permitam o aproveitamento da

regeneração natural são, atualmente, os caminhos mais promissores para alcançar o

objetivo da restauração (NAVE, 2005) que é “promover uma nova dinâmica de

sucessão ecológica, onde ocorram níveis intensos de interação entre produtores,

consumidores e de decompositores, num ciclo contínuo de mortes e nascimentos”

(TRES, 2006).

3 - ÁREA DE ESTUDO

A Reserva Biológica Municipal Santa Cândida (RBMSC), com 113,3

hectares (Figura 1 e 2), situa-se no município de Juiz de Fora (21º41’20’’S e

43º20’40’’W), Zona da Mata de Minas Gerais, na região oeste da cidade, fazendo divisa

com os bairros São Pedro, Caiçaras, Jardim Cachoeira e Recanto dos Bruggers.

A ocupação da Zona da Mata de Minas Gerais teve início no começo do

século XVIII, com a abertura do Caminho Novo, que passava ao longo de trechos do rio

Paraibuna (afluente do rio Paraíba do Sul), feito a pedido do rei de Portugal, para tornar

o acesso à Região das Minas mais rápido (OLIVEIRA, 1966; LESSA, 1985; BOTTI,

1994).

No final do século XVIII e início do século XIX, a cultura do café foi

introduzida em toda a região do Vale do Paraíba do Sul (OLIVEIRA, 1966; STAICO,

1976; LESSA, 1985; BOTTI, 1994) e, mais tarde, foi substituída pela criação de gado, o

que deu origem a grandes áreas de pastagem (STAICO, 1976).

O município de Juiz de Fora apresenta relevo bastante dissecado, com

colinas côncavo-convexas e vales, apresentando altitudes entre 467m e 1.104m, cujo

clima é do tipo Cwa (Classificação de Köppen) – mesotérmico, com verão chuvoso e

Figura 1 – Vista aérea da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida. A área circulada

indica a área do presente estudo.

Figura 2. Detalhe da clareira localizada na

Reserva Biológica Municipal Santa Cândida. A

área circulada indica o trecho onde foram

instaladas as parcelas de estudo.

quente (CENTRO DE PESQUISAS SOCIAIS-UFJF, 2007). Segundo STAICO (1976),

em Juiz de Fora há a predominância de solos do tipo latossolo vermelho-amarelado,

podendo ocorrer, também, o solo do tipo podzólico vermelho-amarelado.

A vegetação do município é classificada como sendo Floresta Estacional

Semidecidual Montana (IBGE, 1992). A RBMSC apresenta uma vegetação formada por

uma floresta secundária que se regenerou após o abandono das atividades econômicas

como a criação de gado e o cultivo do café (GARCIA, 2007). Porém, nem toda a área da

reserva foi totalmente regenerada; há uma clareira antrópica de aproximadamente 1

hectare em seu interior, alvo do presente estudo ,dominada por Melinis minutiflora P.

Beauv. (capim-gordura) (Figura 3), que já podia ser identificada no local, com base em

uma fotografia aérea de 1959 (Figura 4).

Figura 3 – Vista de parte da clareira localizada em uma encosta na Reserva Biológica

Municipal Santa Cândida, Juiz de Fora – MG, mostrando a dominância de Melinis

minutiflora e alguns indivíduos arbustivo-arbóreos. a, b: vista da parte superior da

encosta; c e d: vista da parte inferior da encosta.

a b

c d

Figura 4 – Imagem aérea da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida no ano de

1959. A área circulada na figura indica o trecho que hoje envolve a área de estudo.

Imagem cedida por Jorge Staico.

A clareira recebe incidência direta de luz solar no final da manhã e

durante a tarde, por se localizar na face oeste de uma encosta, que representa a área

onde o experimento foi montado (Figura 2 e 5). No interior da clareira ocorrem alguns

indivíduos arbóreos e arbustivos, principalmente os de Alternanthera brasiliana (L.)

Kuntze (Amaranthaceae), Baccharis serrulata (Lam.) Pers. (Asteraceae), Bidens

segetum Mart. ex Colla (Asteraceae), Chromolaena sp. (Asteraceae), Eupatorium

dimorpholepis Baker (Asteraceae), Vernonia polyanthes Less. (Asteraceae),

Erythroxylum sp. (Erythroxylaceae); Alchornea sp (Euphorbiaceae), Croton urucurana

Baill. (Euphorbiaceae), Piptadenia gonoacantha (Mart.) J.F. Macbr. (Fabaceae),

Piptadenia laxa Benth. (Fabaceae), Aeghiphila sellowiana Cham. (Lamiaceae), Luehea

sp. (Malvaceae), Cupania ludowigii Somner & Ferruci (Sapindaceae), Acnistus

arborescens (L.) Schltdl (Solanaceae) e Solanum lycocarpum A. St.-Hil (Solanaceae).

Das espécies citadas anteriormente, a que mais se destaca é P.

gonoacantha, conhecida popularmente como pau-jacaré, que se encontra distribuída por

toda a clareira através de indivíduos isolados, sendo que em alguns pontos ocorre um

adensamento de indivíduos .

O solo na clareira é distrófico, sendo que a área mais íngrime da encosta

apresenta um solo de textura muito argilosa e é álico, enquanto a área mais baixa (plana)

da encosta apresenta uma textura de argila

. Ambas as regiões possuem baixas

concentrações de fósforo, potássio, magnésio e outros elementos, como pode ser

observado no quadro 1.

GARCIA (2007) constatou que a vegetação da RBMSC apresenta

trechos que se encontram em estádios intermediários de sucessão, que diferem entre si

quanto à sua estrutura e composição, sendo alguns mais preservados e outros mais

perturbados. Segundo os resultados encontrados por ele, em dois trechos de borda da

floresta houve a predominância de espécies pioneiras, gerando índices sucessionais de

1,89 e 1,91; enquanto que nos trechos do interior, as secundárias tardias foram as mais

representativas, com índices de 2,17, 2,19 e 2,21. Essa diferença pode ser atribuída às

diferentes condições ambientais presentes na borda da floresta, assim como a

perturbação antrópica, comprometendo a regeneração natural (GARCIA, 2007).

Análise de solo feita a partir de uma amostra composta, para cada uma das áreas (íngreme e plana),

formada a partir de 10 subamostras de solo coletadas com trado com profundidade de 20 cm..

Figura 5 - Cartograma de declividade e localização de transectos experimentais

instalados em uma clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada na Reserva

Biológica Municipal Santa Cândida.

Quadro 1 – Características químicas do solo de duas áreas de uma clareira dominada por

Melinis minutiflora, localizada na Reserva Biológica Municipal Santa Cândida. A1:

área mais alta; A2: área mais baixa; H+Al: extrato de acetato de cálcio 0,5 mol/L – pH

7,0; SB: Soma de Bases trocáveis; (t) CTC: Capacidade de troca catiônica efetiva; (T)

CTC: Capacidade de troca catiônica a pH 7,0; V: índice de saturação de bases; m: índice

de saturação de alumínio; P-rem: fósforo remanescente.

pH P K Ca²

Mg²

Al³

H+Al

SB (t) (T) V m P-rem

mg/dm³ cmol

/dm³ % mg/L

4,76

0,9

0,24

0,09

0,67

9 0,41

1,08

9,41

4,4

62 14

5,16

1 41

0,45

0,22

0,48

7,9 0,77

1,25

8,67

8,9

38,4

13,9

Essa diferença na estrutura da vegetação apresenta reflexos tanto na

chuva quanto no banco de sementes. SOARES (2007) constatou diferenças na

diversidade da chuva de sementes em trechos de interior e borda da reserva, com índices

de diversidade de Shannon iguais a 1,52 e 0,97, respectivamente. Dentre os 70

morfotipos 40 estavam presentes no interior e 53 na borda. Os ambientes apresentaram

23 espécies em comum, o que resultou em uma similaridade de 31%. Os trechos de

interior mostraram maior diversidade e menor densidade do que os trechos de borda.

Diásporos zoocóricos foram abundantes na borda nos meses mais úmidos, enquanto que

nos meses mais secos sua abundância foi maior no interior.

A variação estrutural na vegetação da reserva se reflete também em uma

variação espacial e temporal na densidade de sementes que constituem o banco de

sementes em diferentes trechos de interior e borda (SILVA, 2007).

Por estar localizada na Zona de Expansão Urbana (Lei Municipal n°

6910/86), a reserva possui bairros que vêm sendo instalados em seu entorno e sofre

grande pressão antrópica, sendo a extração de madeira e a ocorrência de incêndios em

alguns trechos de borda, como os ocorridos em setembro de 2003, agosto de 2006 e

agosto de 2009, uma das principais ameaças à biodiversidade local. Também é possível

encontrarmos evidências de rituais religiosos, assim como grande deposição de lixo

(GARCIA, 2007), em especial em suas bordas. Essas evidências mostram a necessidade

da elaboração de um plano de manejo para minimizar os impactos que ocorrem na

RBMSC.

4 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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CAPÍTULO 1

BANCO DE SEMENTES DE UM TRECHO DE CLAREIRA DOMINADA POR

Melinis minutiflora (POACEAE) P. BEAUV. LOCALIZADA NA RESERVA

BIOLÓGICA MUNICIPAL SANTA CÂNDIDA, MG.

1.1- INTRODUÇÃO

O banco de sementes representa um dos potenciais de regeneração das

comunidades vegetais, pois nele se encontram sementes em estado de dormência, que

“esperam” condições ambientais favoráveis para germinar (FENNER, 1985). Além de

um potencial de regeneração, o banco de sementes também representa uma carga

genética em potencial, sendo fonte de diversidade para as comunidades vegetais ao

longo do tempo (FREITAS & PIVELLO, 2005).

A composição e a densidade do banco de sementes são influenciadas pelo

padrão de dispersão de sementes e pelos fatores pós-dispersão, como a predação, a ação

de patógenos e a germinação, que tornam a densidade do banco muito variável no

tempo e no espaço (HARPER, 1977). A idade da formação vegetal também pode

influenciar na densidade do banco de sementes, que tende a diminuir com o avanço da

regeneração (LEAL FILHO, 1992, BAIDER et al. 2001).

Segundo GARWOOD (1989), no banco de sementes de florestas

maduras a riqueza de espécies tende a aumentar significativamente com o aumento da

área amostrada, enquanto que em florestas em regeneração ou em campos agricultáveis

abandonados, o número de espécies não aumenta muito à medida que se aumenta a área

amostral. Nas florestas maduras há uma predominância de sementes de espécies

arbóreas estocadas no solo, enquanto as florestas jovens ou em regeneração e os campos

agricultáveis são dominados por ervas e arbustos pioneiros (HALL & SWAINE, 1980;

PUTZ & APPANAH, 1987).

Nas florestas tropicais, a grande maioria das espécies possui sementes

dispersas por animais (HOWE & SMALLWOOD, 1982), e grandes clareiras, ou

clareiras recém criadas, são locais evitados pela maioria dos animais dispersores de

sementes, sendo esse um dos principais fatores que influenciam a baixa densidade de

sementes de espécies arbóreas em áreas abertas. Essas áreas, além de oferecerem poucos

recursos para os frugívoros, podem oferecer perigos para pássaros pousarem (SCHUPP

et al. 1989).

Dependendo do tamanho da clareira, a dispersão de sementes no seu

interior pode ficar comprometida, afetando a densidade do banco. GORCHOV et al.

(1993) verificaram que a chegada de sementes no interior de uma clareira aberta pelo

corte das árvores, no interior da Amazônia Peruana, foi menor que nas áreas intactas,

tanto em riqueza de espécies, quanto na abundância. Esse declínio foi mais pronunciado

considerando-se as espécies dispersas por pássaros, que tendem a não se aventurar em

áreas abertas.

Potencialmente, as árvores remanescentes em clareiras servem como

poleiros para pássaros e morcegos dispersores de sementes, possibilitando que esses

animais, ao pousarem, dispersem as sementes colhidas nas matas próximas,

aumentando, assim, o número de sementes e a riqueza de espécies embaixo dessas

árvores (HOWE & SMALLWOOD, 1982; LEAL FILHO, 1992; REIS et al., 2003).

Considerando-se a realidade atual da elaboração de planos de manejo

para unidades de conservação, além de contribuir com o futuro plano da Reserva

Biológica Municipal Santa Cândida (RBMSC), buscou-se com o presente trabalho,

responder às seguintes perguntas: (1) Qual é a composição do banco de sementes de

uma área de clareira antiga, em meio a uma floresta secundária urbana? (2) Sementes de

espécies pioneiras arbóreas, frequentemente observadas no entorno de uma grande

clareira dominada por capim, são facilmente encontradas no banco de sementes dessa

clareira? (3) Árvores esparsas, encontradas nessa clareira, atuam como poleiros para

animais dispersores, favorecendo a criação de um banco de semente com maior riqueza

e densidade do que em locais sem poleiro?

1.2 - MATERIAL E MÉTODOS

1.2.1 - ÁREA DE ESTUDO

O trabalho foi realizado na Reserva Biológica Municipal Santa Cândida,

um fragmento florestal urbano com 113,3 ha (RBMSC; 21°45’43.78’’ S e

43°23’32.42’’ W) situado no município de Juiz de Fora, na Zona da Mata de Minas

Gerais. A vegetação da RBMSC se regenerou após o abandono de atividades

econômicas, como o cultivo de café e a criação de gado, apresentando trechos em

diferentes estados de conservação (GARCIA, 2007).

A cidade de Juiz de Fora apresenta um relevo bastante dissecado, com

colinas côncavo-convexas e vales, com altitudes entre 467m e 1.104m, clima do tipo

Cwa (classificação de Köppen), mesotérmico, com verão chuvoso e quente (CENTRO

DE PESQUISAS SOCIAIS-UFJF, 2007). Segundo STAICO (1976), em Juiz de Fora há

a predominância de solos do tipo latossolo vermelho-amarelado, podendo ocorrer,

também, o solo do tipo podzólico vermelho-amarelado. A vegetação natural é

classificada como Floresta Estacional Semidecidual Montana (IBGE, 1992).

No interior da floresta há uma clareira antrópica, situada em uma encosta,

decorrente da não cicatrização após abandono das atividades econômicas (segundo foto

aérea de 1959, Figura 3) e de distúrbios posteriores, e se encontra dominada por Melinis

minutiflora P. Beauv. (Poaceae), possuindo alguns indivíduos arbustivo-arbóreos,

esparsos, principalmente de Piptadenia gonoacantha (Mart.) J.F. Macbr (Fabaceae).

Análises feitas com o solo da área mais íngreme da encosta da clareira revelaram que

sua textura é muito argilosa, é álico, apresenta pH igual a 4,76 e baixas concentrações

de fósforo, potássio, magnésio e outros elementos, como pode ser observado no Quadro

1.2.2 - AMOSTRAGEM DO BANCO DE SEMENTES

A coleta do banco de sementes foi realizada na área mais alta da clareira,

em duas condições: uma sob árvores, para avaliar sua provável função de poleiros (sob

poleiro - SP), e outra em locais abertos, sem árvores (sob capim - SC). Para tanto, o

capim-gordura foi retirado através de capina, com o auxílio de enxada e foice, para a

exposição de pequenas áreas de solo. Foram coletadas 12 amostras em cada condição

(SP e SC), utilizando-se um gabarito de 25 x 25 cm, sendo a amostra de solo retirada

com o auxílio de uma pá, até 3 cm de profundidade. Dessa forma, cada amostra possuía,

aproximadamente, uma área de 625 cm

e volume de 1.875 cm

, totalizando uma

amostragem de 1,5 m

e 45 dm

As amostras foram armazenadas em sacos plásticos, identificadas de

acordo com a procedência, transferidas para caixas plásticas e mantidas em casa de

vegetação, coberta por sombrite 50% e regadas diariamente (Figura 1.1). Foram

mantidas 3 caixas com vermiculita como controle à chegada de diásporos externos.

A presença das sementes viáveis foi quantificada a partir da emergência

das plântulas (FENNER, 1985), durante 4 meses (final de agosto a inicio de dezembro

de 2007). Durante a contagem, as plantas eram retiradas das caixas e descartadas, com

exceção das plantas desconhecidas, que foram transplantadas para sacos plásticos para

Figura 1.1 – Amostras do banco de sementes, coletadas em uma clareira dominada por

Melinis minutiflora, alocadas em casa de vegetação.

serem identificadas após crescimento. Foi feito o revolvimento do solo de maneira a

permitir a germinação das sementes enterradas.

A identificação das plantas foi feita no herbário CESJ, para os materiais

que chegaram a florescer; o reconhecimento de plantas estéreis foi realizado através da

comparação com fotos apresentadas por LEITÃO FILHO et al. (1972), ARANHA et al.

(1972), BACCHI et al. (1972); KISSMANN & GROTH (1995) e LORENZI (2008) e,

ainda, pela comparação com material biológico obtido em outros trabalhos da equipe no

local (SOARES, 2007; SILVA, 2007).

1.2.3 - ANÁLISE DOS DADOS

A análise quantitativa do banco de sementes foi expressa mediante o

cálculo da densidade absoluta (DA), conforme fórmula abaixo, sendo utilizado o teste t

(ZAR, 1999) para comparar as duas condições de amostragem (SP e SC).

Onde: N = número total de propágulos, A = área em m

DA = N

Para as espécies mais abundantes foi calculada a freqüência absoluta para

cada condição (SP e SC), pelo uso da fórmula:

onde: FA(i) = freqüência absoluta da espécie i (%), pi = número de amostras em que

ocorre a espécie i, P = número total de amostras.

A semelhança florística entre as duas condições (SP e SC) foi analisada

pelo índice de similaridade de Jaccard (DURIGAN, 2004), considerando:

onde: a = n° total de espécies presentes em uma das áreas, b = n° total de espécies

presentes na outra área, c = n° de espécies comuns a ambas as amostras.

O índice de diversidade de Shannon (H’), juntamente com o teste t

proposto por Hutcheson (ZAR, 1999) e a Equidade de Pielou (DURIGAN, 2004), foram

utilizados para descrever e comparar a diversidade de espécies presentes no banco de

sementes coletado sob poleiros (SP) e sob capim (SC), assim como o índice de

diversidade de Simpson (D) (PINTO-COELHO, 2000) de acordo com as fórmulas:

onde: pi = proporção entre o número de indivíduos registrados da espécie i e o número

total de indivíduos da amostra, ln = logaritmo natural, s = número total de espécies,

H’ = índice de diversidade de Shannon, H’

máx

= diversidade de espécies sob condições

H’

max.

= ln S

H’

j =

H’

max.

H’

- H’

t =

S H’

- H’

H’ = - (pi) x (ln pi)

i=1

D = 1 - ∑ (pi)²

FA(i) = pi x 100

Cj = c

(a+b-c)

de máxima equidade, S = número de espécies identificadas, S H’

- H’

= desvio-padrão de

H’

e H’

1.3 - RESULTADOS

Durante os 4 meses de monitoramento do banco de sementes foram

quantificadas 18.970 plântulas germinadas, representando uma densidade média de

12.646,67 ± 9.428,06 sementes/m

. Desse total, aproximadamente 93% correspondeu a

gramíneas, razão pela qual as plantas foram identificadas como de Poaceae spp, sendo

que Melinis minutiflora foi a espécie mais abundante.

A densidade do banco de sementes sob poleiro (SP) foi de 13.878,6

sementes/m

(± 10.605,4) e não diferiu (p= 0,53) da observada sob capim (SC),

quantificada em 11.414,7 ± 8.370,8 sementes/m

, com predomínio de Poaceae spp nos

dois ambientes (Tabela 1.1).

Dentre as plântulas germinadas, foram reconhecidas 31 morfoespécies,

sendo 13 identificadas ao nível de espécie, 6 ao nível de gênero e 12 ao nível de família

(Tabela 1.1, Figura 1.2). Os dois ambientes não diferiram quanto à riqueza de espécies,

sendo 23 em SP e 22 em SC, apresentando uma similaridade de Jaccard igual a 0,45.

Não foram incluídas em nenhuma categoria taxonômica 238 plântulas (1,25%) como

conseqüência da morte antes do reconhecimento.

O índice de diversidade de Shannon do banco de sementes sob poleiro

(SP) foi 0,22, com uma equidade de 0,07, enquanto que sob capim (SC) foi igual a 0,39,

com uma equidade de 0,13. Os índices de diversidades das duas condições de

amostragem foram significativamente diferentes (t = 9,14; t

c 0,05

= 1,96), e a baixa

equidade de SP e SC indicam que grande parte das plantas amostradas pertence a

Figura 1.2 – Exemplares de algumas espécies amostradas no banco de sementes de uma

clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada na Reserva Biológica Municipal

Santa Cândida. a: Borreria alata; b: Croton lundianus; c: Solanum americanum; d:

Luehea sp; e: Ambrosia scabra; f: Gnaphalium purpureum; g: Facelis apiculata; h:

Sida carpinifolia; i: Lepidium sp; j: Commelina nudiflora; k: Vismia cf. guianensis.

poucas espécies. Resultado que também pode ser observado através do índice de

diversidade de Simpson, que foi de 0,08 para SP e de 0,15 para SC.

Houve a predominância de espécies herbáceas (Figura 1.4), sendo que a

categoria Poaceae spp foi a mais abundante, seguida por Borreria alata, Sida glaziovii,

e Lepidium sp (Tabela 1.1). Essas espécies também foram as mais freqüentes, tanto em

SP quanto em SC, com exceção de Lepidium sp. Melinis minutiflora teve uma

freqüência de 100% em SP e SC, Borreria alata apresentou uma freqüência de 100%

em SP e 83,3% em SC, Sida glaziovii de 83,3% em SP e 75% em SC, enquanto que

Lepidium sp apresentou apenas 25% de freqüência em SP e SC.

Como pode ser observado na Figura 1.3, apenas 4 espécies possuem

hábito arbóreo, que estão representadas por poucos indivíduos, sendo elas: Vismia cf.

guianensis, Cecropia sp, Croton sp, e Luehea sp. Somente 1 espécie, pertencente à

família Asteraceae, possui hábito arbustivo e as lianas foram representadas pelas

i h

j k

Tabela 1.1 – Relação, abundância e caracterização ecológica das espécies amostradas no

banco de sementes em uma clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada na

Reserva Biológica Municipal Santa Cândida. SP: sob poleiro; SC: sob capim; D:

síndrome de dispersão; H: hábito; AN: anemocórico; AU: autocórico; Z: zoocórico; AR:

arbóreo; b: arbustivo; HE: herbáceo; L: liana.

Família Espécie SP SC D H

Asteraceae

Ambrosia scabra Hook. & Arn.

1 6 AN HE

Facelis apiculata Cass.

1 - AN HE

Gnaphalium purpureum L.

- 1 AN HE

Asteraceae sp 1 3 3 AN HE

Asteraceae sp 2 1 6 AN HE

Asteraceae sp 3 2 2 AN HE

Asteraceae sp 4 4 1 AN HE

Asteraceae sp 5 2 - AN HE

Asteraceae sp 6 1 - AN HE

Asteraceae sp 7 - 2 AN HE

Asteraceae sp 8 - 2 AN HE

Asteraceae sp 9 - 1 AN B

Brassicaceae

Lepidium sp.

6 416 AU HE

Commelinaceae

Commelina nudiflora L.

3 - AU HE

Convolvulaceae

Ipomoea sp.

2 2 AU L

Euphorbiaceae

Croton lundianus Müll. Arg.

15 5 AU HE

Croton sp

- 3 AU AR

Fabaceae

Zornia reticulata Sm.

- 1 Z HE

Hypericaceae

Vismia cf. guianensis (Aubl.) Choisy

2 1 Z AR

Malvaceae

Luehea sp.

1 - AU AR

Sida carpinifolia L.

2 1 AU HE

Sida glaziovii K. Schum.

184 62 AU HE

Melastomataceae

Melastomataceae spp. - 28 - -

Phylantaceae

Phyllanthus tenellus Roxb.

38 - AU HE

Poaceae Poaceae spp. 9832 7800

AN HE

Rubiaceae

Borreria alata DC.

126 152 AU HE

Rubiaceae sp 1 - 3 - HE

Spermacoce palustris (Cham. & Schltdl.)

Delprete

2 - AU HE

Sapindaceae

Serjania sp.

3 - AN L

Solanaceae

Solanum americanum Mill.

1 - Z HE

Urticaceae

Cecropia sp.

1 1 Z AR

Indeterminadas

176 62

Total

10.409

8.561

espécies Ipomoea sp e Serjania sp. (Tabela 1.1).

A grande maioria das plantas amostradas possui síndrome de dispersão

anemocórica, seguidas das autocóricas e zoocóricas, tanto para SP como para SC

(Tabela 1.2). Esse mesmo padrão também ocorreu para as espécies (Figura 1.4), onde

48,3% do total das espécies identificadas são anemocóricas, 37,9% são autocóricas, e

apenas 13,8% são zoocóricas.

Arbóreo

Arbustivo

Herbáceo

Liana

Figura 1.3 – Abundância de espécies amostradas no banco de sementes, de acordo com

o hábito de vida, em uma clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada na

Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, no período de janeiro a dezembro de 2008.

Tabela 1.2 – Abundância de plântulas obtidas a partir do banco de sementes, de acordo

com o tipo de dispersão, em uma clareira dominada por Melinis minutiflora. SP: sob

poleiro; SC: sob capim.

N° de plantas

Dispersão

SP SC

Anemocoria

9.850 7.824

Autocoria 379 641

Zoocoria 4 3

Anemocoria

Autocoria

Zoocoria

Figura 1.4 – Abundância de espécies amostradas no banco de sementes, de acordo com

o tipo de dispersão, em uma clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada na

Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, no período de janeiro a dezembro de 2008.

1.4 – DISCUSSÃO

A dominância de M. minutiflora já era esperada, uma vez que a produção

intensa de sementes é uma de suas características (FILGUEIRAS, 1990; MARTINS,

2006), sendo estimada entre 200 a 280 Kg de sementes por hectare (MARTINS, 2006).

Além disso, ela se encontra distribuída em quase toda a clareira.

GASPARINO et al. (2006) também encontraram a predominância de

gramíneas no banco de sementes de uma pastagem, em região de mata ciliar no Paraná.

Eles obtiveram um número médio de 96 gramíneas/m², seguidas das espécies herbáceas,

com 73,23 plantas/m², e as arbóreas com 0,12 indivíduos/m². NETO et al. (2007), em

um trabalho realizado com o banco de sementes em fragmento de Floresta Estacional

Semidecidual Montana, verificaram que 30,2 % das espécies amostradas eram

graminóides e 29,2 % de hábito herbáceo-cipós.

A grande riqueza de espécies herbáceas também foi encontrada por

ARAUJO et al. (2004), que apesar de terem estudado o banco de sementes de uma

formação florestal, mais de 80% das plantas eram herbáceas. Esses autores, também

amostraram espécies do gênero Borreira, Sida, Ipomoea e a espécie Solanum

americanum. LEAL FILHO (1992) também encontrou um baixo número de espécies

arbóreas em um pasto igualmente dominado por M. minutiflora.

Esses resultados podem ser explicados pela capacidade de dormência das

espécies ruderais, que podem permanecer dormentes por anos (LORENZI, 2008)

estocadas no solo, formando o banco de sementes persistente (GARWOOD, 1989). Essa

capacidade pode ser vista como um importante mecanismo para a sucessão, pois

aumenta a chance de espécies pioneiras ocorrerem no banco de sementes, uma vez que

grande parte dessas espécies possui sementes com capacidade de dormência

(GUEVARA SADA & GÓMEZ-POMPA, 1972).

Segundo COSTA et al. (2002), a abundância de plantas herbáceas é uma

característica de áreas agrícolas e ambientes perturbados. Nas áreas agrícolas essas

espécies são indesejáveis, pois podem comprometer a produção das plantas cultivadas,

com isso alguns estudos sobre o banco de sementes em diferentes condições de manejo

das áreas de cultura vêm sendo desenvolvidos, com o objetivo de diminuir a ocorrência

dessas espécies nessas áreas (SILVA & DIAS, 2001; MONQUEIRO &

CHRISTOFFOLETI, 2005; IKEDA et al., 2007; ISAAC & GUIMARÃES, 2008).

Algumas espécies herbáceas se proliferam rapidamente em locais abertos

e estão aptas a suportar condições climáticas adversas, tolerar elevadas e baixas

temperaturas, ambientes úmidos e secos, assim como variações no suprimento de

oxigênio, apresentando grande capacidade de produzir sementes (CHRISTOFFOLETI

& CAETANO, 1998). Esse é o caso do capim-gordura que domina a área do presente

estudo, assim como o banco de sementes.

A baixa abundância de espécies arbóreas também foi encontrada por

CUBIÑA & MITCHELL AIDE (2001), que realizaram um trabalho com a chuva e o

banco de sementes de um pasto, adjacente a uma floresta secundária, em Porto Rico.

Eles amostraram 35 espécies arbóreas na floresta, que haviam frutificado durante o ano

em que realizaram o estudo, porém menos da metade dessas espécies tiveram sementes

amostradas na chuva e no banco de sementes do pasto ao lado da floresta, e apenas 5

espécies arbóreas foram amostras em uma distância maior que 4m de distância da borda

da floresta. Os autores atribuíram esses resultados ao comportamento dos frugívoros.

Em um trabalho de dispersão de sementes na RBMSC, SOARES (2007)

constatou que houve uma considerável dispersão de sementes zoocóricas na floresta,

sendo que as espécies mais abundantes foram Miconia urophylla, M. cinnamomifolia

Cecropia pachystachya e C. glaziovi. Além disso, na mata do entorno da clareira

ocorrem indivíduos pertencentes a esses gêneros, assim como outras espécies

zoocóricas.

De acordo com RICHARDS (1996), Snow, em 1981, afirmou que as

sementes de Melastomataceae são dispersas por animais generalistas, o que faz com que

tenham a chance de serem mais amplamente dispersas. Porém, no banco de sementes do

presente trabalho foram amostrados poucos indivíduos de Melastomataceae e apenas

dois indivíduos de Cecropia. Apenas um indivíduo Cecropia foi amostrado em SP, o

outro indivíduo desse gênero e os da família Melastomataceae foram amostrados em

SC.

Plantas de Cecropia spp e de Melastomataceae já foram amostradas de

forma abundante no banco de sementes da RBMSC (SILVA, 2007) e de uma área

localizada no Campus da Universidade Federal de Juiz de Fora (CORDEIRO et al.,

2007), cujas amostras foram mantidas sob as mesmas condições experimentais,

revelando não ser este o fator limitante.

Esses resultados sugerem que, apesar da presença de indivíduos

arbustivo-arbóreos na clareira, os animais dispersores não costumam freqüentá-la

constantemente, mesmo porque, a maioria dos indivíduos remanescentes na clareira não

possui atrativos para a fauna. Segundo SCHUPP et al. (1989), os animais evitam as

clareiras por que, além de oferecerem poucos recursos para os frugívoros, são locais que

oferecem perigosos para esses animais.

Mesmo com a baixa abundância de plantas da família Melastomataceae,

sua presença no banco de sementes pode ser muito importante para a regeneração da

área, como afirmou BROKAW (1987), que relatou a elevada ocorrência de espécies de

Miconia colonizando clareiras, o que sugere o seu importante papel na regeneração

desses ambientes.

Porém, as características de áreas dominadas por gramíneas impedem o

desenvolvimento das sementes que são dispersas, como a temperatura mais elevada, o

déficit hídrico que ocorre na época do inverno, a alta taxa de predação por formigas,

entre outros. Além dessas características, o capim-gordura impede grande parte das

sementes de alcançarem o solo, e as que alcançam, possivelmente, não encontram

condições propícias para a germinação (LEAL FILHO, 1992).

Em um trabalho realizado em 4 pastagens cultivadas de diferentes

idades, localizadas na Amazônia Central, COSTA et al. (2002) verificaram que nas

pastagens onde havia uma menor cobertura de gramínea cultivada, o banco de sementes

apresentou maior densidade do que as pastagens onde havia maior cobertura de

gramíneas.

Segundo LEAL FILHO (1992), se a área de pasto onde ele realizou seu

estudo do banco de sementes tivesse sofrido alguma intervenção para a retirada do

capim-gordura, a regeneração natural poderia ter ocorrido de forma mais rápida, além

de ter promovido o enriquecimento do banco de sementes.

1.5 – CONCLUSÃO

Apesar da clareira está inserida dentro de um fragmento florestal, o

banco de sementes se apresentou com baixa densidade, sendo dominado por espécies da

família Poaceae, principalmente por Melinis minutiflora. Esses resultados sugerem que

a sucessão vegetal na clareira se dará de forma lenta, necessitando de um intervalo de

tempo muito grande para que se forme um dossel. Com isso há a necessidade de uma

intervenção no local para acelerar a sua regeneração. Sendo assim, é necessário realizar

o manejo do capim-gordura, aliado a técnicas que promovam a revegetação na clareira.

1.6 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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CAPÍTULO 2

CHUVA DE SEMENTES EM UMA CLAREIRA DOMINADA POR Melinis

minutiflora (POACEAE) P. BEAUV. LOCALIZADA NA RESERVA

BIOLÓGICA MUNICIPAL SANTA CÂNDIDA, MG.

2.1 – INTRODUÇÃO

Os ecossistemas naturais estão em constante mudança, que podem ser de

curto, médio e longo prazo. Além disso, eles podem sofrer distúrbios naturais ou

antrópicos, que provocam mudanças em maior ou menor grau. Nos ambientes florestais

o distúrbio pode ser caracterizado pela abertura no dossel (ENGEL & PARROTA,

2003).

Nas clareiras há condições microclimáticas diferentes da mata fechada,

como maior incidência de luz, o que aumenta a temperatura e diminui a umidade

(BROKAW, 1982; SCHUPP et al., 1989). Essas características proporcionam condições

favoráveis para o estabelecimento de alguns grupos de plantas, como é o caso das

pioneiras (BROKAW, 1982; TABARELLI & MANTOVANI, 1999).

Além das diferenças estruturais e microclimáticas entre clareira e dossel,

o padrão de dispersão dentro das clareiras também ocorre de forma diferenciada do

padrão de dispersão dentro da floresta, uma vez que, as condições existentes em cada

um desses ambientes podem dificultar ou facilitar a ação de agentes dispersores

(SCHUPP et al., 1989).

Em um trabalho de dispersão de sementes realizado na Amazônia

Peruana, GORCHOV et al. (1993) verificaram que à medida que se afasta da borda da

floresta para o interior da clareira a densidade de sementes dispersas diminui, e que no

interior da floresta a densidade de sementes dispersas é maior do que dentro da clareira.

Da mesma forma, CUBIÑA & MITCHELL AIDE (2001) verificaram que quanto mais

afastado da borda da floresta menos sementes chegaram a um pasto abandonado. Por

outro lado, HOLL (1999) não encontrou essa diferença de densidade de sementes

dispersas entre clareira e dossel.

O fato de existirem ou não árvores remanescentes em uma clareira

influencia na dispersão das sementes zoocóricas, uma vez que a maioria das árvores e

arbustos em florestas tropicais é dispersa por animais. Essas árvores podem servir como

poleiros para aves dispersoras (HOWE & SMALLWOOD, 1982).

Em áreas com grandes perturbações, quanto maior a clareira mais

comprometida estará sua regeneração, uma vez que a falta de dispersão de sementes é

um fator limitante para regeneração da comunidade vegetal (HOLL, 1999). Segundo

CUBIÑA & MITCHELL AIDE (2001), em pastos abandonados a ausência da chuva de

sementes é um dos maiores fatores limitantes da regeneração natural.

Investigações sobre a chuva de sementes podem fornecer informações

úteis sobre abundância, distribuição espacial, densidade e riqueza de espécies

(GROMBONE-GUARATINI & RODRIGUES, 2002), assim como dados sobre a

importância relativa da diferença dos agentes dispersores na comunidade vegetal

(MEDELLING & GAONA, 1999).

O objetivo do presente trabalho foi caracterizar a chuva de sementes em

uma clareira dominada por Melinis minutiflora P. Beauv. (Poaceae), situada no interior

de uma reserva florestal, buscando responder as seguintes perguntas: (1) O entorno

florestal dessa grande clareira favorece uma chuva de sementes diversificada para o

interior da clareira? (2) Apesar da dominância de M. minutiflora na clareira, ocorre

chegada de diásporos de espécies zoocóricas arbustivo-arbóreas vindas do entorno

florestal?

2.2 - MATERIAL E MÉTODOS

2.2.1 – Área de estudos

O trabalho foi desenvolvido em uma clareira antrópica de

aproximadamente 1 hectare, dominada por M. minutiflora (capim-gordura), localizada

em uma encosta no interior da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida (RBMSC),

Juiz de Fora – MG. A RBMSC está localizada em uma região com relevo bastante

dissecado, de colinas côncavo-convexas e vales, em altitudes entre 467m e 1.104m. O

clima predominante é do tipo Cwa (classificação de Köppen), mesotérmico, com verão

chuvoso e quente (CENTRO DE PESQUISAS SOCIAIS-UFJF, 2007) e apresenta uma

vegetação natural classificada como Floresta Estacional Semidecidual Montana (IBGE,

1992).

Na área onde hoje é a RBMSC eram realizadas atividades de cultivo e

criação de gado (GARCIA, 2007; SOARES, 2007). Ela foi criada em 1983 para atender

ao programa de uso e ocupação do solo municipal, o qual inclui a criação de áreas

verdes pelo poder público (GARCIA, 2007).

Apesar de estar protegida por lei, por se localizar em área urbana a

RBMSC sofre grande pressão antrópica, principalmente junto às áreas de borda, que são

locais de fácil acesso, onde se observam evidências de corte de árvores, rituais

religiosos e lixo (GARCIA, 2007; SOARES, 2007). Incêndios também têm sido

frequentes em trechos de borda da reserva, cuja regeneração já foi alvo de estudos

(GARCIA et al. em preparo). A reincidência de incêndios justifica a necessidade da

continuidade dos monitoramentos, assim como da proposição de atividades que visem

sua conservação.

2.2.2 - Chuva de sementes

Para caracterizar a chuva de sementes na clareira, foram utilizados 10

coletores confeccionados com base de madeira (Figura 2.1), com dimensões de 1 x 1 x

0,5 m e cobertos por um tecido TNT (tecido não tecido). Os coletores foram instalados

na clareira após a remoção do capim-gordura através da capina. O conteúdo depositado

nos coletores foi retirado mensalmente, durante 1 ano (janeiro a dezembro de 2008),

com o auxílio de um recipiente plástico e colocado em sacos plásticos devidamente

etiquetados com os números dos respectivos coletores.

A triagem do material foi realizada em laboratório, com o auxílio de

microscópio estereoscópico e pinça. Os diásporos obtidos na triagem foram

quantificados e armazenados em sacos plásticos de acordo com os tipos morfológicos,

para posterior identificação. Foram considerados como diásporos as sementes e os

frutos viáveis (com a semente desenvolvida e sem sinal de dano físico, seja por

predação ou decomposição). Os frutos com mais de uma semente foram abertos e essas

contadas. Diásporos muito pequenos e extremamente numerosos tiveram sua quantidade

estimada através de sua massa.

Após a triagem, o material restante foi colocado em caixas do tipo

Gerbox, sobre papel de filtro umedecido e mantido em Germinador FANEM, à

temperatura constante de 30ºC e fotoperíodo de 12 horas (luz fluorescente branca e luz

do dia) para detectar a presença de diásporos muito pequenos. Esses foram

quantificados e identificados após a germinação e crescimento das plântulas. No

Figura 2.1 – Coletor de sementes instalado

em uma clareira dominada por Melinis

minutiflora, localizada na Reserva

Biológica Municipal Santa Cândida.

entanto, não foi possível a identificação de todas as plântulas, uma vez que muitas

morreram antes da identificação e outras não cresceram o suficiente para serem

identificadas. As não identificadas foram contadas e mantidas na categoria “plântulas”.

Os diásporos foram identificados por comparação com o material obtido

em outro trabalho realizado com a chuva de sementes na RBMSC (SOARES, 2007),

com material coletado na área de estudo, durante o desenvolvimento deste trabalho, com

o uso de literatura especializada (BARROSO et al, 1999) e pela comparação com fotos

apresentadas por LORENZI (1992 a, b). O sistema de classificação adotado foi o APG II

(SOUZA & LORENZI, 2008).

2.2.3 - Análise dos dados

Os frutos e as sementes foram classificados quanto à síndrome de

dispersão, considerando três categorias: “autocóricos”, “anemocóricos” e “zoocóricos”,

de acordo com VAN DER PIJL (1982). Os diásporos também foram categorizados em

classes de tamanho, de acordo com o comprimento do maior eixo, sendo que para os

diásporos das espécies da família Asteraceae o aquênio foi medido desconsiderando o

papus.

A densidade da chuva de sementes foi comparada entre a estação seca e

chuvosa, através do teste t (ZAR, 1999). Também foi calculada a freqüência absoluta,

para as espécies mais abundantes, através da fórmula:

Onde: FA(i), freqüência absoluta da espécie i (%), pi = número de coletores em que

ocorre a espécie i, P = número total de coletores.

FA(i) = pi x 100

Para a análise qualitativa dos dados foram calculados os índices de

diversidade Simpson (D) (PINTO-COELHO, 2000) e de Shannon (H’), assim como a

Equidade de Pielou (DURIGAN, 2004), pelas fórmulas:

Onde: pi = proporção entre o número de indivíduos registrados da espécie i e o número

total de indivíduos da amostra, ln = logaritmo natural, s = número total de espécies, j =

equidade de Pielou, H’

máx

= diversidade de espécies sob condições de máxima equidade.

2.3 - RESULTADOS

Durante o período de 1 ano, foram quantificados 140.701 diásporos,

sendo que 131.163 (93%) pertencem a uma única espécie, Melinis minutiflora. A chuva

de sementes foi mais abundante nos meses de julho e agosto (Figura 2.2 a), com 69.398

e 45.244, respectivamente, devido à presença dos diásporos do capim-gordura. Contudo,

se excluirmos essa espécie da análise, os meses mais abundantes passam a ser outubro

(3.102) e novembro (3.048), sendo Vernonia polyanthes (Asteraceae) a espécie mais

representativa, em ambos os meses (Figura 2.2 b). Abril foi o mês que apresentou a

menor dispersão de diásporos, com a exclusão ou não do capim-gordura.

Não houve diferença significativa na quantidade de sementes dispersas

entre a estação chuvosa e a seca (p = 0,68). Isso ocorreu por causa da grande variação

da abundância de sementes entre os meses, apesar dos dados brutos mostrarem a

tendência de uma maior dispersão nos meses de menor precipitação (Figura 2.3 a, b).

H’

max.

= ln s

H’

j =

H’

max.

H’ = - (pi) x (ln pi)

i=1

D = 1 - ∑ (pi)²

2,99

2,71

3,93

3,56

4,65

3,75

2,93

3,71

4,84

2,42

2,28

1,91

jan

fev

mar

abr

mai

jun

jul

ago

set

out

nov

dez

N° de diásporos (Log)

1,86

2,67

3,48

3,5

2,45

2,4

2,71

2,06

2,61

2,94

2,3

2,22

jan

fev

mar

abr

mai

jun

jul

ago

set

out

nov

dez

N° de diásporos (Log)

Figura 2.2 – Abundância da chuva de sementes em uma clareira dominada por Melinis

minutiflora, na Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, Juiz de Fora, MG, no ano

de 2008. Os resultados foram transformados em logaritmos na base 10 para facilitar a

escala de visualização. a: todas as espécies, b: com a exclusão de M. minutiflora

Os diásporos anemocóricos foram predominantes na chuva de sementes,

sendo dispersos durante todo o ano, com maior abundância nos meses de julho e agosto,

por causa do capim-gordura, sendo que nos meses de outubro, novembro e dezembro

(Figura 2.3 b), também houve uma considerável dispersão de sementes de espécies da

família Asteraceae (Tabela 2.1).

Depois dos diásporos anemocóricos, os zoocóricos foram os que tiveram

um maior número de representantes (725 sementes). Suas sementes apresentaram maior

100

150

200

250

300

350

J F M A M J J A S O N D

Nº de sementes

100

200

300

400

500

600

Precipitação (mm)

ZOO AU Precipitação (mm)

10000

20000

30000

40000

50000

60000

70000

80000

J F M A M J J A S O N D

N° de sementes

100

200

300

400

500

600

Precipitação (mm)

ANM Precipitação (mm)

Figura 2.3 – Precipitação (mm) e abundância de sementes, de acordo com a síndrome de

dispersão, amostradas na chuva de sementes em uma clareira dominada por Melinis

minutiflora, localizada na Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, no período de

janeiro a dezembro de 2008. a: diásporos zoocóricos e autocóricos, b: diásporos

anemocóricos; ZOO: zoocoria; AU: autocoria; ANM: anemocoria. Dados de

precipitação obtidos junto ao Laboratório de Climatologia e Análise Ambiental da

UFJF, coletados no campus da UFJF.

abundância no final da estação chuvosa e na seca, que compreendem os meses entre

março a junho e o mês de agosto, sendo que Cenchrus cf. echinatu (Poaceae) foi a

espécie mais abundante (Tabela 2.1). As sementes autocóricas foram as menos

abundantes (492 sementes), mas também apresentaram maior dispersão na estação seca,

sendo que maio e junho foram os meses com maior número de sementes (Figura 2.3 a).

Foram reconhecidos 39 morfotipos, 16 identificados ao nível de espécie,

10 ao nível de gênero, 7 apenas ao nível de família (Tabela 2.1 e Figura 2.4). Os 6

morfotipos restantes não foram incluídos em nenhuma categoria taxonômica, sendo

considerados como “indeterminados”. O índice de diversidade de Simpson foi 0,13 e o

de Shannon foi 0,26. A equidade foi igual a 0,19, o que mostra que poucas espécies

foram responsáveis pela maior proporção de sementes dispersas.

Além de M. minutiflora, as espécies mais abundantes foram Vernonia

polyanthes (6.020 diásporos, Asteraceae), Cenchrus cf. echinatus (686, Poaceae)

Erechtites spp. (371, Asteraceae), Chromolaena cf. maximilianii (365, Asteraceae) e

Borreria alata (342, Rubiaceae). Com isso, Poaceae foi a família mais representativa

(132.241 indivíduos), seguida de Asteraceae, com 7.674 indivíduos.

As espécies mais freqüentes, amostradas em todos os coletores, foram M.

minutiflora, Chromolaena cf. maximilianii, Vernonia polyanthes e Asteraceae sp. 3,

seguidas de Pennisetum purpureum, Austrocritonia velutina, Erechtites spp. e

Asteraceae sp. 2, com 80% de freqüência.

A família de maior riqueza foi Asteraceae, com 11 espécies, seguida de

Poaceae, com 5 e Fabaceae e Rubiaceae, ambas com 4 espécies. As demais famílias

estão representadas por apenas 2 espécies ou 1, como pode ser observado na Tabela 2.1.

Tabela 2.1 – Relação, abundância e caracterização ecológica das espécies amostradas na

chuva de sementes em uma clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada na

Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, no período de janeiro a dezembro de 2008.

D: síndrome de dispersão; H: hábito; A: abundância de sementes; AN: anemocoria; AU:

autocoria; Z: zoocoria; AR: arbóreo; B: arbustivo; HE: herbáceo; L: liana.

Família Espécie D H A

Asteraceae

Austrocritonia velutina (Gardner) R.M.King &

H.Rob.

AN AR 133

Baccharis serrulata Pers. AN AR 44

Chromolaena cf. maximilianii (Schard.) R. M.

King & H. Rob.

AN B 365

Erechtites spp. AN HE 371

Pterocaulon balansae Chotad AN HE 201

Vernonia polyanthes Less. AN AR 6.020

Asteraceae sp 1 AN - 40

Asteraceae sp 2 AN - 195

Asteraceae sp 3 AN - 267

Asteraceae sp 4 AN - 32

Asteraceae sp 5 AN - 6

Euphorbiaceae Croton lundianus (Didr.) Müll. Arg. AU HE 26

Fabaceaae Chamaecrista nictitans (L.) Moench AU HE 60

Crotalaria spp AU HE 14

Piptadenia laxa Benth. AU AR 6

Trifolium sp AU HE 3

Malpighiaceae Banisteriopsis sp AN L 1

Malvaceae Sida glaziovii K. Schum. AU HE 21

Melastomataceae Melastomataceae spp - - 38

Moraceae Ficus sp. 1 Z - 4

Ficus sp. 2 Z - 24

Poaceae Andropogon sp AN HE 251

Cenchrus cf. echinatus L. Z HE 686

Melinis minutiflora P. Beauv. AN HE 131.163

Pennisetum purpureum Schumach. AN HE 138

Poaceae sp 1 AN HE 3

Rhamnaceae Colubrina sp AU AR 13

Rubiaceae Borreria alata (Aubl.) DC. AU HE 342

Psychotria pleiocephala Müll. Arg. Z AR 1

Richardia brasiliensis Gomes AU HE 11

Spermacoce latifolia Aubl. AU HE 9

Sapindaceae Cupania sp Z AR 1

Serjania sp AN L 1

Figura 2.4 – Exemplares de algumas espécies amostradas na chuva de sementes em uma

clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada na Reserva Biológica Municipal

Santa Cândida, no período de janeiro a dezembro de 2008. a: Trifolium sp, b:

Chamaecrista nictitans , c: Crotalaria sp, d: Croton lundianus, e: Colubrina sp, f: Ficus

sp 2,: g: Ficus sp 1, h: Borreria alata, i: Spermacoce latifolia, j: Cenchrus cf.

echinatus, k: Melinis minutiflora, l: Andropogon sp, m: Pennisetum purpureum, n:

Erechtites sp, o: Vernonia polyanthes, p: Asteraceae sp 3, q: Chromolaena cf.

maximilianii , r: Pterocaulon balansae, s: Austrocritonia velutina , t: Asteraceae sp 4.

Em relação ao tamanho, a grande maioria das espécies possui diásporos

menores que 2 mm (Figura 2.5). Houve a predominância de espécies herbáceas, com 15

espécies, seguida das arbóreas, com 8 espécies, sendo que apenas 2 espécies são lianas e

1 arbustiva (Tabela 2.1).

1 ┤2 mm 2 ┤4 mm 4 ┤8 mm 8 ┤16 mm 16 ┤32 mm > 32 mm

N° de Espécies

Figura 2.5 – Distribuição do número das espécies em classes de tamanho dos diásporos,

obtidos na chuva em sementes de uma clareira dominada por Melinis minutiflora,

localizada na Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, no período de janeiro a

dezembro de 2008.

2.4 – DISCUSSÃO

De acordo com os resultados de GORCHOV et al. (1993) e CUBIÑA &

MITCHELL AIDE (2001), os ambientes de clareira recebem menor deposição de

sementes do que os ambientes florestais. Porém, se compararmos o atual trabalho, onde

foram amostradas 14.070,1 sementes/m², com o trabalho de SOARES (2007), que

amostrou 3.991,6 sementes/m², em um trabalho de chuva de sementes realizado em

trechos da floresta da RBMSC, nota-se um resultado contrário ao daqueles autores.

Esses diferentes padrões podem ser explicados pelas características das

clareiras onde foram realizados os estudos da chuva de sementes, ou pelo método

empregado. No trabalho de GORCHOV et al. (1993), eles abriram a clareira em meio a

um fragmento florestal através do corte de árvores, onde não havia a presença de

gramíneas ou espécies ruderais. CUBIÑA & MITCHELL AIDE (2001), apesar de terem

realizado o estudo da dispersão de sementes em um pasto, quantificaram apenas as

sementes de espécies arbóreas. Já no presente estudo, assim como no de SOARES

(2007), foram quantificadas todas as sementes, independente da forma de vida.

Outro fator que contribuiu de forma significativa para a elevada

densidade de sementes amostradas na clareira foi a presença de sementes de M.

minutiflora, que corresponderam 93%. Essa é uma espécie que possui uma produção

intensa de sementes (FILGUEIRAS, 1990; MARTINS, 2006), estimada entre 200 a 280

Kg de sementes por hectare (MARTINS, 2006) e se encontra distribuída em toda a

clareira.

Segundo LEAL FILHO et al. (2007), as gramíneas apresentam um

potencial elevado de dispersão de sementes dentro de clareiras, provavelmente devido à

redução da competição por espaço e recursos com outros grupos, que pode ser explicado

pela rapidez com que essas plantas ocupam clareiras recém formadas, produzindo e

dispersando grandes quantidades de sementes internamente.

A predominância dos diásporos do capim-gordura e de outras espécies

com muitos diásporos resultou em uma baixa equidade (0,21). SOARES (2007) também

obteve baixa equidade no ambiente de borda da floresta da RBMSC (0,24). A

predominância de poucas espécies com muitos diásporos também foi amostrada por

SILVA (2008) em ambientes perturbados de clareira e área queimada, em trechos de

Mata Atlântica.

A predominância de diásporos anemocóricos, dispersos ao longo de todo

o ano, seguiu o padrão de dispersão proposto por SCHUPP et al. (1989). Segundo esses

autores, nas clareiras ocorre maior chegada de sementes anemocóricas porque os

animais dispersores de sementes evitam ir nelas, pois são locais que possuem poucos

recursos para os frugívoros. Além disso, apresentam perigo para certos animais

dispersores de sementes. A predominância de sementes anemocóricas também foi

amostrada por SANTOS (2005), em um trabalho realizado em clareiras de diferentes

tamanhos, e no estudo de LEAL FILHO et al. (2007), onde ocorreu um reduzido

número de propágulos introduzidos nas clareiras via dispersão zoocórica.

Ainda comparando os resultados encontrados por SOARES (2007), com

os do presente trabalho, foi possível perceber a diferença da dispersão entre os diásporos

zoocóricos sob o dossel e na clareira. Na área de mata fechada, a autora identificou 25

espécies zoocóricas, enquanto que na clareira foram reconhecidas apenas 5 espécies.

Grande parte das sementes da família Asteraceae amostrada na chuva de

sementes pertence às espécies com indivíduos já estabelecidos na clareira como

Austrocritonia velutina, Baccharis serrulata, Chromolaena cf. maximilianii e Vernonia

polyanthes.

Com a exclusão de M. minutiflora, os meses de maior dispersão foram

outubro e novembro, assim como no trabalho de SOARES (2007), sendo que, em

ambos os trabalhos, as espécies mais abundantes nesses meses pertencem à família

Asteraceae, Vernonia polyanhtes e Vernonanthura diffusa (Less.) H. Rob.,

respectivamente.

Segundo JANZEN (1967 apud MORELLATO & LEITÃO-FILHO,

1992), o período entre o final da estação seca e o início da chuvosa pode oferecer boas

condições para a germinação das sementes, como maior umidade e maior probabilidade

de receber luz, o que favorece também o desenvolvimento das plântulas. Entretanto, não

houve diferença estatística na quantidade de diásporos dispersos entre a estação chuvosa

e a seca.

A predominância de espécies ruderais em clareiras também foi amostrada

por SANTOS (2005). Dependendo das espécies ruderais, que são tidas como pioneiras,

a sua grande abundância pode ser positiva, uma vez que o seu estabelecimento permite

que o processo da sucessão ecológica ocorra de forma gradual, com a substituição das

espécies ao longo do tempo, até que se forme uma floresta madura, se for uma matriz

florestal. Porém esse não é o caso do capim-gordura, que impede o estabelecimento das

outras espécies.

Segundo MONQUERO & CHRISTOFFOLETI (2005), EGLEY (1983)

afirmou que as sementes de várias espécies de plantas ruderais são ortodoxas e,

portanto, podem ser quiescentes se alguns dos fatores ambientais limitarem a

germinação ou podem estar em estado de dormência. Essas sementes passam, então, a

formar o banco de sementes, um potencial de regeneração da comunidade vegetal

(HARPER, 1977).

De acordo com RICHARDS (1996) as sementes de espécies pioneiras

tendem a ser pequenas, o que corrobora com os resultados obtidos nesse estudo, onde a

grande maioria das espécies amostradas possuem menos de 2 mm e pertencem a

espécies ruderais, tidas como pioneiras. Produzir sementes pequenas possibilitou o

sucesso dessas plantas, uma vez que produzir sementes pequenas possibilita a produção

de grande quantidade, assegurando que a dispersão tenha mais êxito (FENNER, 1985).

2.5 – CONCLUSÃO

A chegada de sementes do entorno da clareira foi baixa, uma vez que a

maioria das sementes amostradas pertence a espécies presentes na clareira, sendo M.

nimutiflora a mais representativa, seguida de V. polyanthes. Isso mostra a necessidade

de utilizar técnicas que promovam a chegada de sementes da área do entorno da

clareira, principalmente técnicas de atração de frugívoros, facilitando a chegada de

espécies zoocóricas.

2.6 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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CAPÍTULO 3

REGENERAÇÃO NATURAL, TRANSPOSIÇÃO DO BANCO DE SEMENTES

E PLANTIO DE MUDAS, INSTALADOS EM PEQUENOS NÚCLEOS, EM

UMA CLAREIRA DOMINADA POR Melinis minutiflora P. BEAUV. NA

RESERVA BIOLÓGICA MUNICIPAL SANTA CÂNDIDA, MG.

3.1 - INTRODUÇÃO

As espécies exóticas invasoras têm sido objeto de grande preocupação,

pois causam alterações nos ambientes nos quais invadiram, chegando a causar a

extinção de espécies nativas, em todo o mundo (CORADIN, 2006). Na Reserva

Biológica Municipal Santa Cândida (RBMSC), Juiz de Fora-MG, há a ocorrência de

algumas espécies exóticas, sendo Melinis minutiflora (capim-gordura) uma delas, que é

considerada uma invasora (FILGUEIRAS, 1990).

M. minutiflora domina uma área de clareira antrópica no interior da

RBMSC e, provavelmente, vem impedindo a regeneração da vegetação nessa área. Essa

é uma espécie extremamente agressiva, que produz uma elevada quantidade de

sementes com alto potencial de germinação, é resistente ao fogo (FILGUEIRAS, 1990)

e se propaga através de rizomas (SILVA & HARIDASAN, 2007).

O manejo do capim-gordura e o uso de técnicas utilizadas na restauração

ecológica podem ser essenciais para auxiliar a regeneração natural nessa clareira,

facilitando o recrutamento de novos indivíduos na comunidade.

A ecologia da restauração, por se tratar de uma ciência recente e de

caráter multidisciplinar, vem sendo delineada e redefinida constantemente (ENGEL &

PARROTA, 2003). Suas práticas têm mostrado um grande avanço nos últimos anos.

Atualmente, modelos de plantio mais eficientes do que os utilizados nos primeiros

projetos de restauração vêm sendo propostos e, ainda, estão sendo testados outros

modelos visando à diminuição dos seus custos, além de se obter mais sucesso na

reconstrução de uma floresta que se torne auto-sustentável (KAGEYAMA &

GANDARA, 2004).

Segundo RODRIGUES & GANDOLFI (2001) apenas o plantio de

espécies nativas não garante a sobrevivência destas mudas, nem a reconstrução da

floresta. As florestas são resultantes de um processo de sucessão ecológica, no qual

ocorre um gradual aumento e substituição de espécies ao longo do tempo, assim como

um aumento da complexidade do ecossistema (MATTHES & MARTINS, 1997).

Com isso, hoje as pesquisas estão voltadas para modelos de restauração

que utilizem os potenciais da regeneração natural das áreas degradadas, que possam

restabelecer interações ecológicas e outros processos ecológicos (RODRIGUES &

GANDOLFI, 2001; BARBOSA & BABOSA, 2007). Além dos conhecimentos

ecológicos dos ecossistemas florestais já acumulados, são necessários mais estudos

sobre a dinâmica das florestas tropicais, assim como o envolvimento das pesquisas no

desenvolvimento de tecnologias que possam ser mais baratas e acessíveis

(KAGEYAMA & GANDARA, 2004).

Atualmente, podemos citar algumas técnicas que utilizam a regeneração

natural e que estão sendo recomendadas como a semeadura direta, a instalação de

poleiros, a transposição do banco de sementes, dentre outras (RODRIGUES &

GANDOLFI, 2001; REIS et al., 2003; MARTINS, 2007).

Apesar do aproveitamento da camada superficial do solo de áreas que

serão desmatadas para o objetivo de recuperar áreas degradadas ser uma prática

utilizada há bastante tempo por empresas mineradoras, o seu uso com o objetivo de

aproveitar as sementes armazenadas no solo (banco de sementes), foi pouco estudado

(PEDERSON & VAN DER VALK, 1989). Recentemente, alguns trabalhos têm

mostrado a viabilidade da transposição do banco de sementes para restauração de uma

área degradada, cobrindo-a toda ou em parte, em diferentes condições (NAVE, 2005;

JAKOVAC, 2007).

Além da utilização do banco de sementes de áreas que serão desmatadas,

alguns autores recomendam que pequenas porções de solos de áreas preservadas sejam

utilizadas na restauração de áreas degradadas, de forma que não comprometa a

regeneração das áreas doadoras. Essas porções seriam alocadas em pequenos núcleos,

ao longo da área degradada, com o intuito de acelerar o processo da sucessão ecológica

e aumentar a biodiversidade local (RODRIGUES & GANDOLFI, 2001; REIS, et al.,

2003, SAMPAIO, 2006).

A formação de pequenos núcleos, através de diferentes técnicas de

restauração, pode aumentar a riqueza de espécies e pode, também, proporcionar

interações ecológicas que garantam um maior sucesso para a restauração. Isso ocorre

porque as técnicas de nucleação imitam a sucessão ecológica, onde espécies pioneiras

melhoram o ambiente permitindo o estabelecimento de novas espécies, tendendo cobrir

toda a área com o passar do tempo (REIS et al., 2003).

SAMPAIO (2006), em um trabalho de restauração realizado em

pastagens abandonadas em florestas estacionais deciduais, constatou que a utilização

das técnicas como semeadura, transposição de serapilheira e plantio de mudas em

núcleos foi positiva para o aumento da riqueza de espécies na regeneração da área.

Apesar dos avanços nas pesquisas sobre restauração ecológica, sua

continuidade é necessária para que todos os tipos de formações vegetais possam ter

modelos de restauração eficientes, e que abranjam as particularidades de cada um dos

ecossistemas, como a diversidade, os processos ecológicos e os fatores de degradação.

Atualmente, os ecossistemas mais estudados no Brasil, no âmbito da restauração

ecológica são os de matas ciliares, enquanto os outros ecossistemas ainda possuem

grandes lacunas para serem preenchidas (BARBOSA, 2001).

Com isso, este trabalho teve como objetivos, (1) avaliar o potencial de

regeneração do banco de sementes de uma clareira dominada por Melinis minutiflora,

após a remoção de indivíduos dessa espécie invasora, (2) avaliar o processo de sucessão

após a transposição do solo oriundo de trechos de floresta adjacentes à clareira e (3)

avaliar o desenvolvimento de mudas de Trema micrantha (L.) Blume (Ulmaceae),

Schinus therebinthifolius Raddi (Anacardiaceae) e Virola bicuhyba (Schott ex Spreng.)

Warb. (Myristicaceae) plantadas em pequenos núcleos na clareira, como formas de

promover a restauração de áreas dominadas pelo capim gordura, especialmente em

pequenas propriedades.

3.2 - MATERIAL E MÉTODOS

3.2.1 - Área de estudo

A Reserva Biológica Municipal Santa Cândida (RBMSC; 21°45’43.78’’

S e 43°23’32.42’’ W) está situada na região urbana do município de Juiz de Fora, na

Zona da Mata de Minas Gerais. Essa é uma região com relevo bastante dissecado,

apresentando colinas côncavo-convexas e vales, com altitudes entre 467 e 1.104m. O

clima é do tipo Cwa (classificação de Köppen), mesotérmico, com verão chuvoso e

quente (CENTRO DE PESQUISAS SOCIAIS-UFJF, 2007) e a vegetação natural é

classificada como Floresta Estacional Semidecidual Montana (IBGE, 1992). Segundo

STAICO (1976), em Juiz de Fora há a predominância de solos do tipo latossolo

vermelho-amarelado, podendo ocorrer, também, o solo do tipo podzólico vermelho-

amarelado.

A RBMSC é um fragmento florestal urbano com 113,3 hectares e possui,

em seu interior uma clareira antrópica de aproximadamente 1 hectare, onde foi realizado

o presente trabalho. Essa clareira é dominada por Melinis minutiflora e com a presença

de indivíduos arbustivo-arbóreos esparsos, principalmente de Piptadenia gonoacantha

(Mart.) J.F. Macbr (Fabaceae). A clareira está situada na face oeste de uma das vertentes

dos morros que compõem a reserva. Análise de solo indicou que o solo da clareira é

distrófico, e apresenta uma textura muito argilosa na região mais alta do terreno e

textura de argila para a mais baixa, sendo que ambas as regiões possuem baixas

concentrações de fósforo, potássio, magnésio e outros elementos (Quadro 1).

3.2.2 - Implantação dos núcleos de restauração

Antes da implantação dos núcleos foi realizada a capina da espécie M.

minutiflora em 10 transectos de 2,5 x 15m, para a instalação de parcelas de 1x1m, com

os seguintes tratamentos: (1) regeneração natural a partir do banco de sementes da área

(autóctone); (2) transposição do banco de sementes; (3) plantio de mudas e (4) parcelas

controle, nas quais a capina foi realizada apenas no seu entorno (transecto). Os

transectos foram instalados em áreas com duas categorias de declividade: 5 em trechos

com 0 a 20º e 5 com 21 a 30º (Figura 4).

Cada transecto recebeu ao menos uma repetição de cada tratamento,

sendo a ordem da disposição realizada através de sorteio. O experimento foi montado no

mês de novembro de 2007, logo após o início das chuvas, uma vez que não se pretendia

proporcionar a rega aos tratamentos.

O controle de formigas cortadeiras foi realizado com a aplicação de

formicida em isca granulada, à base de sulfluramida. Quatro meses após a instalação

dos experimentos, em março de 2008, foi feita uma limpeza nas faixas, através da

capina, para facilitar o acesso às parcelas, assim como a limpeza nas parcelas do plantio

de mudas, para impedir que o capim-gordura abafasse as mudas.

A identificação das plantas foi realizada a partir de coleta de amostras

dos indivíduos dentro das parcelas ou em suas imediações, através da comparação com

material depositado no Herbário CESJ da Universidade Federal de Juiz de Fora, com a

literatura especializada (LEITÃO FILHO et al., 1972; ARANHA et al., 1972; BACCHI

et al., 1972; KISSMANN & GROTH, 1995; LORENZI, 2008) e por especialistas,

adotando-se o APG II (Angiosperm Phylogeny Group) como sistema de classificação

(SOUZA & LORENZI, 2008). As amostras de material fértil foram depositadas no

Herbário CESJ/UFJF.

3.2.2.1 - Controle

Parcelas controle foram implantadas em cada transecto, pela manutenção

de trechos com capim-gordura que não foram capinados, a fim de se avaliar a

colonização das mesmas por novas espécies.

3.2.2.2 - Regeneração natural autóctone

O monitoramento do processo de regeneração natural da vegetação da

área da clareira, após a retirada do capim-gordura, foi realizado em parcelas de 1 x 1m,

delimitada por estacas e barbantes, em cada transecto.

A germinação das sementes presentes no banco autóctone foi

acompanhada mensalmente, no período de dezembro de 2007 a novembro de 2008,

através da quantificação e identificação das plantas estabelecidas e o seu conjunto

analisado através da estimativa visual da cobertura vegetal das parcelas, em

porcentagem (0-100%).

3.2.2.3 – Transposição do banco de sementes

Amostras de solo, incluindo a serapilheira, foram coletadas em parcelas

de 1 x 0,5 x 0,1m (RODRIGUES & GANDOLFI, 2001), definidas aleatoriamente nas

áreas de mata no entorno da clareira. O material coletado foi acondicionado em sacos

plásticos e transportado para os transectos. Cada amostra foi depositada sobre parcelas

de 1 x 1m, previamente capinadas e após a remoção de uma camada superficial do solo

(3cm), formando, então, uma parcela de 1m² com uma camada de 5cm de solo

transposto.

A avaliação da regeneração foi realizada mensalmente, no período de

dezembro de 2007 a novembro de 2008, através da quantificação da germinação, do

estabelecimento e do reconhecimento de novas plantas. Foi realizada, também, a

estimativa visual da área de cobertura vegetal das parcelas, em porcentagem (0-100%).

3.2.2.4. – Plantio de mudas

Foram alocadas 35 parcelas de 1m², para a realização do plantio de

mudas, distribuídas nos transectos e no entorno desses (Figura 4). As covas foram

abertas com dimensões de 40 x 40 x 40 cm, e receberam uma proporção de 3:1 de terra

e esterco de boi, além de aproximadamente 20g de NPK na proporção de 4-14-8.

As espécies utilizadas no plantio foram Trema micrantha (L.) Blume

(Ulmaceae), Schinus therebinthifolius Raddi (Anacardiaceae) e Virola bicuhyba (Schott

ex Spreng.) Warb. (Myristicaceae). O tamanho médio inicial das mudas de T.

micrantha, S. therebinthifolius e Virola bicuhyba era 48,64 cm (± 5,8 cm), 49,3 (± 10, 8

cm) e 43,3 cm (± 8,6 cm), respectivamente.

Essas espécies foram escolhidas por serem nativas da região e

produzirem frutos que são consumidos pela fauna. T. micrantha é considerada pioneira,

ocorrendo em todos os tipos de ambientes, exceto nos muito úmidos, produzindo grande

quantidade de sementes anualmente. S. therebinthifolius, também é considerada

pioneira, além de ser comum em ambientes úmidos, como beira de rios e várzeas

úmidas, ocorre também em terrenos secos e pobres. Já V. bicuhyba é considerada uma

espécie clímax exigente de luz, porém, pode ser encontrada em capoeiras e clareiras

abertas na mata, e produz semente anualmente (LORENZI, 1992). Além disso,

GARCIA (2007) encontrou S. therebinthifolius e V. bicuhyba ocorrendo em trechos de

interior da RBMSC.

Os tratamentos (Figura 3.1) de plantio consistiram nas seguintes

composições:

 P1 – parcelas com apenas uma planta, com 5 repetições para cada espécie (15

parcelas no total);

 P2 – parcelas com 3 plantas da mesma espécie, sendo 5 repetições para cada

espécie (15 parcelas no total);

 P3 – parcelas com 3 plantas, sendo uma de cada espécie, com 5 repetições (5

parcelas no total).

Figura 3.1 – Representação das parcelas de 1x1m, ilustrando a composição dos plantios

de mudas. a: parcela com uma muda; b: parcela com 3 mudas da mesma espécie; c:

parcela com 3 mudas de espécies diferentes.

Para avaliar o desenvolvimento das mudas foram mensurados o diâmetro

do caule (mm), aferido na altura do solo com um paquímetro, e a altura total da muda

(cm), medida com um metro de madeira. O crescimento em altura foi calculado a partir

da diferença entre a altura final e a inicial para cada muda. As medidas foram tomadas

mensalmente no período de dezembro de 2007 a novembro de 2008.

3.2.7 – Análise dos dados

A semelhança florística, observada entre os tratamentos regeneração

natural autóctone e banco de sementes transposto, foi analisada pelo índice de

similaridade de Jaccard (DURIGAN, 2004), considerando:

Onde: a = n° total de espécies presentes em uma das áreas, b = n° total de espécies

presentes na outra área, c = n° de espécies comuns a ambas as amostras.

Foi calculada, também, a freqüência absoluta de ocorrência para as

espécies mais abundantes, através da fórmula:

Onde: FA(i), freqüência absoluta da espécie i (%), pi = número de coletores em que

ocorre a espécie i, P = número total de coletores.

O teste t (ZAR, 1999) foi utilizado para comparar a cobertura média entre

as 5 parcelas alocadas na área de menor declividade (0 a 20°) com as 5 parcelas da área

mais íngreme (21 a 30°) da regeneração autóctone. Para a comparação da cobertura

vegetal nas parcelas após a transposição do banco de sementes entre as parcelas das

diferentes declividades e para comparar a cobertura entre a regeneração natural

autóctone e a transposição do solo, foi utilizado o teste não-paramétrico de Mann-

Whitney (ZAR, 1999).

O crescimento das mudas entre os 3 tratamentos de plantios, foi

comparado pelo teste estatístico ANOVA, juntamente com o teste de Tukey (ZAR,

Cj = c

(a+b-c)

FA(i) = pi x 100

1999), considerando a taxa de crescimento em altura e a taxa de crescimento do

diâmetro, exceto para taxa de crescimento do diâmetro de T. micrantha, no qual foi

utilizado o teste não-paramétrico de Kruskal-Wallis (ZAR, 1999), uma vez que as

variâncias das amostras eram desiguais.

3.3 – RESULTADOS

Após a implantação dos experimentos observou-se a ocorrência de 5

meses bastante chuvosos, seguidos do mês de abril/2008 já com menos chuva, e de 4

meses bastante secos (Figura 3.2). O total pluviométrico de 2008 foi 1993, 7 mm e, com

a inclusão dos meses de novembro e dezembro de 2009 o total chegou a 2460,7mm.

100

150

200

250

300

350

400

450

500

N D J F M A M J J A S O N D

Meses 2007/2008

Precipitação (mm)

Temperatura (°C)

Figura 3.2. Precipitação e médias mensais de temperatura para o município de Juiz de

Fora, no período de novembro de 2007 a dezembro de 2008. Dados obtidos junto ao

Laboratório de Climatologia e Análise Ambiental da UFJF, coletados no campus da

UFJF.

3.3.1 – Controle

A ocorrência de novos indivíduos (5 ± 3,4 plantas/m²) nas parcelas

controle, ou seja, nas que não sofreram capina, só foi observada na borda das parcelas.

Isso indica que, as plantas germinaram a partir da retirada do capim-gordura em volta

das parcelas (Figura 3.3), o que proporcionou maior iluminação e espaços abertos.

Sendo assim, é possível notar que M. minutiflora realmente impediu a germinação e o

estabelecimento de outras plantas. Dentre as espécies que germinaram nessas parcelas

podemos citar Borreria alata, Pterocaulon balansae, Crotalaria pterocaula e Ipomoea

aristolochiifola.

3.3.2 - Regeneração natural autóctone

Com exceção dos indivíduos de M. minutiflora, que foram quantificados

através da cobertura, a densidade média do número de plantas no primeiro mês de

monitoramento (dezembro de 2007) foi o de 78,8 ± 42,8 plantas/m². Houve uma

redução na densidade de plantas ao longo dos meses, que variou devido ao predomínio

da mortalidade em relação à entrada de novas plantas ao longo do tempo. Com o início

da estação chuvosa, a densidade média nos dois últimos meses, outubro (48,9 ± 37,5

plantas/m²) e novembro (57,2 ± 52,4 plantas/m²) de 2008, aumentou em relação aos

meses anteriores, porém foi menor que a do primeiro mês.

Após a capina, as parcelas que foram destinadas à análise da regeneração

natural autóctone mostraram um rápido aumento da cobertura vegetal (Figura 3.4 a). As

principais espécies responsáveis pela cobertura vegetal foram Borreria alata,

Acanthospermum australe, Crotalaria pterocaula e Cenchrus cf. echinatus, que

juntamente com o capim-gordura alternaram a dominância em algumas parcelas. Entre

os meses de junho a setembro, ocorreu uma redução na cobertura, como decorrência da

morte de boa parte dos indivíduos de B. alata, A. australe, C. pterocaula e C. cf.

Figura 3.3 – Detalhe de uma das parcelas

controle, mostrando as plantas que germinaram

na borda da parcela.

echinatus, que são espécies anuais (Figura 3.4 a e 3.5). A cobertura média voltou a

aumentar no mês de outubro, com a entrada de novos indivíduos nas parcelas.

Em relação à declividade do terreno, houve diferença significativa na

cobertura vegetal (p = 0,01), entre as parcelas da região mais plana e as da região mais

íngreme. As parcelas da região mais plana apresentaram porcentagem média de

cobertura maior (74,4 ± 22,6 %) do que as parcelas da região de maior declividade (49,8

± 20,6 %), sendo que, o capim-gordura foi mais abundante nas parcelas mais planas.

As parcelas dominadas pelo capim-gordura apresentaram menor

abundância de indivíduos do que as parcelas que tiveram as espécies B. alata, A.

australe e C. pterocaula como dominantes. As espécies B. alata, A. australe foram

dominantes nas parcelas de maior declividade, enquanto que C. pterocaula foi

dominante em apenas uma parcela, localizada na região plana.

Como resultado da regeneração natural, foram reconhecidos 41

morfotipos, sendo 21 identificados ao nível de espécie, 4 ao nível de gênero, 6 ao nível

de família e 10 permaneceram como “indeterminadas” (Tabela 3.1). As espécies mais

representativas foram M. minutiflora, C. pterocaula, B. alata e Sida glaziovii, sendo que

M. minutiflora, C. pterocaula e S. glaziovii foram amostradas durante todos os meses, e

B. alata esteve ausente entre os meses de junho a setembro, reaparecendo em outubro.

Essas espécies também foram as mais frequentes, sendo que M.

minutiflora e S. glaziovii tiveram 100% de freqüência, B. alata 90%, C. pterocaula

80%, seguidas de Erechtites hieraciifolius com 70%. Embora B. alata tenha

apresentado menos indivíduos nos meses entre fevereiro e maio, foi nesses meses que

ela apresentou maior cobertura vegetal, pois é uma espécie que cresce de forma

prostrada, ocupando uma área maior do que as plantas eretas. Das espécies que foram

100

120

dez jan fev mar abr mai jun jul ago set out nov

Cobertura vegetal (%)

dez jan fev mar abr mai jun jul ago set out nov

Cobertura vegeta (%)

Figura 3.4 – Cobertura vegetal de parcelas submetidas à capina de M. minutiflora,

seguidas da regeneração autóctone (a) e da transposição de solo (b), em uma clareira

localizada no interior da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, Juiz de Fora,

MG. Os valores indicam a média e o desvio padrão.

possíveis identificar e determinar o hábito de vida, a grande maioria é herbácea (86,6%),

2 são arbustivas e 1 é liana.

A espécie que apresentou recrutamento de novos indivíduos ao longo dos

meses, mesmo na estação seca, foi S. glaziovii, enquanto que, para a maioria das

espécies o recrutamento das plantas ocorreu durante as chuvas.

Tabela 3.1 – Relação, ocorrência e hábito das espécies amostradas em parcelas

submetidas a diferentes tratamentos após a capina de Melinis minutiflora, uma invasora

dominante em uma clareira localizada no interior da Reserva Biológica Municipal Santa

Cândida. TS: Transposição de solo; RN: regeneração natural, H: hábito; L: liana; HE:

herbáceo; AR: arbóreo; B: arbustivo.

Tratamentos

Família Espécies

TS RN

Apocynaceae Oxypetalum appendiculatum Mart. x - L

Asteraceae Acanthospermum australe (Loefl.) Kuntze x x HE

Ageratum fastigiatum (Gardner) R.M. King & H. Rob. x - B

Ambrosia scabra Hook. & Arn. - x HE

Blainvillea biaristata DC. x - HE

Erechtites hieraciifolius (L.) Raf. Ex DC. x x HE

Erechtites valerianifolius (LinknexnSpreng.) DC. x - HE

Eupatorium dimorpholepis Baker - x HE

Asteraceae sp 1 - x HE

Asteraceae sp 2 - x HE

Asteraceae sp 3 x x HE

Asteraceae sp 5 - x HE

Asteraceae sp 6 x x HE

Asteraceae sp 7 x - HE

Asteraceae sp 8 x - HE

Asteraceae sp 9 x - HE

Asteraceae sp 10 x - HE

Cannabaceae Trema micrantha (L.) Blume x - AR

Convolvulaceae

Convolvulaceae sp 1 x - L

Ipomoea aristolochiifolia G. Don x - L

Ipomoea cf. purpurea (L.) Roth - x L

Euphorbiaceae Alchornea sp x -

Croton lundianus (Didr.) Müll. Arg. x x HE

Croton sp x - AR

Croton urucurana Baill. x - AR

Euphorbia sp 1 x x HE

Euphorbia sp 2 - x HE

Manihot cf. hemitrichandra Müll. Arg. x - HE

Euphorbiaceae sp 1 x x HE

Fabaceae Apuleia leiocarpa Vogel x - AR

Chamaecrista nictitans (L.) Moench x x HE

Crotalaria pallida Aiton x x HE

Crotalaria pterocaula Desv. x x HE

Indigofera suffruticosa Mill. - x B

Tabela 3.1 – continuação ...

Tratamentos

Família Espécies

TS RN

Fabaceae Mimosa pudica L. x - HE

Mimosa sensitiva L. x - HE

Trifolium sp - x HE

Zornia reticulata Sm. x - HE

Fabaceae sp 1 x - -

Lamiaceae Marsypianthes chamaedrys (Vahl) Kuntze - x HE

Aegiphila sellowiana Cham. x - B

Malvaceae Sida carpinifolia L. x - HE

Sida glaziovii K. Schum. x x HE

Sida urens L. x x HE

Triumfetta rhomboidea Jacq. x - HE

Phylantaceae Phyllantus tenellus Roxb. x x HE

Poaceae Cenchrus cf. echinatus L. x x HE

Melinis minutiflora P. Beauv. x x HE

Poaceae sp 1 x - HE

Rubiaceae Borreria alata (Aubl.) DC. x x HE

Richardia brasiliensis Gomes x x HE

Spermacoce latifolia Aubl. x - HE

Spermacoce palustris (Cham. & Schltdl.) Delprete x x HE

Solanaceae Acnistus arborescens (L.) Schltdl. x x B

Solanum sp 1 - x -

Solanum sp 2 x - -

Sterculiaceae Waltheria indica L. - x HE

Urticaceae Cecropia sp x - AR

Verbenaceae Stachytarpheta cayennensis (Rich.) Vahl x - HE

Figura 3.5 – Fotos de uma das parcelas da regeneração natural, de uma clareira

dominada por Melinis minutiflora, localizada no interior da Reserva Biológica

Municipal Santa Cândida, em diferentes meses. a: dezembro de 2007; b: abril de 2008;

c: junho de 2008; d: novembro de 2008.

3.3.3 – Transposição do banco de sementes

No primeiro mês de monitoramento após a transposição do banco de

sementes foi observada uma densidade média de 37 ± 55,4 plantas/m², sem incluirmos

os indivíduos de M. minutiflora. Com a morte de alguns indivíduos, essa média

diminuiu ao longo dos meses que se seguiram, uma vez que a taxa de entrada de novos

indivíduos nas parcelas foi menor que a taxa de mortalidade. No início da estação

chuvosa de 2008 (outubro e novembro), ocorreu um leve aumento no número médio de

plantas.

A cobertura vegetal (Figura 3.4 b e 3.6) das parcelas que receberam a

transposição do solo aumentou ao longo do tempo, em função do crescimento das

plantas, principalmente daquelas com o crescimento prostrado, como de algumas lianas,

Figura 3.6 - Fotos de uma parcela, contendo o banco de sementes transposto, em

diferentes meses. a: dezembro de 2007; b: fevereiro de 2008; c: julho de 2008; d:

novembro de 2008.

gramíneas e herbáceas (Tabela 3.1). Porém, a partir de maio a cobertura média começou

a diminuir, por causa da morte dos indivíduos já estabelecidos, principalmente de B.

alata. Assim como o número de indivíduos, a cobertura teve um novo aumento nos

meses de outubro e novembro de 2008, com o início da estação chuvosa.

Parcelas localizadas nas regiões mais planas apresentaram uma cobertura

média de 65 ± 25,8 %, que foi significativamente maior (p < 0,001) do que a cobertura

média das parcelas das áreas mais íngreme, que tiveram uma cobertura média de 11,1 ±

4 %.

Foram amostrados 66 morfotipos, sendo 32 reconhecidos ao nível de

espécie, 5 ao nível de gênero, 10 ao nível de família e 19 permaneceram como

“indeterminadas”. A família de maior riqueza foi Asteraceae, com 11 espécies, seguida

de Fabaceae, com 8, e Euphorbiaceae, com 7 (Tabela 3.1). As espécies mais abundantes

e com 100% de freqüência foram S. glaziovii, B. alata e M. minutiflora.

Apesar de o solo transposto ter sido retirado de trechos de mata no

entorno da clareira para o qual se esperava o predomínio de pioneiras arbóreas, houve a

dominância de espécies herbáceas. Dentre as espécies amostradas, apenas 9 possuem

hábito arbustivo-arbóreo, sendo elas Acnistus arborescens, Aegiphila sellowiana,

Ageratum fastigiatum, Alchornea sp, Apuleia leiocarpa, Croton sp, Cecropia sp, Croton

urucurana, e Trema micrantha.

3.3.5 – Plantio de mudas

Ao final de 12 meses, não houve diferença significativa no crescimento

em altura das mudas de S. therebinthifolius entre as 3 formas de plantio (p = 0,12),

provavelmente em função da grande variação de crescimento entre as mudas, observada

devido à retomada do crescimento após danos por predação, detectados principalmente

em plantas do tratamento P3 (3 mudas diferentes) (Figura 3.7a e 3.8).

Apesar de não ter ocorrido diferença estatística no crescimento em altura

das mudas nos três tratamentos, elas apresentaram uma tendência de crescerem melhor

em P2 e de menor crescimento em P3, provavelmente por causa da competição

interespecífica (Figura 3.8).

Na taxa de aumento do diâmetro (Figura 3.7 b), P2 e P3 diferiram

estatisticamente (p = 0,03), sendo que, as mudas da mesma espécie plantadas juntas

(P2) apresentaram maior crescimento em diâmetro do que as mudas plantadas com as

outras espécies (P3). Já as mudas plantadas sozinhas (P1) não apresentaram diferença

significativa na taxa de crescimento de diâmetro com as mudas de P2 e P3. Nenhuma

muda de S. therebinthifolius morreu, durante o período de um ano.

100

120

140

160

P1 P2 P3

Crescimento em altura (cm)

P1 P2 P3

Crescimento em diâmetro (mm)

Schinus therebinthifolius Trema micrantha

Figura 3.7 - Médias da taxa de crescimento em altura (a) e diâmetro (b) das mudas de

Schinus therebinthifolius e Trema micrantha, plantadas em diferentes densidades, em

uma clareira dominada por Melinis minutiflora, localizada no interior da Reserva

Biológica Municipal Santa Cândida, MG. P1: plantio com apenas uma muda; P2:

plantio com três mudas da mesma espécie; P3: plantio com três mudas de espécies

diferentes. A terceira espécie foi Virola bicuhyba que apresentou alta mortalidade. Os

valores indicam a média mais o desvio padrão. * Médias diferem estatisticamente pelo

teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade.

Da mesma forma que S. therebinthifolius, as mudas de T. micrantha não

apresentaram diferença significativa no crescimento em altura entre os plantios (p =

0,58), porém apresentaram uma tendência de maior crescimento em condição de

competição interespecífica (P3) (Figura 3.7a e 3.8). Apesar de não apresentarem

diferenças no aumento de diâmetro (p = 0,75) (Figura 3.7 b), as mudas tiveram uma

taxa de 20% de mortalidade, concentradas especialmente em P2.

Além do bom desenvolvimento das mudas de S. therebinthifolius um

indivíduo floresceu seis meses após o plantio (maio) (Figura 3.9 a). As mudas de T.

micrantha também apresentaram um bom crescimento, sendo que uma frutificou no

mês de dezembro (Figura 3.9 b), o que corresponde a 13 meses após o plantio.

Virola bicuhyba apresentou a maior taxa de mortalidade, sendo que das

25 mudas que foram plantadas, apenas 3 sobreviveram, representando uma mortalidade

de 88%. Das mudas sobreviventes, 2 foram plantadas em P1 e 1 em P3. Elas

apresentaram taxas de crescimento em altura de 27 cm, 6 cm e -38 cm, respectivamente.

3.4 – DISCUSSÃO

3.3.1 – Regeneração natural autóctone e transposição do banco de sementes

As características microclimáticas de áreas dominadas por gramíneas

podem impedir o desenvolvimento das sementes que chegam nessa área, como a

temperatura mais elevada, o déficit hídrico que ocorre na época do inverno, a alta taxa

de predação por formigas, entre outros. Além dessas características, o capim-gordura

impede que grande parte das sementes alcance o solo, e as que chegam até ele,

possivelmente, não encontram condições propícias para a germinação (LEAL FILHO,

1992).

Figura 3.8 – Curvas de crescimento em altura de mudas de Schinus therebinthifolius e

Trema micrantha plantadas em diferentes densidades, em uma clareira dominada por

Melinis minutiflora, localizada no interior da Reserva Biológica Municipal Santa

Cândida, MG. P1: plantio com apenas uma muda; P2: plantio com três mudas da mesma

espécie; P3: plantio com três mudas de espécies diferentes. A terceira espécie foi Virola

bicuhyba que apresentou alta mortalidade. Os valores indicam a média mais o desvio

padrão. Ano de 2007 e 2008.

Trema micrantha

100

150

200

dez jan fev mar abr mai jun jul ago set out nov

Altura (cm)

P1 P2 P3

Schinus therebinthifolius

100

150

200

dez jan fev mar abr mai jun jul ago set out nov

Altura (cm)

Figura 3.9 – Detalhe de duas mudas plantadas em uma clareira dominada por Melinis

minutiflora, localizada no interior da Reserva Biológica Municipal Santa Cândida, MG.

a: Schinus therebinthifolius com inflorescência; b: Trema micrantha com dois frutos,

destacados por círculos.

Observando os resultados registrados nas parcelas de controle, foi

possível notar o impedimento que o capim-gordura causa no estabelecimento de outras

espécies.Houve o estabelecimento de outras plantas somente na borda dessas parcelas,

onde ocorreu maior entrada de luz e o capim-gordura estava mais baixo, devido a capina

no entorno.

A alta taxa de germinação em dezembro de 2007 e nos meses de outubro

e novembro de 2008, tanto no banco de sementes autóctone como no alóctone, ocorreu

na estação chuvosa. PEREIRA & VELINI (2003), avaliando os efeitos de sistemas de

cultivo no cerrado sobre a dinâmica de populações de plantas daninhas, constataram que

a maior abundância de espécies daninhas ocorre devido às primeiras chuvas do ano

agrícola. BLANCO et al. (1994), analisando a distribuição mensal de emergência dessas

plantas, também observaram que, em média, 70% da emergência das plântulas

resultaram do primeiro fluxo de germinação das sementes, em conseqüência das

primeiras chuvas.

Segundo CERDÁ & GARCÍA-FAYOS (1997), em áreas de talude, o

deslocamento de solo e o escoamento superficial de água são fatores que dificultam e

podem até impedir a colonização da vegetação, principalmente por causa da perda de

a b

sementes. COSTALONGA (2006), estudando o banco de sementes de uma floresta

madura e de pasto adjacente a esta, localizados em uma encosta, encontrou uma maior

densidade de sementes na porção inferior do talude, em ambos os ambientes.

Isso mostra que a menor taxa de cobertura na transposição do banco de

sementes nas áreas mais altas possivelmente ocorreu devido à perda das sementes,

juntamente com a parte da camada de solo. Já a regeneração natural autóctone, a maior

cobertura na região mais plana, provavelmente foi por causa da grande concentração de

sementes nessas áreas.

Como a perda de solo em taludes pode prejudicar a regeneração natural, a

utilização da técnica de transposição de solo em taludes é mais eficiente se utilizar

métodos para a contenção do solo (JAKOVAC, 2007), assim como a contenção de

sementes e nutrientes, possibilitando que a regeneração tenha maior sucesso, ocorrendo

de forma mais rápida.

A abundância das plantas herbáceas na regeneração natural autóctone e

no banco de sementes transposto pode ser um fator positivo, pois essas espécies podem

ser fundamentais no processo de sucessão, atuando como pioneiras no ambiente

perturbado (ARAUJO et al., 2004; LORENZI, 2008). Segundo CHRISTOFFOLETI &

CAETANO (1998), essas espécies se proliferam rapidamente em locais abertos e estão

aptas a suportar condições climáticas adversas, tolerar elevadas e baixas temperaturas,

ambientes úmidos e secos e variações no suprimento de oxigênio, apresentando grande

capacidade de produzir sementes.

Segundo PUTZ & APPANAH (1987), o banco de sementes das florestas

tropicais é constituído, basicamente, por espécies pioneiras herbáceas e arbustivo-

arbóreas de ciclo de vida curto. Porém, grande parte das espécies herbáceas não é

componente das florestas tropicais. No entanto, aparecem em grande número no banco

de sementes, pois, geralmente apresentam dormência facultativa, além de possuírem

mecanismos eficientes de dispersão (VÁSQUEZ-YANES & OROZCO-SEGOVIA,

1987).

Em um trabalho com o banco de sementes em uma Floresta Estacional

Decídua ripária, ARAUJO et al. (2004) verificaram que mais de 80% das espécies

amostradas no banco de sementes eram herbáceas. Eles também encontraram espécies

dos gêneros Borreria, Sida e Ipomoea. BAIDER et al. (2001) também amostraram no

banco de sementes de uma floresta Atlântica Montana uma maior abundância de plantas

herbáceas, assim como MARTINS et al. (2002), em um estudo de regeneração após

fogo em uma Floresta Estacional Semidecidual.

A riqueza de espécies da família Asteraceae, tanto na regeneração natural

autóctone como no banco de sementes alóctone, pode ser positivo. Segundo BECHARA

(2005), as asteráceas exercem funções fundamentais, como intensa atração de insetos

polinizadores e servem de alimentação para herbívoros. Mas o seu principal potencial

ecológico é a alta produtividade, dando grande contribuição para a formação de

serapilheira e acumulação de matéria orgânica no solo, principalmente aquelas anuais

ou bi-anuais. Além disso, com os aglomerados herbáceo-arbustivos que formam, as

asteráceas proporcionam um equilíbrio dinâmico entre a vegetação e o solo.

Crotalaria pterocaula é uma espécie que merece destaque, pois

apresentou um rápido crescimento, atingindo altura de aproximadamente 1 m,

mostrando ser uma espécie com potencial para ser utilizada no controle do capim-

gordura. Além disso, as espécies do gênero Crotalaria são utilizadas na adubação verde

e cobertura do solo por serem plantas pouco exigentes e com grande potencial de

fixação biológica de nitrogênio (NEVES, 2009). MESCHEDE et al. (2007), em um

trabalho de supressão de plantas daninhas no Cerrado, concluíram que a crotalária

demonstrou ter boa capacidade na supressão de plantas invasoras, por causa da grande

capacidade de cobertura do solo.

Comparando a composição florística entre a regeneração natural da

clareira e a da transposição do banco de sementes, observou-se que, a transposição do

solo foi efetiva na introdução de novas espécies para a área perturbada, inclusive de

espécies arbustivas, como Apuleia leiocarpa, Croton urucurana e Trema micrantha, o

que não ocorreu na regeneração natural autóctone. Além disso, a germinação do capim-

gordura foi menor nas parcelas contendo o solo alóctone do que no banco de sementes

autóctone.

Segundo BASSO et al. (2007), a transposição do banco de sementes pode

ter um resultado satisfatório na introdução de uma grande quantidade de espécies na

área degradada, mas torna-se mais eficiente na introdução de espécies que formam o

banco de sementes permanente e apresentam um comportamento agrupado na natureza,

como as pioneiras C. urucurana e T. micrantha.

Além disso, na transposição do solo, além de sementes, são levados

juntamente com o solo, seres vivos (microrganismos decompositores, fungos

micorrízicos, bactérias nitrificantes, minhocas, etc) responsáveis pela ciclagem de

nutrientes, pela reestruturação e fertilização do solo, e materiais minerais e orgânicos, o

que auxilia na recuperação das propriedades físico-químicas do solo degradado e por

conseqüência na revegetação da área (REIS et al., 2003).

Outro ponto importante, tanto da regeneração natural como do banco

alóctone, foi a interação planta-animal proporcionada a partir do estabelecimento das

plantas nesses pequenos núcleos formados. De acordo com KAGEYAMA &

GANDARA (2004), quando se visa à restauração de um ecossistema, não se pode

pensar somente na reintrodução de plantas na área degradada. Segundo esses autores,

BAWA (1985) afirmou que a interação entre plantas e animais nas florestas tropicais é

muito intensa, pois são relações fundamentais como a polinização, dispersão de

sementes e herbivoria/predação.

Além disso, as plantas que morrem são incorporadas ao solo, permitindo

a disponibilização do nitrogênio fixado e de outros nutrientes retidos, melhorando a

qualidade do solo e dando continuidade aos ciclos de alguns dos elementos da natureza

(ODUM, 1988). A partir desses processos, pode ser possível atingir o princípio

fundamental da restauração ecológica que, segundo TRES (2006) é: “promover uma

nova dinâmica de sucessão ecológica, onde ocorram níveis intensos de interação entre

produtores, consumidores e de decompositores, num ciclo contínuo de mortes e

nascimentos”.

3.4.2 – Plantio de mudas

As mudas de S. therebinthifolius apresentaram um bom desenvolvimento

em todas as três formas de plantios, num período de um ano, diferindo somente no

aumento do diâmetro entre P1 e P2, além disso, não apresentaram nenhuma

mortalidade. De acordo com BAGGIO (1988), essa é uma espécie que apresenta uma

grande plasticidade ecológica e se distribui desde o Nordeste do Brasil, passando pelo

Estado do Rio Grande do Sul, Argentina e Paraguai.

OLIVEIRA (2004), em um trabalho de avaliação das alterações morfo-

fisiológicas de S. therebinthifolius crescendo em solo contaminado e não contaminado

por petróleo, concluiu que ela é uma espécie que pode ser utilizada em solos

contaminados por petróleo, uma vez que apresentou um crescimento aceitável,

mostrando ser uma espécie tolerante a esse tipo de contaminação.

Em um projeto de revegetação na Reserva Poço das Antas, RJ, MORAES

& PEREIRA (2007) verificaram que as mudas de S. therebinthifolius apresentaram

altura média (2,49 m, área 1 e 2,10 m, área 2) e diâmetro médio (4,94 cm, área 1 e 4,15

cm, área 2) maiores do que os do presente trabalho. Essa diferença pode ser devido à

forma de plantio, assim como a diferença das características ambientais, uma vez que o

tipo de formação vegetal da Reserva de Poço das Antas é de Floresta Ombrófila Densa

Submontana.

A floração de uma das mudas de S. therebinthifolius pode ter tido um

papel importante para o processo ecológico de interação planta-animal. Segundo LENZI

et al. (2003), CARVALHO (1994) afirmou que essa é uma espécie que possui flores

melíferas e atraentes para diversos visitantes florais. Além disso, a ocorrência de alguns

insetos nas mudas dessa espécie pode ser uma indicação de que ela é uma boa

formadora de núcleo para a promoção da sucessão ecológica.

As mudas de T. micrantha, também, apresentaram um bom

desenvolvimento, não diferindo a taxa de crescimento em um ano, entre os 3

tratamentos. Segundo CARVALHO (1994 apud LENZI et al. 2003), essa é uma das

primeiras espécies arbóreas a ocorrer em áreas abandonadas, e apresenta uma boa

adaptação a solos de baixa fertilidade e em terrenos desnudos. Porém, a baixa

concentração de N limita o crescimento em altura das plantas dessa espécie, e o

aumento do diâmetro é limitado pela falta de N, P e B (VENTURIN et al. 1999).

Assim como S. therebinthifolius, T. micrantha se mostrou uma boa

formadora de núcleo, pois proporcionou alimento para algumas espécies de insetos e os

frutos que começaram a ser produzidos poderão atrair animais dispersores de sementes,

possibilitando a chegada de sementes de outras espécies na área degradada, dando

continuidade ao processo de regeneração.

100

De acordo com BECHARA (2005), somente o desenvolvimento em

altura não é um bom parâmetro para avaliar a restauração ecológica, pois acarreta uma

visão reducionista dos aspectos ecológicos. As áreas em restauração são compostas por

sistemas e subsistemas complexos e dinâmicos. Nesse sentido, seria importante avaliar

se as plantas estão se reproduzindo, recrutando descendentes, isto é, se está ocorrendo

fluxo gênico, e quais as interações interespecíficas (dispersão de sementes, polinização

e herbivoria) e funções ecológicas (cobertura e inibição de gramíneas invasoras,

capacidade facilitadora de regeneração natural, potencial nucleador) que as mudas estão

possibilitando.

A alta taxa de mortalidade de V. bicuhyba pode ter ocorrido por causa da

grande exposição ao sol, uma vez que ela é tida como uma espécie clímax exigente de

luz (LORENZI, 1992). STANO et al. (2007), em um estudo sobre a estrutura de

populações de espécies arbóreas em uma Floresta Ombrófila Densa Submontana,

amostraram o maior número de indivíduos de V. bicuhyba na menor classe de tamanho,

o que mostra que ela germina normalmente no interior da floresta, não necessitando de

luz. Segundo os autores, o recrutamento para classe seguinte necessita, possivelmente,

de condições de luminosidade e outros meios e recursos, que pode estar ligado às

aberturas criadas no dossel, proporcionando assim, um crescimento rápido.

STANO et al. (2007) também verificaram que as plantas de V. bicuhyba

apresentam crescimento lento em diâmetro em relação ao crescimento em altura, onde

demonstraram ser mais altas que espessas, indicando que seus caules, apesar de

flexíveis e com pouco diâmetro, são suficientemente resistentes para suportar a copa,

possibilitando ir ao encontro da luz no dossel.

Esses resultados mostram que o plantio de V. bicuhyba para a restauração

de áreas degradadas deve ser realizado após o plantio de outras espécies de crescimento

101

rápido e boa capacidade de sombreamento, como forma de enriquecimento da

diversidade na área. Pois assim, as mudas dessa espécie terão maiores chances de

sobreviverem.

Outra possibilidade, a ser testada, para a utilização de V. bicuhyba seria o

seu plantio em grupos adensados com um maior número de mudas, onde suas mudas

ficariam no centro do grupo, cercadas por espécies pioneiras, onde essas mudas das

laterais formariam uma bordadura beneficiando a muda central.

3.5 – CONCLUSÃO

Os resultados mostraram que o capim-gordura tem dificultado a

regeneração natural da clareira, sendo necessário o seu manejo. Porém, somente a sua

retirada não é suficiente. É necessária a implantação de técnicas que introduzam

espécies capazes de competir com o capim-gordura, além da manutenção da área.

A transposição do banco em áreas de encosta deve ser realizada

juntamente com técnicas de contenção do solo, para evitar sua perda. Em áreas

dominadas por M. minutiflora, a implantação de pequenos núcleos (1m²) com a

transposição de solo não tem um efeito satisfatório, se não houver um constante

monitoramento da área.

O resultado do plantio de mudas se mostrou bem satisfatório. As mudas

utilizadas, com exceção das de V. bicuhyba, apresentaram rápido crescimento, tendo

condições de competir com o capim-gordura.

Devido à alta taxa de mortalidade das mudas de V. bicuhyba talvez fosse

conveniente sua utilização no enriquecimento de plantios, quando já houver uma

cobertura vegetal que proporcione sombreamento para essa espécie clímax.

102

3.6 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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