ESTRUTURA E COMPOSIÇÃO FLORÍSTICA DE UM...

II Encontro de Pesquisadores da Reserva Biológica União, 05 e 06 de junho de 2018

RESUMOS


ASSEMBLEIA DE INSETOS HERBÍVOROS EM DUAS FORMAÇÕES

FLORESTAIS DA MATA ATLÂNTICA

Aline Alves do Nascimento1, Marcelita França Marques1, Maria Cristina

Gaglioanone1 & Marcelo Trindade Nascimento1

¹Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro, Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP

28013-602 - Parque Califórnia- Campos dos Goytacazes - RJ - Brasil – [email protected].

INTRODUÇÃO

Os herbívoros compreendem o grupo

mais diverso dentre os insetos,

consumindo de 8 a 15% da área foliar

em florestas tropicais [1,2,3]. A

complexidade estrutural destas florestas

tropicais pode fornecer condições

favoráveis para a comunidade de

insetos, onde ambientes com maior

diversidade de plantas pode abrigar

maior riqueza de insetos [4,5]. Outros

fatores ambientais como a

disponibilidade hídrica e nutricional dos

solos podem afetar indiretamente a

qualidade nutricional das plantas e

consequentemente, a comunidade destes

insetos herbívoros [6,7]. O regime de

chuvas também é um fator importante,

visto que exerce forte influência no

ciclo de vida e na distribuição da

comunidade de insetos herbívoros em

florestas tropicais [8,9], enquanto que

altas temperaturas podem afetar

negativamente insetos sensíveis a esta

condição abiótica [10].

OBJETIVOS

Os objetivos do estudo foram descrever

e analisar a estrutura da comunidade de

insetos herbívoros mastigadores em dois

ambientes contrastantes de Mata

Atlântica, representados pela Floresta

Ombrófila Densa (FOD) e Mata de

Restinga (REST). A hipótese testada foi

a de que a comunidade de insetos

herbívoros seria mais rica e diversa na

FOD que na REST, em função de sua

maior complexidade ambiental.

MATERIAIS E MÉTODOS

O estudo foi desenvolvido em duas

formações florestais de Mata Atlântica

no Estado do Rio de Janeiro com

diferentes condições edafoclimáticas,

sendo um ambiente mais úmido e

argiloso, representado pela Floresta

Ombrófila Densa (FOD) na Reserva

Biológica (ReBio) União em Rio das

Ostras (22 ° 27'30 "S e 42 ° 02'15" W);

e um ambiente xérico e arenoso,

representado pela Mata de Restinga

(REST) na Reserva Particular do

Patrimônio Natural (RPPN) Fazenda

Caruara em São João da Barra (21 °

45'33 "S e 41 ° 02'31 "O) (Fig. 1).

Figura 1. Localização da ReBio União situada entre

os municípios de Casimiro de Abreu, Rio das Ostras

e Macaé, e da RRPPN Fazenda Caruara em São João

da Barra, RJ.

Para a amostragem dos insetos

herbívoros foram utilizadas duas


técnicas: guarda-chuva entomológico e

armadilhas coloridas (color pantrap). O

guarda-chuva entomológico (2x2 m) foi

utilizado para coleta dos insetos

herbívoros em cinco indivíduos de cada

um dos 10 pares congenéricos de

plantas arbustivo-arbóreas (3 a 10 m de

altura) coocorrente na FOD e REST

(Tab. 1). As coletas foram realizadas

nas estações seca e chuvosa, em 17 dias

de amostragens em cada estação nos

anos de 2013 e 2015.

Tabela 1. Lista com os pares congenéricos das

espécies estudadas na Floresta Ombrófila (FOD)

Densa e Mata de Restinga (REST).

A segunda técnica utilizada consistiu na

instalação de 15 unidades amostrais de

armadilhas coloridas, onde cada

unidade amostral foi constituída de seis

potes redondos (200 ml) de diferentes

cores (amarela, azul e branca), sendo

dois potes por cor, preenchidos por água

e detergente, presos ao longo do eixo de

uma haste de cano PVC distante 50 cm

do solo. Ao todo, 90 potes foram

instalados por área de estudo, os quais

ficaram expostos durante 48 h e os

insetos herbívoros foram recolhidos a

cada 24 h. As hastes foram distribuídas

com uma distância mínima de 20 m

entre si nas duas áreas de estudo. As

coletas foram realizadas nas estações

chuvosa (fevereiro/2015) e seca

(setembro/2015).

As ordens de insetos herbívoros

mastigadores de folhas foram

consideradas: Lepidoptera, Coleoptera, Orthoptera e Phasmatodea.

RESULTADOS E DISCUSSÃO

Ao todo, foram amostrados 312

indivíduos na FOD e 1537 indivíduos

na REST das quatro ordens de insetos

herbívoros mastigadores, utilizando os

dois métodos de amostragens (Tab. 2).

A abundância média de indivíduos por

ordem de insetos foi significativamente

maior na REST (384 ±478) do que FOD

(78 ±63) (teste U= 11.345, p<0,0001).

A riqueza foi significativamente maior

na FOD, quando considerou-se 312

indivíduos amostrados (máximo

amostrado em FOD) (Fig. 1). Entretanto

em termos absolutos, a riqueza de

espécies foi maior na REST (125 spp.)

do que na FOD (77 spp.) Em relação a

diversidade de espécies, a FOD (H’=

3,16) apresentou maior diversidade

comparada à REST (H’= 2,37) (Teste t

de diversidade de Shannon=7,05,

p<0,0001), porém foi nítida a

ocorrência de forte dominância na

REST (0,45) comparativamente a FOD

(0,15). A similaridade de espécies entre

as comunidade de insetos herbívoros da

FOD e REST foi de apenas 20%,

sugerindo que o ambiente seja um fator

importante na ocorrência de

determinados grupos.

Tabela 2. Abundância (e riqueza) de morfoespécies

de herbívoros amostrados em armadilha colorida e

guarda-chuva na Floresta Ombrófila Densa (FOD) e

na Mata de Restinga (REST).


Figura 2. Curvas de rarefação (vermelho) para

morfoespécies de herbívoros em função da

abundância de indivíduos capturados na Floresta

Ombrófila Densa (FOD) e na Mata de Restinga

(REST), utilizando guarda-chuva entomológico e

armadilha colorida (linhas azuis= IC 95%).

A partir das análises da comunidade de

insetos herbívoros mastigadores

associados aos pares congenéricos de

plantas coocorrentes na FOD e REST

foi observada também maior

abundância (36,2 ± 28,0) e riqueza de

insetos (13,2 ± 6,0) em plantas da REST

do que em plantas da FOD (abundância:

14,6 ±4,4; riqueza: 7,7 ± 2,0 espécies),

sendo estas diferenças estatisticamente

significativas (abundância: W= 3,0, p=

0,01; riqueza: W= 2,5, p= 0,02). Oito

dos 10 pares congenéricos estudados

apresentaram maior abundância e

riqueza de insetos na REST quando

comparados com FOD (Tab. 3).

Tabela 3. Abundância e riqueza total, e índice de

diversidade de Shannon (H’) dos insetos herbívoros

associados aos pares congenéricos de plantas situados

na Floresta Ombrófila Densa (FOD) e na Mata de

Restinga (REST). *Indica diferença significativa

entre as áreas (t de diversidade de Shannon, p < 0,05).

CONCLUSÃO

Os resultados revelaram que de modo

geral a REST apresentou maior riqueza,

embora menor diversidade de insetos

herbívoros do que a FOD em função da

alta dominância de poucas espécies.

Este padrão observado se repetiu

quando considerado os pares

congenéricos. Desta forma, nossos

resultados não corroboram a hipótese

testada.

REFERÊNCIAS

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[7] Lamarre, G.P.A; Hérault, B.; Fine, P.V.;

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[10] Deutsch, C.A.; Tewksbury, J.J.; Huey,

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D.C. & Martin, P.R. 2008. Impacts of climate

warming on terrestrial ectotherms across

latitude. Proceedings of the National Academy

of Sciences of the United States of America,

105: 6668-6672.


VARIAÇÃO TEMPORAL DA COMUNIDADE ARBÓREA DA MATA

ATLÂNTICA NA REBIO UNIÃO: EFEITO DE BORDA

Bianca Nunes dos Reis¹, Marcelo Trindade Nascimento2, Mariana Andrade Iguatemy3

Pablo José Francisco Pena Rodrigues3, Dora Maria Villela2

1

Laboratório de Ciências Ambientais, Centro de Biociências e Biotecnologia - UENF, Campos dos

Goytacazes/ RJ, Brasil. ² Chefe do Laboratório de Ciências Ambientais, Centro de Biociências e

Biotecnologia, Campos dos Goytacazes/ RJ. 3 Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de Janeiro –

JBRJ, Rio de Janeiro, Brasil. [email protected]

INTRODUÇÃO

A estrutura da comunidade arbórea de

uma floresta, pode ser alterada pelas

taxas de mortalidade, recrutamento e

crescimento [1]. O balanço entre

mortalidade e recrutamento +

crescimento são responsáveis pelo

equilíbrio, acúmulo ou perda de

biomassa/carbono no compartimento

aéreo de uma floresta [2,3,4]. As

árvores exercem um importante papel

na capacidade de armazenar carbono,

sendo estas vulneráveis a seca e aos

impactos antrópicos, tais como o efeito

de borda ocasionado pela fragmentação.

A Mata Atlântica encontra-se em um

elevado grau de fragmentação. Estudos

sobre os efeitos das mudanças

climáticas na vegetação são ainda

incipientes para o bioma Mata Atlântica

[5,6]. Alguns trabalhos indicam que os

efeitos de borda podem influenciar a

composição, dinâmica das comunidades

[7] e a quantidade de biomassa em

florestas tropicais [8]. Estas sofrem

influência do tempo de criação da

borda, grau de abandono, tipo de

manejo utilizado, tipo de borda, matriz

florestal adjacentes a borda [9,10,11].

OBJETIVO

O objetivo deste trabalho foi avaliar a

variação temporal (2001-2018) na

estrutura da comunidade arbórea na

borda e no interior de um fragmento de

Mata Atlântica e sua interferência no

acúmulo de biomassa aérea arbórea. A

hipótese proposta é que estrutura da

comunidade arbórea é mais heterogênea

ao longo do tempo na borda do que no

interior do fragmento, provocando

alterações mais fortes nos parâmetros

analisados nas áreas de borda que no

interior.


O Estudo foi realizado em área de

floresta ombrófila densa na REBIO

União localizada na região centro-norte

do estado do Rio de Janeiro (22º 27’30’’

S e 42º 02’ 15’’ W), que possui área de

7.769 ha (Fig. 1).

Figura 1 - Localização da Rebio União, RJ. Os pontos

amarelos indicam as 4 parcelas nas bordas do

gasoduto (GA), borda da rede elétrica (RE) e interior

do fragmento. Fonte: Bianca Reis


O clima da região é tropical úmido, com

pluviosidade anual média de 1658 mm e

temperatura de 24 °C (Fig.2).

Figura 2- Dados Climáticos Fonte: Associação Mico

Leão Dourado (AMLD); Instituto Nacional

Meteorológico (INMET)

Para o estudo foram selecionadas 3

áreas: (1) Borda de Gasoduto, criada e

implantada há 30 anos pela

(PETROBRAS). Essa área apresenta

uma faixa de c. 20m, manejada para que

não ocorra o estabelecimento de

indivíduos arbóreos (GA1-GA4); (2)

Borda da Rede Elétrica, criada há 50

anos (FURNAS), sendo uma faixa de c.

100 m de largura; (3) Interior Florestal

(EC, GPT, GLG, GPT), estabelecida a

400m da borda do fragmento florestal.

(Fig.3)

Figura 3 - Imagens da vista das áreas próximas as

parcelas no Interior do fragmento, borda do

Gasoduto, borda da Rede Elétrica na REBIO União,

RJ. Fonte: Bianca Reis

Todos os indivíduos arbóreos com

DAP>10cm foram identificados e

medidos em março (Estação Chuvosa)

em 4 parcelas permanentes (20m x

50m) por área, nos anos de 2001/2006/

2012 e 2018.


Foi observado uma diminuição nos

dados de densidades entre os sítios

amostrais e tempo (Tab.1).

Tabela 1 - Dados estruturais arbóreos (DAP≥ 10 cm)

da comunidade arbórea no período de (2001-2018)

nas áreas de Borda e Interior de um fragmento

florestal na Reserva Biológica União, Rio das Ostras,

Rio de Janeiro, Brasil. D = densidade absoluta; ABt =

área basal total; R= riqueza; H’ = índice de

diversidade de Shannon; J’ = Índice de equidade de

Pielou.

Após 17 anos, foi observado que os

valores de densidade por hectare nas 3

áreas estudadas diminuíram entre 2001

e 2018 (Tabela 1). Houve uma

diminuição na área basal total (ABt)

apenas no Interior, com valores

passando de 40,54 m2ha

-1 em 2001 para

32,62 m2ha

-1 em 2018 (Tabela 1). Essa

redução maior na ABt no interior está

relacionada a maior proporção de

indivíduos mortos com DAP > 30cm

nesta área. Os dados sugerem que as

árvores do interior são mais sensíveis a

evento de secas extremas, como as

observadas nos anos de 2014 a 2017, do

que as árvores de borda.

CONCLUSÃO

Hipótese proposta não foi aceita, pois, o

interior do fragmento se mostrou tão

dinâmico quanto as áreas de borda para

todos os parâmetros analisados.

REFERÊNCIAS

[1] APPOLINÁRIO, V. et al., 2005 Tree

Sítio/AnoD

(ind/ha-1

)

Área Basal

(m²/ha)R H' J'

%

Mortalidade

GA (2001) 802,5 25,72 131 4,48 0,92 -

GA (2006) 735 23,60 136 4,59 0,94 7%

GA (2012) 720 25,91 128 4,53 0,93 3%

GA (2018) 707,5 27,80 121 4,31 0,90 3%

RE (2001) 840 32,10 122 4,22 0,87 -

RE (2006) 762,5 33,58 128 4,23 0,87 3%

RE (2012) 837,5 35,30 123 4,16 0,87 1%

RE (2018) 790 37,72 120 4,15 0,87 2%

IN (2001) 610 40,54 116 4,43 0,93 -

IN (2006) 592,5 38,82 114 4,38 0,93 6%

IN (2012) 572,5 42,16 112 4,36 0,92 1%

IN (2018) 505 32,62 94 4,18 0,92 14%


population and community dynamics in a

Brazilian tropical semideciduous forest. Revista

Brasileira de Botânica, v. 28, n. 2, p. 347–360.

[2] PHILLIPS, O. L. et al., 2010 Drought –

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[4] GATTI, L. V; et al., 2014. Drought

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revealed by atmospheric measurements.

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Forest. Biota Neotrop, v. 8, n. 2, 2008.

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3, p. 605–609, 2016.

[8] LAURANCE, W. F.; et al., 2002 Ecosystem

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[9] RODRIGUES, P. J. F. P.; et al., 2014. Does

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[10] RAZAFINDRATSIMA, O. H.; BROWN,

K. A.; CARVALHO, F.; JOHNSON, S. E.;

WRIGHT, P. C.; DUNHAM, A. E. Edge effects

on components of diversity and above-ground

biomass in a tropical rainforest. Journal of

Applied Ecology, v. 38, n. 1, p. 42–49, 2017.

[12] D’ALBERTAS, F.; COSTA, K.;

ROMITELLI, I.; BARBOSA, J. M.; VIEIRA, S.

A.; METZGER, J. P. Lack of evidence of edge

age and additive edge effects on carbon stocks

in a tropical forest. Forest Ecology and

Management, v. 407, n. 2018, p. 57–65, 2018.


ASSIMETRIA FLUTUANTE E SELEÇÃO NATURAL EM

Carollia perspicillata (LINNAEUS, 1758) (CHIROPTERA: PHYLLOSTOMIDAE)

1Breno Mellado da Rocha;

2Márcio M. de Morais-J;

3Marcelo Rodrigues Nogueira;

4Leandro Rabello Monteiro

134Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro, Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP

28013-602 - Parque Califórnia- Campos dos Goytacazes - RJ - Brasil –

[email protected]

INTRODUÇÃO

A assimetria flutuante é um tipo de

desvio de simetria em organismos

bilateralmente simétricos, que surge da

inabilidade dos indivíduos

desenvolverem precisamente estruturas

morfológicas repetidas (como os lados

esquerdo e direito) (Van Valen, 1962).

Como os dois lados de um indivíduo

são réplicas que compartilham genótipo

e ambiente, espera-se, portanto, que

desenvolvam uma estrutura idêntica. A

assimetria de estruturas bilaterais é

considerada uma expressão visível do

ruído do desenvolvimento que se acuma

ao longo do desenvolvimento de um

organismo, que vêm sendo utilizada

como índice de instabilidade no

desenvolvimento (ID) (Klingenberg,

2015). O método mais comum para

avaliar a ID baseia-se na análise de

pequenas diferenças entre os lados

direito e esquerdo em caracteres

morfológicos de indivíduos que

deveriam possuir simetria bilateral

(Hallgrímsson et al., 2002). A hipótese

relevante entre assimetria e valor

adaptativo, é que a menor aptidão

individual está associada a maior ID

devido a uma capacidade diminuída do

genótipo para tamponar os distúrbios ao

longo do desenvolvimento, assim como

manter funções corporais importantes, o

que aumentando a assimetria e

diminuindo o valor adaptativo (Moller e

Swaddle, 1997). Nosso modelo de

estudo foi o morcego Carollia

perspicillata, devido algumas

características que proporcionam

estudos a longo prazo como fácil

captura e manuseio, alta fidelidade ao

abrigo, longevidade, elevadas taxas de

captura (Fleming, 1988).

OBJETIVOS

O objetivo deste estudo foi testar a

hipótese de que a assimetria do

antebraço reflete genótipos com menor

capacidade de tamponar estresses

ambientais e está associada a uma

redução de valor adaptativo.


Acompanhamos duas colônias de C.

perspicillata estabelecidas em

construções abandonadas dentro dos

limites da Reserva Biológica União.

Foram realizadas amostragens a cada 2

meses entre abril de 2015 e setembro de

2017, que consistiram na captura de

todos os morcegos dentro do abrigo.

Todos os indivíduos foram marcados

com anilhas de axo inoxidável no

antebraço (jovens) ou um colar de

esferas com uma anilha no pescoço

(adultos). O índice de condição corporal

utilizado foi o scaled mass index,


proposto por Peig e Green (2009), o

qual realiza um ajuste alométrico da

massa corporal de modo que a mesma

seja independente do comprimento do

antebraço. O histórico de capturas para

cada indivíduo foi utilizado para ajustar

modelos de populações abertas

(Cormack-Jolly-Seber) com

heterogeneidade individual (Lebreton et

al., 1992). Estes modelos permitem a

estimativa das probabilidades de

sobrevivência (Φ) e recaptura (p).

Foram ajustados modelos lineares que

prediziam o comprimento dos testículos

a partir das variáveis independentes

(comprimento do antebraço, SMI,

assimetria do antebraço). Todos os

modelos ajustados foram comparados

por critérios de informação de Akaike

corrigido para pequenos tamanhos

amostrais.


Em um total de 12 sessões de captura ao

longo de 2 anos, foram marcados 1011

animais, sendo 521 fêmeas e 490

machos, totalizando 1910 capturas. O

erro de mensuração (0,01 mm) é menor

que a metade do valor da assimetria

média do antebraço (0,24 mm),

repetibilidade aceitável do caráter.

Foram gerados um total de 128

modelos. O modelo com maior suporte

estatístico (peso Akaike = 0,82)

associou a probabilidade de

sobrevivência negativamente com

assimetria do antebraço, e

positivamente com a condição corporal

e comprimento do antebraço, ou seja,

os indivíduos mais simétricos e com

melhor condição corporal tem maior

probabilidade de sobrevivência. Em

todos os casos, os machos têm uma

probabilidade de sobrevivência 4-8%

menor que a das fêmeas. Já a

probabilidade de recaptura foi associada

ao sexo (maior para machos). Variações

temporais foram observadas nos dois

parâmetros. Machos mais simétricos,

maiores e com melhor condição

corporal também apresentam maiores

testículos, sugerindo maior potencial

reprodutivo, devido à competição de

esperma no útero das fêmeas. Os

resultados dão suporte estatístico à

hipótese de que a assimetria do

antebraço pode ser um marcador do

valor adaptativo, assim como o

comprimento do antebraço e a condição

corporal, sugerindo novas interpretações

sobre o sistema reprodutivo de Carollia

perspicillata, e ampliando as

possibilidades do uso destes marcadores

fenotípicos para o estudo da evolução

de morcegos.

CONCLUSÃO

O presente estudo mostrou uma relação

clara entre caracteres morfológicos e os

componentes do valor adaptativo. A

probabilidade de sobrevivência e o

potencial reprodutivo dos machos

exibiram uma relação negativa com a

assimetria do antebraço de C.

perspicillata, corroborando a hipótese

principal de que indivíduos com maior

instabilidade no desenvolvimento

apresentam uma diminuição no valor

adaptativo. A associação entre

assimetria, condição corporal e tamanho

dos testículos sugere também a

existência de seleção sexual, tanto na

competição direta entre machos

defendendo territórios de acasalamento

quanto na competição do esperma no

trato reprodutivo das fêmeas. Os

resultados se encaixam no sistema

reprodutivo da espécie e indicam que a

assimetria do antebraço de C.

perspicillata pode ser utilizada como

marcador de valor adaptativo em

estudos sobre seleção natural ou outros

processos evolutivos.

Agradecimentos: À administração da

Reserva Biológica União pelo apoio, ao

CNPq, à FAPERJ e à CAPES pelos

auxílios financeiros concedidos.


REFERÊNCIAS

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study in plant-animal interactions. Chicago,

USA : Chicago University Press. 365.

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Klingenberg, C.P. (2015). Analyzing

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Lebreton, J.D., Burnham, K.P., Clobert, J.,

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Moller, A.P., Swaddle, J.P. (1997). Asymmetry,

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Peig, J., Green, A.J. (2009). New perspectives

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Asymmetry. Evolution 16:125-142.


DIVERSIDADE E SAZONALIDADE DE UMA ASSEMBLEIA DE

FILOSTOMÍDEOS DA FLORESTA ATLÂNTICA DO SUDESTE DO BRASIL

1Breno Mellado da Rocha;

2Lucas de Oliveira Carneiro;

3Marcelo Rodrigues Nogueira;


1234Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro, Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP


[email protected]

INTRODUÇÃO

A região Neotropical abriga a mais

diversificada fauna de mamíferos do

mundo, embora sua área seja a quarta

entre as principais regiões

biogeográficas (Ojeda, 2013). Dentre os

mamíferos, a proporção de espécies

endêmicas é elevada: 70% (Solari et al.,

2012). No entanto, esta região, apesar

de apresentar altos níveis de endemismo

e ameaças, recebeu relativamente pouca

atenção até décadas atrás (Amori e

Gippoliti, 2000). A fim de auxiliar

futuras ações conservacionistas, se faz

importante entender os padrões e

processos que explicam essa elevada

diversidade. Padrões espaciais, como

aqueles relacionados a gradientes de

latitude e elevação têm sido

investigados (Maestri e Patterson,

2016), além do crescente esforço para

entender a variação temporal. Morcegos

filostomídeos são localmente

abundantes, ecologicamente diversos e

formam assembleias com elevada

riqueza. Eles fornecem serviços

ecossistêmicos essenciais, cuja

disponibilidade pode mudar ao longo do

ano devido à flutuações na abundância

da espécies (Rex et al., 2008)

(Tschapka, 2004). É esperada a

ocorrência de mudanças sazonais na

composição da assembleia devido à

heterogeneidade temporal de recursos,

ao menos, para as espécies frugívoras,

já que seus itens alimentares parecem

ser mais abundantes na estação chuvosa

(Mello, 2009). Embora a Mata Atlântica

no estado do Rio de Janeiro seja

comparativamente bem amostrada para

morcegos (Stevens, 2013), poucos

estudos foram conduzidos no norte do

estado, onde a Reserva Biológica União

(RBU) e outras reservas importantes

estão localizadas (Jenkins et al., 2011).

OBJETIVOS

Este trabalho teve como objetivo fazer o

levantamento da assembleia de

morcegos filostomídeos da RBU,

avaliando a variação sazonal de perfis

de diversidade para os componentes alfa

e beta. A variação espacial na riqueza e

diversidade de filostomídeos também

foi investigada a partir de dados

publicados de três sítios próximos.


A RBU é uma unidade de conservação

de 7.756 ha composta por fragmentos

de Mata Atlântica, localizados no

município de Rio das Ostras, estado do

Rio de Janeiro. Os outros três locais

utilizados para as comparações são o

Morro de São João (MSJ), Reserva

Biológica de Poço das Antas (RBPA) e

Reserva Particular do Patrimônio

Natural Fazenda Bom Retiro (FBR). Os


três locais estão separados da RBU à

distâncias de 8, 20 e 25 km, e seus

tamanhos são, respectivamente, 2,000

ha, 5,052 ha e 494 ha. Amostragens

foram realizadas a cada dois meses

entre agosto de 2012 e setembro de

2015, com o auxílio de redes de neblina

posicionadas ao longo das trilhas e

estradas no interior da reserva, tentando

amostrar as florestas de baixada e

submontana. A assembleia de

filostomídeos da RBU foi comparada

com aquelas amostradas por outros

autores na mesma região usando perfis

de diversidade decompostos em

componentes alfa, beta e gama (Jost,

2007).


Com um esforço total de 15.069 h.m²,

capturamos 786 indivíduos pertencentes

a 15 gêneros e 18 espécies de

Phyllostomidae. Os frugívoros

corresponderam a 93% de todas as

capturas, principalmente devido a

elevada abundância relativa de Carollia

perspicillata na assembléia (73%). A

segunda espécie mais comum (9%),

Artibeus lituratus, também é um

morcego frugívoro. Com exceção de

Trachops cirrhosus, que aumentou a

riqueza para 19, todas as espécies foram

capturadas em redes de neblina. O perfil

de diversidade da RBU mostrou-se

fortemente influenciado pelas espécies

mais comuns, como C. perspicillata e

A. lituratus, sendo um dos locais mais

ricos da região da bacia do Rio São

João, mas pouco diverso em função da

distribuição pouco equitativa das

abundâncias das espécies. Os perfis de

diversidade alfa indicaram a ausência de

diferenças sazonais. Os perfis de

diversidade beta para análises espaciais

e sazonais mostraram que as

assembleias locais se comportam como

subconjuntos de uma única assembleia,

sugerindo uma relativa homogeneidade

de recursos nessas dimensões. Em nível

populacional, entretanto, variações

sazonais já esperadas foram

confirmadas (e.g., Artibeus spp. e C.

perspicillata), possivelmente associadas

ao recurso alimentar utilizado por estas

espécies. A frequência elevada de

Sturnira tildae na RBU diferencia esse

local dos demais aqui analisados,

reforçando sua importância para a

conservação.

CONCLUSÃO

Apresentamos resultados que mostram a

importância da Reserva Biológica

União para a conservação de

Phyllostomidae através de análises

qualitativas e quantitativas, incluindo

os componentes espacial (entre locais) e

temporal (sazonal) de variação. Embora

em escala regional os resultados

apontem para uma diversidade mediana,

a RBU exibe particularidades (e.g.,

presença de Sturnira tildae) que

mostram que oportunidades ecológicas

podem ser mascaradas quando apenas

métricas de assembleia são consideradas

nas análises. Os dados qualitativos

mostram que quase todas as 5 sinúsias

são amplamente distribuídas. Essa

semelhança é surpreendente,

considerando o nível de fragmentação

na paisagem, e sugere alguma

resiliência dessa família de morcegos,

importante para a manutenção de suas

funções ecológicas.

Agradecimentos: À administração da

Reserva Biológica União pelo apoio, ao

CNPq, à FAPERJ e à CAPES pelos

auxílios financeiros concedidos.

REFERÊNCIAS

Amori, G., Gippoliti, S. (2000). What do

mammalogists want to save? Ten years of

mammalian conservation biology. Biodiversity

& Conservation 9:785--793.

Jenkins, C.N., Pimm, S.L., Alves, M.d.S.

(2011). How conservation GIS leads to Rio de


Janeiro, Brazil. Natureza & Conservação

9:152--159.

Jost, L. (2007). Partitioning diversity into

independent alpha and beta components.

Ecology 88:2427--2439.

Maestri, R., Patterson, B. (2016). Patterns of

species richness and turnover for the South

American rodent fauna. PLoS ONE

11:e0151895.

Mello, M.A.R. (2009). Temporal variation in

the organization of a Neotropical assemblage

of leaf-nosed bats (Chiroptera:

Phyllostomidae). Acta Oecologica 35:280--

286.

Ojeda, R.A. (2013). Diversity and

conservation of Neotropical mammals.

Encyclopedia of Biodiversity 2:582--594.

Rex, K., Kelm, D.H., Wiesner, K., Kunz, T.H.,

Voigt, C.C. (2008). Species richness and

structure of three Neotropical bat

assemblages. Biological Journal of the Linnean

Society 94:617--629.

Solari, S., Velazco, P., Patterson, B. (2012).

Hierarchical organization of Neotropical

mammal diversity and its historical basis. In:

Patterson, B.D.; Costa, L.P. (eds.) Bones, clones,

and biomes: The history and geography of

recent Neotropical mammals. Chicago :

University of Chicago Press. p. 145--156.

Stevens, R.D. (2013). Gradients of bat

diversity in Atlantic Forest of South America:

environmental seasonality, sampling effort

and spatial autocorrelation. Biotropica

45:764--770.

Tschapka, M. (2004). Energy density patterns

of nectar resources permit coexistence within

a guild of Neotropical flower-visiting bats. The Zoological Society of London 236:7-21.


VISITANTES FLORAIS EM Heliconia angusta Vell. (HELICONIACEAE): UMA

ABORDAGEM QUALI-QUANTITATIVA

Cassio Jones de Oliveira¹; Caio C. C. Missagia²; Maria Alice S. Alves

3

¹Graduação em Ciências Biológicas, Instituto Federal de Educação Ciência e Tecnologia do Rio de

Janeiro, Rua Senador Furtado, 121/125, São Cristóvão, CEP 20270-021 – RJ – Brasil –

[email protected].

²Programa de Pós-Graduação em Ecologia e Evolução, Universidade do Estado do Rio de Janeiro

Pavilhão Haroldo Lisboa da Cunha, Sala 224, Rua São Francisco Xavier, 524, Maracanã, CEP 20550-013

– RJ – Brasil – [email protected].

³Departamento de Ecologia, Universidade do Estado do Rio de Janeiro Pavilhão Haroldo Lisboa da

Cunha, Sala 220, Rua São Francisco Xavier, 524, Maracanã, CEP 20550-011 – RJ – Brasil –

[email protected].

INTRODUÇÃO

A interação entre flores e animais

polinizadores constitui uma relação

mutualística quem tem sido estudada

intensivamente. Os polinizadores

viabilizam a reprodução sexuada de

determinadas plantas ao mesmo tempo

em que obtêm algum tipo de recurso

como pólen e néctar (Kearns et al.,

1998). As interações com polinizadores

se mostra extremamente importante

para a manutenção das populações das

espécies de plantas. Quando há uma

falha no sistema de polinização, seja ela

causada por pouca deposição de pólen,

mistura de grãos de pólen de espécies

diferentes, já em decomposição ou

pobre em qualidade, as consequências

podem ser graves (Wilcock & Neiland,

2002). Diversos fatores podem

influenciar os sistemas de polinização,

tais como pilhagem de pólen e de

néctar, entre outros (Irwin et al, 2010).

Todos os animais que se alimentam de

recurso floral são denominados

visitantes florais, e podem ser definidos

como aqueles que forrageiam nas flores

em busca de algum recurso como pólen,

tecido vegetal ou néctar. Estes podem

ser separados em visitantes florais

legítimos e ilegítimos. Os legítimos são

aqueles que tocam os órgãos sexuais da

flor, podendo transportar o pólen de

forma passiva e contribuindo assim para

a reprodução sexuada da planta.

Enquanto os visitantes florais ilegítimos

são os que capturam algum recurso

floral sem tocar nos órgãos sexuais da

flor, o que por sua vez pode trazer tanto

um efeito negativo quanto positivo para

a planta, ou ainda um efeito neutro

(Maloof & Inouye, 2000). Visitantes

ilegítimos são também considerados

como uma das forças seletivas na

evolução das plantas, por direcionarem

suas características morfológicas,

dinâmica de comunidade e estrutura

populacional (Maloof & Inouye, 2000).

Animais com esse comportamento ainda

podem ser classificados em dois

subgrupos: robbers, são os animais que

para conseguir o recurso, causam dano

floral, como por exemplo, danos às

flores para acessar o néctar ou pólen, e

os thieves, que são aqueles que obtêm o

recurso sem causar danos às flores,

acessando-o de uma forma não invasiva

(Irwin et al., 2010). Na Reserva

Biológica União (REBIO União) o

beija-flor Phaethornis idaliae (Bourcier


& Mulsant, 1856) foi considerado o

principal polinizador de Heliconia

angusta (Heliconiaceae) (Cruz et al.,

2006). Entretanto, observações

posteriores realizadas nesta planta não

detectaram visitas legítimas por esta ave

(Missagia & Alves, dados não

publicados). A ilegitimidade de visitas

pelo principal polinizador desta planta

motivou a realização do presente

estudo.

OBJETIVOS

O objetivo do presente trabalho foi

quantificar a frequência de visitas

florais e legitimidade de visitas por

animais em flores de Heliconia angusta.


Para determinar a frequência de

visitantes florais foram realizadas

observações focais (Altmann, 1974) em

inflorescências de H. angusta por meio

de filmagem das interações e posterior

análise das interações. As sessões de

observações focais foram executadas

entre julho e agosto de 2017. Um total

de 48 indivíduos desta espécie foram

observados, entre 06:00h e 18:00h. As

observações foram realizadas em uma

flor por vez, em doze períodos, sendo o

primeiro período correspondente ao

horário de 06:00 à 06:59h, segundo

período de 07:00 às 07:59h, e assim

consecutivamente até o final do último

período de observação, às 18:59h.

Assim, cada flor passou por observação

contínua de uma hora, totalizando 140

horas de observação. Deste total de

horas foram utilizadas apenas 84 horas

para as análises, de maneira a compor

apenas por períodos completos de doze

horas de observações (n = 7). Esse

ajustamento foi necessário para igualar

o esforço amostral entre os doze

períodos de observações, pois o esforço

amostral (horas de observação) variou

entre os dias de amostragem em função

da disponibilidade de flores abertas por

dia. As interações entre os visitantes

florais e inflorescências de H. angusta

foram registradas em campo com

câmeras filmadoras (DSR-SX43, Sony).


Foram registradas um total de 197

interações entre três espécies de animais

e as flores de H. angusta, incluindo uma

borboleta (Lepidoptera), uma abelha

pequena (Hymenoptera) e o beija-flor

Phaethornis idaliae (Apodiformes:

Trochilidae).

Em relação ao total de visitas recebidas

pelos três grupos em todos os períodos

do dia, a abelha apresentou a maior

frequência relativa de interações

registradas (41,11%, n = 81), seguida

por P. idaliae (36,04%, n = 71) e a

borboleta (22,84%, n = 45) (Figura 1).

As três espécies de animais foram mais

frequentes em flores de H. angusta

durante a manhã (06h00min -

11h59min), com 135 interações, em

comparação com a frequência registrada

à tarde (12h00min-16h59min), que teve

62 interações. Houve um pico de

frequência de interações tanto para a

abelha como para P. idaliae, entre

09h00min e 09h59min. Neste mesmo

período não houve registro de interação

entre H. angusta e a borboleta.

Figura 1 - Frequência relativa dos visitantes

florais de Heliconia angusta (Heliconiaceae) na

Reserva Biológica União, Rio das Ostras, RJ.


Quanto à legitimidade das visitas

florais, a abelha atuou apenas de

maneira ilegítima, com cerca de 75% do

total correspondendo a roubo de pólen,

e o restante a roubo de néctar. A

borboleta realizou 10 visitas legítimas

(22,22%) e 35 ilegítimas (77,78%),

respectivamente. Phaethornis idaliae

realizou apenas visitas ilegítimas em

todos os registros realizados (n = 197)

para a análise de frequência de

interações.

Embora P. idaliae seja considerado o

principal polinizador de H. angusta na

REBIO União (Cruz et al., 2006),

nossos resultados indicam que esta ave

pode não estar contribuindo para

polinização desta planta. Assim, é

provável que a borboleta esteja atuando

como polinizador secundário em H.

angusta na REBIO União, pois já foi

observado que borboleta foi capaz de

polinizar Heliconia (Missagia & Alves,

dados não publicados). Embora não haja

evidência de que a abelha possa

polinizar Heliconia, não descartamos a

possibilidade de que ocorra polinização

acidental a partir da interação entre

abelha e H. angusta.

CONCLUSÃO

Ao contrário do indicado na literatura,

na Rebio União, P. idaliae atua como

um visitante floral ilegítimo (roubo

primário e secundário de néctar) em H.

angusta. O único visitante floral que

realizou visitas legítimas foi a

borboleta, que pertence a um grupo de

animais considerado como polinizador

secundário em Heliconia.

Agradecimentos: Agradecemos ao

CNPq (PQ # 305798/2014-6) e a

FAPERJ (CNE # E-26/203191/2015)

pelo financiamento para MASA, e à

CAPES pela bolsa de doutorado de

CCCM, que também recebeu auxilio da

FAPERJ (#E-01/201.955/2017).

REFERÊNCIAS

Altmann, J., 1974. Observational Study of

Behavior : Sampling. Behaviour, v. 49, n. 3, p.

227–267.

da Cruz, D. D.; Mello, M. A.R.; van Sluys, M.,

2006. Phenology and floral visitors of two

sympatric Heliconia species in the Brazilian

Atlantic forest. Flora: Morphology,

Distribution, Functional Ecology of Plants, v.

201, n. 7, p. 519–527.

Irwin, R. E. et al., 2010. Nectar Robbing:

Ecological and Evolutionary Perspectives. Annual Review of Ecology, Evolution, and

Systematics, v. 41, n. 1, p. 271–292.

Kearns, C. A.; Inouye, D. W.; Waser, N. M.,

1998, Endangered Mutualisms: The

Conservation of Plant-Pollinator

Interactions. Annual Review of Ecology and

Systematics, v. 29, n. 1, p. 83–112.

Maloof, J. E.; Inouye, D. W., 2000. Are Nectar

Robbers Cheaters or Mutualists? Ecology, v.

81, n. 10, p. 2651

Wilcock, C.; Neiland, R., 2002. Pollination

failure in plants: Why it happens and when it

matters. Trends in Plant Science, v. 7, n. 6, p.

270–277.


SEASONAL FORAGING ACTIVITY OF CAROLLIA PERSPICILLATA

RELATED TO DISTANCE FROM THE ROOST

Kayla Urbanowski1, Breno Mellado da Rocha

1, Marcelo Rodrigues Nogueira

1 &

Leandro Rabello Monteiro1

¹Laboratório de Ciências Ambientais, Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro,

Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP 28013-602 - Campos dos Goytacazes - RJ – Brasil.

[email protected]

INTRODUCTION

The behavior of bat species has been an

important scientific topic for many due

to the importance of bats in seed

dispersal and ecosystem stability

(Bonaccorso et al., 2007). Scientists

have suggested a strong relationship

between bat movement and the

resources within their environment,

namely their roosts and food sources

(Heithaus & Fleming, 1978). The

feeding behavior and movement have

been analyzed especially, due to the

potential risks associated with foraging

(Bonaccorso et al., 2007). The potential

risks include predation, loss of social

ties, and an expenditure of energy used

in protecting one’s place in the roost

(Lewis, 1995). Ideally, the benefits of

leaving the roost should outweigh the

potential risks. A bat’s roost is essential

for the avoidance of predation,

protection from bad weather, and social

interactions (Chaverri et al., 2007). In

general, males hold a higher degree of

roost fidelity (Fleming, 1988; Chaverri

et al., 2007). Many elements can

impact roost fidelity, including age, sex,

the organization of the colony, and the

season (Kunz, 1982). Carollia

perspicillata, Seba’s short-tailed fruit

bat, is a Neotropical frugivorous bat

species whose diet includes a variety of

fruits, but holds a strong preference for

Piper (Piperaceae) (Salazar et al.,

2013). It is considered to be a foraging

time minimizing species, which lessens

predation risk and provides the ability

for males to protect their harem sites

(Bonaccorso & Gush, 1987). As a

polygamous species with female choice,

males work to acquire optimal

placement in the roost. As a result, male

C. perspicillata are more likely to

defend their territories to increase their

likelihood of mating with females to

optimize their fitness (Fleming, 1988).

OBJECTIVE

The objective of this work is to

determine the activity pattern of

Carollia perspicillata, measured by the

likelihood of capture of marked

animals, during different seasons, at set

distances from their roosts in the

Reserva Biológica União, Rio das

Ostras, RJ.

MATERIALS AND METHODS

A roost housing a colony of Carollia

perspicillata within the Reserva

Biológica União (RJ) was studied.

These bats have previously been

captured and marked individually with

the application of necklaces for adults

mailto:[email protected]


and arm bands for juveniles in order to

create a database to monitor them long-

term. The foraging movements of the

bats were tracked by sampling at

different distances from the roost using

mist nets crossing two trails (Trilha

Interpretativa and Estrada do Lava Pés)

moving from the roosts in different

directions. Three mist nets were set up

on each trail, at 100 meters, 200 meters

and 300 meters from the roost. The mist

nets are 6 meters and 9 meters long, and

3 meters high. The nets were set-up

right before sundown and remained for

approximately four hours. The nets

were checked every 20 minutes in order

to ensure that the bats did not escape

nor were injured trying to. The animals

were sexed and assessed for marking,

reproductive status, age category,

weighed and had their forearm

measured. The specific net of capture

was also registered. Data was analyzed

through the application of generalized

linear models (logistic regressions)

relating the probability of capturing a

marked animal to sex, distance from the

roost and season. A number of models

were fit, with the inclusion or exclusion

of individual variables and the presence

or absence of interactions. Model

selection with Akaike information

criteria (AIC) was used to find the best

fitting model. All analyses were

performed in the R-software program

and package AICcTab modavg

(Mazerolle, 2017).

RESULTS AND DISCUSSION

A total of 308 individuals were captured

between April 2016 and April 2018,

with a total of 10 capture sessions: 151

males and 157 females. Out of the 308

individuals, 130 had been previously

marked (79 males and 51 females). Out

of the total number captured, 119 bats

were captured during the rainy season

and 189 were captured during the dry

season. Among the best fitting models

(AICc < 2), the model including

distance, sex and season as independent

terms (no interaction) was most

parsinomious. As shown in Figures 1

and 2, marked males had the higher

probability of being captured at all

distances and all seasons, even though

their population in the colony was

lower.

Figure 1: The relationship between the

proportion of captured individuals and the

distance from the roost in the wet season.

This observation is most likely a result

of the males trying to stay near their

roost to defend their territory within the

roost against other bats. Males typically

have a higher degree of roost fidelity,

which is shown by their tendency to

remain closer.


Figure 2: The relationship between the

proportion of captured individuals and the

distance from the roost in the dry season.

In the dry season, there is a smaller

probability of capturing marked animals

and the sexual dimorphism is even

stronger. Due to a decrease in food

availability in the dry season (Fleming,

1988), the animals need to travel longer

distances during foraging, and most do

not return to the roost for several

months, particularly females and

bachelor males. This explains the

finding of Mellado et al. (2018) that the

relative abundance of C. perspicillata is

apparently higher in the dry season.

CONCLUSION

The preliminary data suggests an

overall preference for foraging in areas

closer to the roost. This holds true

especially for the male bats, who try to

remain closer to protect their place in

the roost. More sampling has to be

completed to support these preliminary

findings to understand the importance

of other factors (age, reproduction, body

condition) influencing roost fidelity in

Carollia perspicillata.

Acknowledgments: A special and

heartfelt thank you to the administration

of Reserva Biológica União for all of

their support and to CNPq, FAPERJ,

CAPES, and Fulbright for financial aid

in this research endeavor!

REFERENCES

Bonaccorso, F. J. et al. 2007. Evidence for

Exploitative Competition: Comparative

Foraging Behavior and Roosting Ecology of

Short-Tailed Fruit Bats (Phyllostomidae).

Biotropica v. 39, n. 2, p. 249-256.

Bonaccorso F. J. & Gush, T. J. 1987. Feeding

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Captive Phyllostomid Fruit Bats: An

Experimental Study. Journal of Animal

Ecology v. 56, n. 3, p. 907-920.

Chaverri, G. et al. 2007. Ecological Correlates

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Artibeus watsoni. Ethology v. 113, n. 6.

Fleming, T. H. 1988. The short-tailed fruit

bat: a study in plant-animal interactions.

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Heithaus, E.R. & Fleming, T.H. 1978. Foraging

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Kunz, T. H. 1982. Roosting ecology of bats.

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Lewis, S.E. 1995. Roost fidelity of bats: a

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Mazerolle, M. J. 2017. AICcmodavg: Model

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Mellado, B.R., Carneiro, L.O., Nogueira, M.R.,

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Salazar D. et al. 2013. Directed seed dispersal

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folivory. Ecology v. 94 n. 11, p. 2444-2453.

https://cran.r-project.org/package=AICcmodavg

https://cran.r-project.org/package=AICcmodavg


COMPOSIÇÃO, DIVERSIDADE E SAZONALIDADE DA ASSEMBLEIA DE

MAMÍFEROS DE MÉDIO E GRANDE PORTE NA RESERVA BIOLÓGICA

UNIÃO

Luana Burg Mayer1,2

; Breno Mellado1, Carlos Ramon Ruiz-Miranda

1, Marcio M. de

Morais Jr.1, Marcelo R. Nogueira

1 & Leandro Rabello Monteiro

1


Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP 28013-602 - Campos dos Goytacazes - RJ – Brasil. [email protected]

INTRODUÇÃO

Mamíferos de médio e grande porte

possuem um papel essencial na

estrutura, no funcionamento e nos

serviços ecossistêmicos. São

responsáveis pela dispersão de

sementes, pela ciclagem de nutrientes,

pela manutenção das populações de

herbívoros e também auxiliam na

conservação de outras espécies, pois são

frequentemente utilizados como

espécies bandeira e guarda-chuva

(SINCLAIR et al., 2003). As

populações de mamíferos encontram-se

em constante declínio, principalmente

devido à perda de habitat através do

desmatamento. A perda dessas espécies

pode provocar mudanças extensas na

dinâmica de áreas florestais e ameaçar a

manutenção do ecossistema como um

todo (YOUNG et al., 2016). O estado

do Rio de Janeiro possui menos de

18.8% da sua área coberta por Mata

Atlântica, e grande parte dessas áreas

ainda sofre com fragmentação,

mudanças no uso da terra e pressão de

caça. Devido à pequena quantidade de

estudos realizados no estado com

mamíferos e para compreender como a

assembleia de mamíferos pode ser

afetada pelas mudanças climáticas, pelo

uso de terra, pela fragmentação de

habitat e pela superexploração, há a

necessidade da coleta de informações

relativas à composição das assembleias,

padrões ecológicos, diversidade e

mudanças sazonais na distribuição das

espécies.

OBJETIVOS

O objetivo deste trabalho é avaliar a

composição, distribuição e sazonalidade

da assembleia de mamíferos presentes

na Reserva Biológica União (RBU), Rio

das Ostras, RJ.


Os dados foram coletados através de

armadilhas fotográficas alternadas em

20 pontos, espaçadas ~600 m entre si,

dentro de áreas de mata nativa na RBU.

Foram realizados nove eventos de

coletas de dados entre jul/2013 e

mar/2016. As armadilhas ficaram

ligadas por 83 dias em média (±29) e

registraram filmes de 10 s cada. Cada

filme foi considerado um registro e,

para a mesma espécie, filmes com ao

menos 5 min de intervalo entre si foram

considerados registros independentes.

Comparações foram feitas entre estação

seca e chuvosa e entre vegetação de

baixada e submontana. Para a análise

dos dados foram delineados perfis de

diversidade, decompostos em



componentes α, β e γ (MARCON et al.,

2014). Foi também realizada um análise

de redundância baseada em distância

(dbRDA) e testada através de ANOVA.

As análises foram feitas utilizando a

abundância relativa (AR) das espécies,

para evitar tendências devidas a

diferentes esforços amostrais. Todas as

análises foram realizadas utilizando o

Software R.


Foram obtidos 2090 registros

individuais de 23 espécies em um

esforço amostral total de 5023

câmera*dias. Sete outras espécies foram

amostradas por outros métodos além de

armadilhas fotográficas, como

observação direta em trilhas, porém não

entraram nas análises estatísticas,

apenas na lista final de espécies (Tabela

1). As espécies com os maiores números

de registros foram a cutia Dasyprocta

leporina (47,03%), o tatu Dasypus

novemcinctus (20,86%) e o gambá

Didelphis aurita (10,23%). A RBU é a

segunda reserva com mais riqueza no

RJ, abrigando 77% das espécies

descritas para o estado e, considerando

o status conservacional, 34,7% das

espécies registradas possuem alto grau

de ameaça, todos carnívoros e primatas.

Para estações do ano, perfis de

diversidades α e β demonstraram

diversidade baixa quando mais peso é

dado às espécies comuns, porém riqueza

e AR foram maiores na estação

chuvosa. Isso se deve a maior

abundância de D. leporina e Pecari

tajacu e ao fato de cinco espécies terem

sido amostradas apenas nesta estação.

Contudo, não houve influências

significativas das estações na

composição da assembleia de

mamíferos e isso demonstra a

capacidade da RBU de suportar uma

comunidade rica mesmo durante a

estação seca. Comparando tipos de

vegetação (Figura 1), a diversidade α

encontrada é consistentemente maior

nas áreas de submontana. O perfil de

diversidade β mostra um leve aumento

quando mais peso é dado às espécies

comuns, demonstrando a influência de

D. leporina, mais abundante em áreas

de baixada e P. tajacu mais abundante

em áreas submontana. A AR das

espécies é maior em áreas de baixada,

no entanto áreas de submontana

possuem maior riqueza.

Figura 4. Perfis de diversidade das comunidades em

diferentes tipos de vegetação na RBU. Intervalos de

confiança de 95% são mostrados como áreas cinza.

BX: baixada; SB: submontana.

A diferença na riqueza das áreas se deve

à falta de registros de espécies

escansoriais, como primatas e

marsupiais, com baixa AR e

detectabilidade. Os perfis de

diversidade para tipos de vegetação

foram grandemente influenciados pelas

espécies comuns, e essa dominância,

junto à baixa diversidade funcional da

assembleia é característico de áreas

fragmentadas cercadas por ambientes

antropizados. A dbRDA teve baixo

poder explicativo (~2%), mas mostrou

significância (P= 0,001) para tipo de

vegetação. Assim, a distribuição das

espécies parece estar mais associada ao

tipo de vegetação do que as estações do

ano. Isso é provavelmente devido a alta

AR de D. leporina em áreas de baixada.

Esta espécie também apresentou o

padrão de ocorrência mais distinto,

diferindo em ambos os eixos. Em áreas

fragmentadas onde não há mamíferos de

grande porte como a anta Tapirus

terrestris, o queixada Tayassu pecari e a


onça-pintada Panthera onca, há a

tendência de haver uma maior

abundância de herbívoros de médio

porte, como D. leporina, aumentando a

predação de sementes em até cinco

vezes (GALETTI et al., 2015).

Contudo, o fato de que espécies típicas

de áreas protegidas como P. tajacu,

Cuniculus paca e Leopardus wiedii

estarem presentes na RBU, demonstra a

efetividade das medidas de manejo

adotadas para a preservação destas

espécies na RBU. Em conclusão,

sazonalidade e tipo de vegetação

parecem ter uma influência espécie-

específica na composição da assembleia

de mamíferos. A RBU tem capacidade

de suportar alta diversidade de

mamíferos e áreas protegidas, mesmo

fragmentadas, são imprescindíveis para

manter a diversidade em um bioma tão

desmatado e defaunado como a Mata

Atlântica.

Tabela 2. Lista de mamíferos de médio e grande porte

amostrados na Reserva Biológica União, Brasil.

TÁXON Ordem/Família/Espécie

Artiodactyla Tayassuidae Pecari tajacu (Linneaus, 1758) Cingulata Dasypodidae Cabassous tatouay (Desmarest, 1804) Dasypus novemcinctus (Linnaeus, 1758) Euphractus sexcinctus (Linnaeus, 1758) Myrmecophagidae Tamandua tetradactyla (Linnaeus, 1758) Didelphimorphia Didelphidae Didelphis aurita (Wied-Neuwied, 1826) Gracilinanus microtarsus (Wagner, 1842) Metachirus nudicaudatus (Desmarest, 1817) Micoureus demerarae (Thomas, 1905) Philander frenatus (Olphers, 1818) Carnivora Canidae Cerdocyon thous* (Linnaeus, 1766) Felidae Leopardus guttulus (Hensel, 1872) Leopardus pardalis (Linnaeus, 1758) Leopardus wiedii (Schinz, 1821) Puma concolor (Linnaeus, 1771) Puma yagouaroundi (Geoffroy, 1803) Mustelidae Eira barbara (Linnaeus, 1758) Lontra longicaudis* (Olfers, 1818) Procyonidae

Nasua nasua (Linnaeus, 1766) Potos flavus* (Schreber, 1774) Procyon cancrivorus (G.Curvier, 1798) Lagomorpha Leporidae Sylvilagus brasiliensis* (Linnaeus, 1758) Pilosa Bradypodidae Bradypus torquatus* (Illiger, 1811) Primates Atelidae Alouatta guariba* (Humboldt, 1812) Callitrichidae Leontopithecus rosalia (Linnaeus, 1766) Cebidae Sapajus nigritus (Goldfuss, 1809) Rodentia Caviidae Hydrochoerus hydrochaeris* (Linnaeus, 1766) Cuniculidae Cuniculus paca (Linnaeus, 1766) Dasyproctidae Dasyprocta leporina (Linnaeus, 1758) Erethizontidae Coendou spinosus* (F. Cuvier, 1823) Sciuridae

Guerlinguetus ingrami (Thomas, 1901)

REFERÊNCIAS

Galetti, M.; Bovendorp, R. S. and Guevara, R.

2015. Defaunation of large mammals leads to

an increase in seed predation in the Atlantic

forests, Global Ecology and Conservation, v. 3,

824-830.

Marcon, E., Scotti, I., Hérault, B., Rossi, V. and

Lang, G., 2014. Generalization of the

partitioning of Shannon diversity. Plos

One, v.9, n. 3, p.e90289.

Sinclair, A., Mduma, S. and Brashares, J. S.

2003. Patterns of predation in a diverse

predator--prey system, Nature v. 425, p. 288-

290.

Young, H. S., McCauley, D. J., Galetti, M. and

Dirzo, R. 2016. Patterns, causes, and

consequences of anthropocene defaunation,

Annual Review of Ecology, Evolution, and

Systematics, v. 47, p. 333-358.

http://www.catalogueoflife.org/col/browse/tree/id/32c116aac3890b59e42b199d25853ccb

http://www.catalogueoflife.org/col/browse/tree/id/97ab93ab129831a4926a9cdea3e54e57


DIFERENÇAS NA COMPOSIÇÃO DA COMUNIDADE DE MAMÍFEROS

ENTRE ÁREAS DE MATA NATIVA E EM REGENERAÇÃO NA RESERVA

BIOLÓGICA UNIÃO

Luana Burg Mayer1,2

; Leandro Rabello Monteiro1


Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP 28013-602 - Campos dos Goytacazes - RJ – Brasil. [email protected]

INTRODUÇÃO

A fragmentação de áreas de mata

fechada através do desmatamento pode

constituir barreiras para a

movimentação da fauna local, causando

o isolamento de populações animais

previamente conectadas, e diminuindo

com isso a variabilidade genética destas

populações (BRUDVIG et al., 2015).

Além disso, o desmatamento e a

subsequente regeneração destas áreas

cria uma comunidade vegetal

estruturalmente diferente, mudando as

condições das regiões circundantes e

criando áreas de borda. Em regiões que

sofrem com o efeito de borda, há um

aumento na predação, mudanças no

microclima local e facilitação da

colonização por espécies exóticas e

invasoras (BRUDVIG et al., 2015).

Mamíferos que utilizam fragmentos

florestais e áreas em regeneração

possuem um papel fundamental na

dispersão de sementes através da matriz,

na ciclagem de nutrientes e na

manutenção das populações animais

(AHUMADA et al., 2011; BECK et al.,

2013), sendo fortemente afetados pela

fragmentação e qualidade do habitat. A

Reserva Biológica União (RBU) – RJ,

possui corredores que sofreram manejo

por corte raso para implementação de

gasodutos e linhas de transmissão de

energia elétrica (LTE), e áreas de

antigos talhões de plantio de eucalipto.

Com o propósito de regeneração da

mata nativa, 77% dos corredores de

LTE pararam de sofrer manejo desde

2003, e grande parte dos talhões de

eucalipto foram submetidos ao manejo

por anelamento ou corte raso. Os

talhões encontram-se em variados graus

de regeneração, devido ao ano de corte,

tipo do manejo e ao plantio ou não de

espécies nativas para reflorestamento.

OBJETIVOS

O objetivo deste trabalho é avaliar se os

mamíferos de médio e grande porte

utilizam as áreas em regeneração, e se a

diversidade da comunidade encontrada

nestes locais é comparável às das áreas

de mata nativa, inferindo com isso a

qualidade ambiental das áreas estudadas

e a efetividade das medidas de manejo.


Os dados foram coletados através de

armadilhas fotográficas alocadas em 9

pontos dentro de áreas em diversos

estágios de regeneração, espaçadas

aproximadamente 500 m entre si. Foram

realizadas quatro campanhas de coletas

de dados entre jul/2017 e mai/2018. As

câmeras registraram vídeos de 10 s,

com intervalo de 10 s entre si. Para a

mesma espécie, vídeos com 5 min de




diferença entre si foram considerados

como registros independentes. Os dados

de registros de armadilhas instaladas em

mata nativa foram coletados entre 2013

e 2016, com um esforço amostral de

5023 câmera*dias. Para a análise dos

dados, foram delineados perfis de

diversidade (MARCON et al., 2014),

decompostos em componentes α, β e γ.

Foi também realizada uma análise de

redundância baseada em distância

(dbRDA) utilizando índice de

dissimilaridade de Jaccard, com o

intuito de avaliar as diferenças na

composição das comunidades nos

diferentes locais. As análises foram

feitas utilizando a abundância relativa

(AR) das espécies e, no caso da

dbRDA, presença e ausência, pois as

matrizes de abundância apresentavam

grandes quantidades de zeros. Todas as

análises foram realizadas utilizando o

Software R.


Foram obtidos 591 registros

independentes, com um esforço de 1341

câmera*dias nas áreas em regeneração,

e 2214 registros em 5226 câmera*dias

nas áreas de mata nativa, totalizando 25

espécies em 2805 registros com 6567

câmera*dias de esforço amostral total. A

riqueza das áreas em regeneração foi

menor (19 espécies) do que nas áreas

nativas (23 espécies), porém, a AR foi

similar nas áreas. A diferença na riqueza

entre as áreas se deve à ausência de

espécies raras, de difícil detecção ou

típicas de áreas de mata nativa

(Leontopithecus rosalia, Leopardus

guttulus, Leopardus wiedii, Euphractus

sexcinctus, Gracilianus microtarsus)

nas áreas em regeneração. Duas novas

espécies, comuns em áreas abertas,

foram amostradas nas áreas em

regeneração (Cerdocyon thous e

Sylvilagus brasiliensis). Analisando os

perfis de diversidade, a diversidade α

foi semelhante nos dois tipos de áreas,

pois as curvas de diversidade se cruzam

(Figura 1). O que pode ser observado,

no entanto, é que as diversidades α e γ

decaem conforme mais peso é dado às

espécies mais comuns. Isso se deve à

dominância da cutia Dasyprocta

leporina e do tatu-galinha Dasypus

novemcinctus, que juntos compreendem

mais de 63% dos registros de espécies.

Figura 5. Perfil de diversidade das comunidades de

mamíferos das áreas de mata nativa e em regeneração

na RBU. Intervalos de confiança mostrados em cinza.

NAT: áreas nativas, linha contínua; REG: áreas em

regeneração, linha tracejada.

A cutia teve maior AR nas áreas nativas,

e o tatu-galinha nas áreas em

regeneração. A terceira espécie mais

abundante foi o gambá Didelphis aurita,

com 13% dos registros. Essa

superdominância de poucas espécies é

típica de áreas degradadas ou em

processo de regeneração, que não

possuem a presença de mamíferos

maiores como a onça pintada Panthera

onca, a anta Tapirus terrestres e o

veado-mateiro Mazama americana

(AXIMOFF et al., 2015; GALETTI et

al., 2015). Apesar disso, a presença de

D. leporina nas áreas degradadas é

importante para a regeneração destas,

pois essa espécie é uma importante

dispersora de sementes. A diversidade β

apresentou um grande intervalo de

confiança quando q=0, demonstrando

incerteza, porém, isso diminui quando

mais peso é dado às espécies comuns. A

dbRDA (Figura 2) foi significativa no

teste de permutação (f=6,08; P<0,001),


contudo teve baixo poder explicativo

(~7). A ANOVA demonstrou

significância (P<0,001) para área

(regeneração e nativa) e tipo de

vegetação (baixada e submontana) e

para estações (P<0,05). Na dbRDA, o

eixo 1 explicou 72% da variação dos

dados, sendo que 44% da variação do

eixo está relacionada à diferenças na

composição das comunidades entre

áreas nativas e em regeneração e 22%

com a variação entre vegetação de

baixada e submontana. Apesar da menor

riqueza encontrada nas áreas em

regeneração, a pouca diferença nos

perfis de diversidade entre as áreas

indica a efetividade das medidas de

manejo adotadas na RBU, para

recuperação das áreas e reconexão dos

fragmentos.

Figura 6. Análise de redundância baseada em

distância (dissimilaridades de Jaccard), com

presençaa/ausência das espécies em cada estação por

mês. CAP1= 72,65%; CAP2= 19,87%. Nat: áreas de

mata nativa; Reg: áreas em regeneração.

REFERÊNCIAS

Ahumada, J. A.; Silva, C. E. F.; Gajapersad, K.;

Hallam, C.; Hurtado, J.; Martin, E.; Mcwilliam,

A.; Mugerwa, B.; O'brien, T.; Rovero, F.; Sheil,

D.; Spironello, W. R.; Winarni, N.; Andelman,

S. J. 2011. Community structure and

diversity of tropical forest mammals: data

from a global camera trap network.

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London B, v. 366, p. 27013-2711.

Aximoff, I. A.; Cronemberger, C. and Pereira, F.

d. A. 2015. Amostragem de longa duração por

armadilhas fotográficas dos mamíferos

terrestres em dois parques nacionais no

estado do Rio de Janeiro, Oecologia Australis

v. 19, n. 1, p. 215-231.

Beck, H.; Snodgrass, J. W. & Thebpanya, P.

2013. Long-term exclosure of large terrestrial

vertebrates: Implications of defaunation for

seedling demographics in the Amazon

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Brudvig, L.A.; Damschen, E.I.; Haddad, N.M.;

Levey, D.J.; Tewksbury, J.J. 2015. The

influence of habitat fragmentation on

multiple plant–animal interactions and plant

reproduction. Ecology, v. 96, n.10, pp. 2669-

2678.

Galetti, M.; Bovendorp, R. S. and Guevara, R.

2015. Defaunation of large mammals leads to

an increase in seed predation in the Atlantic

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p. 824-830.

Marcon, E., Scotti, I., Hérault, B., Rossi, V. and

Lang, G., 2014. Generalization of the

partitioning of Shannon diversity. Plos

One, v.9, n. 3, p.e90289.


LISTA ATUALIZADA DOS QUIRÓPTEROS DA RESERVA BIOLÓGICA

UNIÃO, SUDESTE DO BRASIL

Lucas de Oliveira Carneiro¹; Breno Mellado da Rocha¹; Leandro Rabello Monteiro¹;

Marcelo Rodrigues Nogueira¹


28013-602 – Parque Califórnia – Campos dos Goytacazes – RJ – Brasil [email protected].

INTRODUÇÃO

A Mata Atlântica é o segundo

bioma brasileiro mais rico em

quirópteros, contando com um gênero e

quatro espécies endêmicas – cerca de

metade dos endemismos nacionais para

o grupo (Nogueira et al., 2014; Barquez

et al., 2017). Nesse contexto, a Reserva

Biológica União (RBU) destaca-se por

representar um dos últimos e maiores

remanescentes de Mata Atlântica de

baixada do estado do Rio de Janeiro

(Mellado et al., 2018).

Estudos realizados nessa reserva

entre 2006 e 2016 apontaram a

ocorrência de pelo menos 23 espécies,

incluindo algumas raramente registradas

no estado, como Gardnerycteris

crenulatum (É. Geoffroy, 1803) e

Sturnira tildae De la Torre, 1959, e uma

ameaçada de extinção em nível nacional

(Lonchorhina aurita Tomes, 1863)

(Nogueira et al., 2016; Mellado et al.,

2018). Filostomídeos, entretanto,

formam 80% das espécies na amostra,

permanecendo a riqueza das demais

famílias provavelmente subestimada.

Com a continuidade das

pesquisas de campo na RBU, bem como

da análise de material testemunho já

acumulado para essa reserva na Coleção

Zoológica da UENF, temos identificado

novos registros que não apenas

incrementam as listas prévias, como

reforçam a importância do local para a

conservação dos morcegos.

OBJETIVO

Apresentamos aqui uma lista

atualizada da quiropterofauna da RBU,

destacando a importância dos

inventários de longa duração e com

metodologia de amostragem

diversificada para o inventariamento da

diversidade desse grupo.


A quiropterofauna da RBU tem

sido amostrada principalmente com

redes de neblina armadas ao nível do

solo em trilhas e sobre coleções de

água. Entre setembro de 2016 e abril de

2018, adicionamos 20 noites de captura

a nossas amostragens prévias (2006 a

2016), dispondo as redes nos mesmos

sítios. Demos continuidade também à

busca ativa por abrigos (e.g., ocos de

árvores, construções). Em laboratório, o

material testemunho depositado na

Coleção Zoológica da UENF tem sido

comparado a espécimes de outras cinco

coleções zoológicas, permitindo a

definição de identificações

anteriormente reportadas em nível de

gênero.



O esforço amostral adicional

com redes de neblina resultou na

captura de 1066 indivíduos,

identificados em 19 espécies, 14

gêneros e 2 famílias (Phyllostomidae e

Vespertilionidae). Dentre as espécies

amostradas com essa metodologia

destaca-se Uroderma magnirostrum

Davis, 1968, da qual apenas um

indivíduo foi capturado, evidenciando

sua raridade na RBU. Essa espécie

ainda não havia sido assinalada para a

reserva, e em todo o Rio de Janeiro

conta apenas com três registros de

localidade publicados (Costa, 2014).

Assim como na RBU, U. magnirostrum

se mostrou rara nessas outras

localidades, o que parece caracterizar a

espécie ao longo de sua distribuição

(Nogueira et al., 2003). O indivíduo

capturado na RBU estava em área de

mata de baixada e foi encontrado em 15

fevereiro de 2017, durante a estação

chuvosa, quando outros frugívoros

estenodermatíneos, como os do gênero

Artibeus Leach, 1821, são mais

frequentemente amostrados na reserva

(Mellado et al., 2018).

Amostragens junto a abrigos

também resultaram em novo registro

para a RBU: Molossus rufus (É.

Geoffroy, 1805). Uma colônia dessa

espécie estimada em cerca de 100

indivíduos foi encontrada no forro da

guarita que protege a entrada da reserva,

junto à BR 101. Trata-se de morcego

amplamente distribuído no território

nacional e que forma colônias

relativamente grandes (Esbérard, 2002),

conforme reportado aqui. Duas outras

espécies foram encontradas no mesmo

forro: Molossus molossus (Pallas, 1766)

e Molossus sp. (ver registro a seguir).

Paralelamente aos trabalhos de

campo, análise de material testemunho

depositado na UENF permitiu a adição

de uma terceira espécie à lista da RBU:

Molossus aztecus Saussure, 1860. Com

poucos registros para a Mata Atlântica

(Garbino, 2016; Gregorin et al., 2011),

e apenas recentemente assinala para o

Rio de Janeiro (Loureiro et al., 2018), o

registro dessa espécie resolve a

pendência deixada em nossa lista

anterior, na qual esse táxon foi referido

como Molossus sp. (Nogueira et al.,

2016). Essa análise taxonômica

corroborou a validade de caracteres

previamente propostos para o grupo

(Gregorin et al., 2011), além mostrar a

utilidade do uso de razões entre

dimensões morfológicas lineares na

discriminação entre M. molossus e M.

aztecus.

CONCLUSÃO

Com os novos registros aqui

reportados, 25 espécies, 20 gêneros e

três famílias de quirópteros passam a ser

conhecidos para a RBU. Estudos de

longa duração são essenciais para a

amostragem de espécies raras, como U.

magnirostrum, e, em contrapartida,

espécies comuns, como M. rufus,

podem ficar ausentes em inventários se

metodologias diversificadas não são

empregadas. O trabalho taxonômico

junto a coleções é indispensável para

diversos grupos de morcegos, e nosso

estudo também reforça a importância da

preparação de material testemunho em

inventários.

Agradecimentos: ao CNPq, à Capes, à

Faperj e ao PIBIC-UENF pela

concessão de bolsas; ao Instituto Chico

Mendes de Conservação da

Biodiversidade e à Reserva Biológica

União pela possibilidade de trabalhar

nessa unidade de conservação; e aos

curadores das coleções visitadas:

Adriano L. Peracchi (UFRRJ), João A.

de Oliveira (Museu Nacional) e

Fernando A. Perini (UFMG).


REFERÊNCIAS

Barquez, R. M., Miotti, M. D., Idoeta, F. M.,

Díaz, M. M., 2017. Two new species of Myotis

(chiroptera: Vespertilionidae) for Argentina.

Papéis Avulsos de Zoologia, v. 57, n. 22, p.

287 - 294.

Costa, L.M., 2015. Conservação de morcegos

no estado do Rio de Janeiro: como e onde já

foram amostrados e que locais merecem

atenção. Tese (Doutorado em Ecologia e

Evolução) – Universidade do Estado do Rio de

Janeiro, Rio de Janeiro.

Esbérard, C. E. L., 2002. Composição de

colônia e reprodução de. Molossus rufus (É.

Geoffroy) (Chiroptera, Molossidae) em um

refúgio no sudeste do Brasil. Revista Brasileira

de Zoologia, v. 19, n. 4, p. 1153 - 1160.

Garbino, G. S. T., 2016. Research on bats

(Chiroptera) from the state of São Paulo,

southeastern Brazil: annotated species list and

bibliographic review. Arquivos de Zoologia

(São Paulo), v. 47, n. 3, p. 43 - 128.

Gregorin, R., Tahara, A. S., Buzzato, D. F.,

2011. Molossus aztecus and other small

Molossus (Chiroptera: Molossidae) in Brazil.

Acta Chiropterologica, v. 13, n. 2, p. 311 -

317.

Loureiro, L. O., Lim, B. K., Engstrom, M. D.,

2018. A new species of mastiff bat (Chiroptera,

Molossidae, Molossus) from Guyana and

Ecuador. Mammalian Biology, v. 18, n. 90, 10

- 21.

Mellado, B, Carneiro, L. O., Nogueira, M. R.,

Monteiro, L. R., 2018. Diversity and seasonality

of a phyllostomid assemblage from the Atlantic

Forest of southeastern Brazil. Mastozoología

Neotropical.

Nogueira, M. R., Tavares, V. C., Peracchi, A.

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magnirostrum Davis (Mammalia, Chiroptera)

from southeastern Brazil, with comments on its

natural history. Revista Brasileira de Zoologia,

v. 20, n. 4, p. 691 – 697.

Nogueira, M. R., de Lima, I. P., Moratelli, R.,

da Cunha Tavares, V., Gregorin, R., Peracchi,

A. L., 2014. Checklist of Brazilian bats, with

comments on original records. Check list, v. 10,

n. 4, p. 808-821.

Nogueira, M. R., Carneiro, L. O., Mellado, B,

Monteiro, L. R., 2016. I Encontro de

Pesquisadores da Reserva Biológica União.

Rio das Ostras. Apresentações orais, p. 29 – 31.


USO E EFICIENCIA DE NINHOS-ISCA PARA A CAPTURA DE ENXAMES

DE ABELHAS SEM FERRÃO (APIDAE: MELIPONINI) NA RESERVA

BIOLÓGICA UNIÃO, RJ.

Maira Coelho de Moura Moraes¹; Vivian de Freitas Manhães Tavares¹; Maria Cristina

Gaglianone¹


28013-602 - Parque Califórnia- Campos dos Goytacazes - RJ - Brasil - [email protected]

INTRODUÇÃO

As abelhas sem ferrão ou Meliponini

são conhecidas popularmente por este

nome, por possuírem o ferrão atrofiado.

Suas espécies são distinguidas

principalmente pelo comportamento

eussocial, caracterizado pela divisão de

trabalho, cuidado parental cooperativo

com a prole, presença de castas e

sobreposição de gerações (Wille e

Michener, 1973; Winston e Michener,

1977). No Brasil, conforme a revisão

de Camargo e Pedro (2007), os autores

apontam que as abelhas sem ferrão

correspondem a 391 espécies com

nomes válidos, número certamente

subestimado.

As abelhas deste grupo apresentam

colônias constituídas por algumas

centenas a milhares de indivíduos,

dependendo da espécie (Nogueira-Neto,

1997). Estas abelhas constroem seus

ninhos em cavidades preexistentes,

como por exemplo, ocos de árvores,

buracos no solo, fendas em rochas,

ninhos ativos ou abandonados de

insetos sociais, como de vespas,

formigas e cupins (Kerr et al., 1996) e

alguns poucos fazem ninhos total ou

parcialmente expostos, sobre galhos de

árvores, raízes ou em construções

humanas (Nogueira-Neto, 1997).

A multiplicação natural destas colônias

é feita através da enxameação. O hábito

de enxamear e de nidificar em

cavidades preexistentes permite a

utilização de ninhos artificiais,

conhecidos também como ninhos-isca,

para amostragem dessas espécies

(Campos, 2000). Neste estudo, os

ninhos-isca utilizados foram

confeccionados com garrafas pet, cuja

finalidade é simular locais de

nidificação natural para que novos

enxames se instalem e seja possível seu

transporte e transferência para caixas

racionais, a fim de facilitar o manejo e

posteriormente a coleta de dados.

Dada a importância dos meliponíneos

para a polinização da Mata Atlântica e a

intensa pressão antrópica que este

ambiente vem sofrendo ao longo do

tempo, o conhecimento da diversidade

de espécies de abelhas sem ferrão e do

padrão do uso de locais para

nidificação, é fundamental para o

entendimento dos fatores que

influenciam a estrutura e a manutenção

destes insetos nestes ambientes.

OBJETIVOS

Este trabalho tem por objetivo avaliar a

eficiência da captura de enxames de

abelhas sem ferrão utilizando diferentes

volumes de ninhos-isca na Reserva

Biológica União.



A Reserva Biológica União é coberta

por Floresta Ombrófila Densa de Terras

Baixas e Floresta Ombrófila Densa

Submontana, está localizada na Região

Centro-Norte Fluminense. Sua área

pertence a três municípios, Rio das

Ostras, Casimiro de Abreu e Macaé. O

clima predominante na região da Rebio

União é tropical úmido com uma

temperatura média anual de 24°C.

Foram definidos quatro pontos para a

instalação de ninhos-isca: Estrada do

Lava-pé, Três Pontes, Buracão e Trilha

Interpretativa.

Os ninhos-isca foram confeccionados

com garrafa pet de refrigerante e água,

de diferentes volumes, 3L e 5L, envolta

por jornal e lona preta. Na abertura da

garrafa, e simulando a entrada de cada

ninho, foi acoplado um cotovelo de

PVC e adicionado um funil

confeccionado com garrafa pet. Para

aumentar a atratividade dos ninhos-isca,

as garrafas e os cotovelos foram lavados

com extrato de cera e própolis extraídos

de ninhos de Jataí e Mandaçaia

(Melipona quadrifasciata).

No mês de Dezembro de 2016, 10 kits

de ninhos-isca foram instalados em cada

ponto amostral, cada kit contendo um

ninho-isca com o volume de 3L e outro

com o volume de 5L, totalizando 40 kits

instalados.


Até o momento, 23 ninhos-isca foram

ocupados, representando 28,75% dos

ninhos instalados. As abelhas sem

ferrão que se instalaram nos ninhos-isca

foram Tetragonisca angustula Latreille

(22 ninhos) e Scaptotrigona sp. (um

ninho).

Quanto ao volume do ninho-isca, o

ninho de 3L (45% de ocupação) foi o

que apresentou maior abundância de

enxames e riqueza de espécies, com 17

colônias, com utilização pelas duas

espécies.

Os ninhos-isca com volume de 5L

(12,5% de ocupação) foram colonizados

apenas por cinco enxames de T.

angustula. Destes, três colônias foram

parasitadas por moscas (Diptera) e não

sobreviveram e uma foi abandonada no

início da colonização.

A maior abundância encontrada de T.

angustula neste estudo pode ser devido

ao fato desta abelha ser comum e

distribuída por todo território brasileiro.

Esse resultado também pode estar

relacionado ao rápido processo de

enxameagem no momento que encontra

um local adequado para o novo ninho e

ao comportamento generalista em

relação ao local de nidificação

(Nogueira-Neto, 1997, Slaa, 2006).

O sucesso nas capturas de enxames de

T. angustula nos ninhos-isca de 3L

deve-se possivelmente ao porte corporal

menor desta espécie. Em um estudo

realizado por Oliveira et al., (2009)

volumes de 2 e 3 L foram os mais

eficientes na captura de enxames, onde

os volumes menores foram mais

eficientes na captura desta espécie.

CONCLUSÃO

Nosso estudo demostra que a utilização

de ninhos-isca configura-se uma

ferramenta viável para amostragem da

comunidade e estudos sobre a biologia

de abelhas sem ferrão na Reserva

Biológica União. Os ninhos-isca com

volume de 3L foram mais eficientes na

captura de enxames de Tetragonisca

angustula.

Agradecimentos: Capes e CNPq por

auxílio financeiro; a Rebio União e a

UENF pelo suporte e alojamento; ao

técnico Gerson Rocha da Purificação

pelo auxílio nos trabalhos de campo.


REFERÊNCIAS

Camargo J. M. F. & Pedro, S. R. M. Meliponini

Lepeletier, 1836, p. 272– 578. In: Moure, J. S.,

Urban, D. & Melo, G. A. R. (Orgs.). 2007.

Catalogue of Bees (Hymenoptera, Apoidea)

in the Neotropical Region. Curitiba: Sociedade

Brasileira de Entomologia, 1058p.

Campos, L. A.O, 2000. Uso de Ninhos

armadilhas no estudo da Biologia de vespas e

abelhas que nidificam em orifícios pré-

existentes e seus associados. Anais IV

Encontro sobre Abelhas. Ribeirão Preto, SP,

Brasil. p. 188-120.

Kerr, W. E.; Carvalho, G. A.; Nascimento, V.

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conservação. Acangaú, Belo Horizonte, 144p.

Nogueira-Neto P. 1997. Vida e criação de

abelhas indígenas sem ferrão. São Paulo,

Nogueirapis Editora, 445p.

Oliveira, R.C.; Menezes, C.; Silva, R. A.;

Soares, A.E.E.; Imperatriz-Fonseca, V.L. 2009.

Como obter enxames de abelhas sem ferrão na

natureza? Mensagem Doce, São Paulo, p.34-39.

Roubik, D. W. 1989. Ecology and natural

history of tropical bees. Cambridge,

Cambridge University, 514p.

Slaa, E. J. 2006. Population dynamics of a

stingless bee community in the seasonal dry

lowlands of Costa Rita. Insectes Sociaux v.53,

p.70-79.

Wille, A.; Michener, C. D. 1973. The nest

architecture of the stingless bees with special

reference to those of Costa Rica. Revista de

Biologia Tropical, v. 2, n. 1, Suppl. I, p. 1-278.

Winston, M. L.; Michener, C. D., 1977. Dual

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Proceedings of the National Academy of

Sciences of the United States America, v. 74, n.

1, p. 135-37.


AVALIAÇÃO TEMPORAL DE NINHOS DE JATAÍ (Tetragonisca angustula

(Latreille), Apidae) NA REBIO UNIÃO, RJ.

Marcelita França Marques¹; Maira Coelho de Moura Moraes¹; Maria Cristina

Gaglianone¹



[email protected]

INTRODUÇÃO

As abelhas são integrantes fundamentais

nos ecossistemas em que vivem; por

apresentarem uma dieta basicamente

composta de néctar e pólen, constituem

o principal grupo de polinizadores das

plantas nativas, contribuindo para

aumentar a produtividade de frutos e

sementes e preservar as espécies

vegetais. Dentre as cerca de 20 mil

espécies de abelhas descritas

atualmente, a subtribo Meliponina

abrange cerca de 400 espécies de

abelhas conhecidas popularmente como

abelhas indígenas sem ferrão na região

neotropical (Camargo & Pedro, 2013).

Esse grupo de abelhas é considerado

eussocial, com colônias perenes

geralmente construídas em ocos de

árvores, fendas de rochas e buracos no

solo (Nogueira-Neto, 1997). Essas

abelhas também podem nidificar em

construções humanas como fendas de

postes e muros, através de enxameações

a partir de vegetação nativa próxima. O

monitoramento de colônias de abelhas

por meio de estudos de longo prazo

constitui uma abordagem fundamental

para documentar a distribuição das

populações, o desenvolvimento dos

ninhos, a perda local de ninhos e para a

proposição de estratégias de

conservação das abelhas.

OBJETIVOS

Este trabalho teve por objetivo

monitorar a permanência e fundação de

ninhos de abelhas jataí em área com

interferência humana na Reserva

Biológica União.


O estudo foi desenvolvido na sede

administrativa da Reserva Biológica

União (ReBio União), RJ, que abrange

área total de 3126 ha, com vegetação

classificada como floresta ombrófila

densa de baixada e submontana. Esta

área possui infraestrutura com

construções humanas e diversas

espécies de árvores e arbustos, rodeada

pela floresta da unidade. Ao longo de

três períodos de estudo (março/2014,

dezembro/2016 e maio/2018), houve

inspeção quanto à ocorrência de ninhos

de jataí em locais naturais e artificiais.

A localização dos ninhos foi realizada

através da busca visual e indicação

pelos trabalhadores da sede,

observando-se em árvores vivas e

mortas, edificações, muros e postes.


Um total de nove ninhos de jataí foi

encontrado e monitorado nos três

momentos de avaliação. Em 2014,


foram amostrados seis ninhos

localizados em tronco de árvore (n=1) e

em construções humanas (n=5). Em

2016, quatro destes ninhos não estavam

mais ativos, sendo que um havia sido

morto pelo ataque de vespas. Dois deles

permaneciam alojados em fendas na

parede de dois alojamentos. Neste

mesmo período, uma nova fundação foi

observada em uma fenda de um poste

próximo aos alojamentos, totalizando

três ninhos neste período de estudo. Em

2018, dois dos três ninhos do período

anterior estavam em atividade e dois

novos ninhos foram detectados em ocos

de árvores próximos aos alojamentos.

Porém, o ninho construído na fenda do

poste no período anterior estava inativo,

totalizando quatro ninhos neste último

ano amostrado.

No geral, dentre os nove ninhos

amostrados e monitorados ao longo do

tempo, 56% estavam inativos, 22% dos

ninhos foram novas ocupações e outros

22% se mantiveram nos locais originais.

Dentre os ninhos encontrados inativos,

dois estavam localizados em soleiras de

porta de um alojamento, onde

possivelmente o trânsito diário de

pessoas pode ter influenciado na

inativação da colônia. Outro exemplo

foi um ninho de jataí, residente em uma

estrutura de ferro, atacado e morto por

vespas; esta estrutura havia várias

entradas de acesso para facilitar a

invasão destes inimigos naturais, que

tinham um tamanho corpóreo maior e

comportamento agressivo. Atualmente,

os ninhos de jataí estão distribuídos

homogeneamente nas áreas naturais (2

ninhos em ocos de árvores) e artificiais

(2 em fendas de paredes). A

sobrevivência desses ninhos construídos

nas fendas das paredes pode ter sido

facilitado pelo pequeno porte corpóreo

desta abelha, podendo ocupar espaços

bem reduzidos como as fendas de

construções (Lindauer & Kerr, 1960) e

pelo baixo trânsito de pessoas próximo

a essas fundações.

CONCLUSÃO

Portanto, a permanência das colônias de

jataí foi aparentemente baixa ao longo

do estudo amostrado na sede da Rebio

União, sendo afetadas por interferências

humanas e inimigos naturais. Embora a

floresta no entorno constitua fonte de

recursos alimentares, as áreas artificiais

das construções da sede evidenciam as

condições inadequadas para a

permanência da maioria dessas

colônias.

Agradecimentos: Capes, FAPERJ,

RioRural e ao técnico Gerson Rocha da

Purificação pelo auxílio nos trabalhos

de campo.

REFERÊNCIAS

Camargo, J.M.F. & Pedro, S.R.M. 2013.

Meliponini Lepeletier, 1836. In: Moure, J.S.;

Urban, D. & Melo, G.A.R. (Orgs). Catalogue

of Bees (Hymenoptera, Apoidea) in the

Neotropical Region - online

version. Disponível em:

http://www.moure.cria.org.br/catalogue. Acesso

em: May/23/2018.

Lindauer, M. & Kerr, W.E. 1960.

Communication between the workers of

stingless bees. Bee World, v. 41, p. 29-41 e 65-

71.

Nogueira-Neto, P. 1997. Vida e criação de

abelhas indígenas sem ferrão. São Paulo.

Nogueirapis.


ECTOPARASITISMO POR CARRAPATOS EM Manacus manacus E Dixiphia

pipra (AVES: PIPRIDAE) NA RESERVA BIOLÓGICA UNIÃO

Mariah O. M. Vecchi1,3*

; Jimi Martins-Silva2,3

; Maria Alice S. Alves3**

1Graduação em Ciências Biológicas, Universidade Federal do Estado do Rio de Janeiro; PIBIC-FAPERJ.

2Programa de Pós-graduação em Ecologia e Evolução, IBRAG, UERJ.

3Laboratório

de Ecologia de Aves

e Ecologia Comportamental, Departamento de Ecologia, Universidade do Estado do Rio de Janeiro, R.

São Francisco Xavier, 524, CEP 20550-011 – Maracanã – Rio de Janeiro - RJ – Brasil. *[email protected]; **[email protected]

INTRODUÇÃO

Os carrapatos (Acari: Metastigmata),

transmitem uma grande variedade de

patógenos, são importantes vetores de

doenças em seres humanos e os

principais em animais domésticos,

tendo aves como disseminadores[1,2]

.

Estudos detalhados sobre ecologia de

ectoparasitismo em ambiente

preservado podem permitir a obtenção

de valores de referência para diversos

parâmetros em estudos futuros com

diferentes abordagens e escalas[2,3,4]

.

Em aves, a prevalência de parasitismo

por carrapatos pode estar associada a

hábitos de forrageamento e

nidificação[5]

, além de ser favorecida em

época mais fria e seca[6]

. A família

Pipridae reúne Passeriformes

exclusivamente neotropicais, que em

sua maioria possuem pequeno porte, são

essencialmente florestais e associados

ao estrato médio da vegetação, sendo

predominantemente frugívoros e

importantes na dispersão de sementes[7,

8]. Os piprídeos possuem dimorfismo

sexual quando adultos, com machos de

coloração vistosa, aspecto importante

para seleção sexual[7]

. Essa família se

destaca por seu comportamento social,

apresentando sistema de acasalamento

em “lek”, com machos se exibindo em

arenas às quais as fêmeas são atraídas

para a cópula[7]

. As tarefas de

construção de ninho, incubação e

cuidado com ninhegos são exclusivas

das fêmeas[7]

. Os piprídeos Manacus

manacus (rendeira) e Dixiphia pipra

(cabeça-branca) são associados a

florestas de baixa altitude e têm

populações disjuntas na Amazônia e

Mata Atlântica[7,8,9]

. Manacus manacus

é associada a áreas secundárias com

vegetação densa e bordas de floresta,

apresenta o sistema de reprodução em

“lek” clássico, com exibições de

machos em arenas que podem reunir

dezenas de indivíduos próximos,

deslocando-se rapidamente entre ramos

baixos e o solo, que fica livre de

gravetos e folhiço[8]

. Dixiphia pipra é

principalmente associada a florestas

primárias ou secundárias tardias.

Apresenta sistema de “lek” explodido[8]

exibindo-se em voos curtos em ramos

entre 2-7 m acima do solo, com machos

possuindo arenas individuais com

distância mínima de 41 m entre si[10]

.

Enquanto os ninhos de M. manacus são

construídos a alturas de 0,4 a 2 m, os de

D. pipra ficam entre 1 e 6 m[9]

.

OBJETIVOS

O presente trabalho visou estudar o

ectoparasitismo em populações

simpátricas e sintópicas de M. manacus

e D. pipra na Reserva Biológica

(REBIO) União, objetivando conhecer a


riqueza e abundância de carrapatos, bem

como avaliar o grau de sobreposição no

ectoparasitismo entre sexos, estações e

entre as duas espécies de hospedeiros.


Entre abril de 2016 e maio de 2018

foram realizadas excursões mensais a

campo para coleta na REBIO União,

que é um dos remanescentes de floresta

ombrófila de baixada de maior

relevância para a conservação de

aves[11]

. Por meio de redes ornitológicas

armadas por 2-3 dias consecutivos no

sub-bosque, os indivíduos das espécies

alvo capturados foram marcados

individualmente (anilhas CEMAVE

/IBAMA) e visualmente examinados

quanto ao sexo e presença de carrapatos

em toda superfície externa do corpo. Os

carrapatos foram quantificados,

coletados com pinça, fixados em álcool

isopropílico e posteriormente

identificados no Laboratório de

Referência Nacional em Vetores das

Riquetsioses da Fundação Instituto

Oswaldo Cruz (FIOCRUZ). Os grupos

foram analisados estatisticamente por

Kruskal-Wallis e separadamente por

Mann-Whitney, na comparação entre

espécies, sexos e estações (seca: abril-

setembro; chuvosa: outubro- março).


Foram analisados 139 indivíduos (44

machos e 95 com plumagem de fêmea)

de D. pipra e 168 (49 machos e 119

com plumagem de fêmea) de M.

manacus.

Os carrapatos identificados até o

presente correspondem a fases imaturas

do gênero Amblyomma (87,5% ninfas,

12,5% larvas), sendo A. longirostre e A.

calcaratum encontrados em ambas as

espécies, e A. nodosum apenas em M.

manacus (Tab. 1).

Tabela 1 - Prevalência das espécies de

Amblyomma registradas em Dixiphia pipra

(n=139) e Manacus manacus (n=168) na

Reserva Biológica União.

A maior riqueza em M. manacus

potencialmente se deve pelo uso de

estratos mais baixos, por entrarem em

contato com carrapatos

predominantemente arborícolas (como

A. longirostre) e terrestres (como A.

calcaratum e A. nodosum), segundo

Aragão e Labruna et al. [8,11]

. A média

de carrapatos por ave foi 0,47 para D.

pipra e 0,49 para M. manacus. Não

houve diferença significativa na

frequência de carrapatos entre as

espécies, nem entre sexos (Kruskal-

Wallis H= 2,114, p = 0,55). Na estação

seca as prevalências e frequências foram

significativamente maiores que na

estação chuvosa para machos de ambas

as espécies (Mann-Whitney U=687,5, p

< 0,01) e fêmeas de Dixiphia pipra

(Mann-Whitney U= 790, p < 0,03). A

estação seca engloba as fases imaturas

do ciclo de vida de espécies de

carrapatos do gênero, que apresenta seu

pico de ninfas em agosto, época

associada à maior prevalência de

carrapatos em aves silvestres[12]

. O fato

de a estação chuvosa corresponder ao

período reprodutivo dos piprídeos

estudados, possivelmente faz com que

as fêmeas de M. manacus, estejam mais

expostas aos carrapatos, pois nidificam

em vegetação mais baixa que as fêmeas

de D. pipra.

CONCLUSÃO

Dixiphia pipra e M. manacus não

diferiram na abundância e prevalência

de parasitismo por carrapatos, mas M.

manacus tendeu a possuir maior

diversidade de carrapatos,

possivelmente por seu maior uso dos

HOSPEDEIRO A. longirostre A. calcaratum A. nodosum

Dixiphia pipra

90% (n=37) 10% (n=4) -

Manacus manacus

39% (n=12) 58% (n=18) 3% (n=1)


estratos florestais mais baixos. Como

esperado, a abundância e prevalência

dos ectoparasitos foram maiores na

estação seca, mas fêmeas de M.

manacus foram parasitadas de modo

similar ao longo do ano, possivelmente

pelo fato de seu comportamento de

nidificação torná-las mais expostas aos

ectoparasitos mesmo na época em que

eles são menos abundantes.

Agradecimentos: à FAPERJ pela

concessão de bolsa a MOMV, Gilberto

Salles Gazêta pela colaboração com a

identificação dos ectoparasitos e toda a

equipe do Laboratório de Ecologia de

Aves e Comportamento Animal da

UERJ, pelo auxílio teórico e prático. À

FAPERJ e CNPq pelo apoio financeiro

à MASA (CNE #E-26/203191/2015, PQ

#305798/2014-6).

REFERÊNCIAS

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global importance of ticks. Parasitology,

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(2011). Ticks (Acari: Ixodidae) infesting wild

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Brazil, with notes on rickettsial infection in

ticks. Parasitology research, 108(3), 665-670.

[3] Suzán G, Marcé E, Giermakowski JT,

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and species diversity loss on hantavirus

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[4]Rocha CFD, Bergallo HG & Bittencourt EB

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parasites are important but neglected

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[5] Ogrzewalska MH (2009). Efeito da

fragmentação florestal na infestação por

carrapatos (Acari: Ixodidae) em aves e

infecção de carrapatos por Rickettsia spp no

Pontal do Paranapanema, SP. Doctoral

dissertation, Universidade de São Paulo. [São

Paulo-SP].

[6]Aragão HB (1936). Ixodidas brasileiros e

de alguns paizes limitrophes. Memórias do

Instituto Oswaldo Cruz 31.4: 759-843.

[7]Sick H (1997). Ornitologia Brasileira. Nova

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[8]Snow D (2016). Manakins (Pipridae). In: del

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Kingdom: Christopher Helm.

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Silveira LF (2007). Ticks collected on birds in

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and Applied Acarology, 43(2), 147-160.

[10] Castro-Astor, I. N., Alves, M. A. S., &

Cavalcanti, R. B. (2007). Display behavior and

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Manakin in the Atlantic Forest of Brazil. The

Condor, 109(1), 155-166.

[11] Jenkins C N, Pimm S L & Alves MAS

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Janeiro, Brazil. Natureza & Conservação, 9(2),

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[12] Pinheiro RM. Aspectos ecológicos do

parasitismo por carrapatos em aves da Mata

Atlântica. (2016). Tese de doutorado,

Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro.

[Seropédica-RJ].


SOLUÇÕES BASEADAS NA NATUREZA: BIORREMEDIAÇÃO DA

CONTAMINAÇÃO POR HIDROCARBONETOS POLIAROMÁTICOS NA

REBIO UNIÃO, RJ.

Janaína Silvano Marinho Teixeira¹; Jullie Siqueira Vianna¹; Maria Inês Paes Ferreira¹;

Victor Barbosa Saraiva¹

¹Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia Fluminense, Programa de Pós-graduação Em

Engenharia Ambiental (PPEA-IFF), Campus Macaé. Rodovia Amaral Peixoto, Km 164, CEP 27032-050

- – Imboassica - Macaé - RJ - Brasil – [email protected].

INTRODUÇÃO

Este trabalho foi elaborado em função

de uma demanda do Conselho Gestor da

Reserva Biológica União (REBIO

União), com vistas a atender às

recomendações do Plano de Manejo da

Unidade de Conservação, no

subprograma de remediação ambiental,

cujo objetivo seria “identificar as áreas

contaminadas por creosoto e remediar o

passivo ambiental da RFFSA” (MMA,

2008, pág.45).

Nesse sentido, a biorremediação é uma

importante técnica dependente de

processos biológicos utilizada para a

redução de resíduos (RUSSEL et al.,

2011), que devido à vasta diversidade

metabólica do mundo microbiano é

possível retirar ou minimizar uma

variedade de poluentes de ambientes

contaminados tanto por hidrocarbonetos

policíclicos aromáticos (HPA) quanto

por metais pesados (ANDRADE et al.,

2010 ).

Nesse contexto, fungos micorrízicos

arbusculares (FMA) do tipo endofíticos

septados escuros (DSEF) ou Dark

Septate Endophytes (DSE) são relatados

em raízes de vegetais em áreas

contaminadas como capazes de

minimizar concentrações de HPA em

solos contaminados (ANDREW et al.,

2012). Esses fungos possuem potencial

para a remediação de ambientes

contaminados com metais pesados e

HPAs, constituindo-se sua aplicação

como uma solução baseada na Natureza

(SBN) As SBN vem sendo

recomendadas a nível mundial para a

mitigação de danos e impactos

ambientais (KEESSTRA et al., 2018).

OBJETIVOS


investigar as características e o nível da

contaminação do solo com compostos

aromáticos associados à persistência do

creosoto no interior a REBIO União,

como a possibilidade da utilização de

associações simbióticas entre espécies

vegetais e FMA do tipo DSE) que se

estabeleceram na área contaminada.


Foram realizadas 4 campanhas na área

de estudo, entre setembro de 2016 e

maio de 2017. Em cada uma delas,

foram coletadas três amostras de solo,

numa profundidade de até 30cm (Figura

3) e uma de água, entre 0 e 30

centímetros da lâmina d’água, num

tributário do Córrego Purgatório, em

ponto de menor declividade no limite


presumido da área contaminada. As

amostras foram enviadas para o

laboratório especializado TESALAB,

que realizou a caracterização de

compostos poliaromáticos na água e no

solo, utilizando o Método EPA para

Compostos Orgânicos Semivoláteis

8270D, que emprega cromatografia em

fase gasosa acoplada à espectrometria

de massa (GC-MS). Para a identificação

dos fungos micorrízicos arbusculares na

área contaminada (ponto 3) foram

coletadas cinco plântulas com suas

respectivas rizosferas preservadas. As

amostras vegetais foram encaminhadas

para o Laboratório de Ecototoxicologia

e Microbiologia Ambiental (LEMAM-

IFF), no Campus Cabo Frio, onde as

amostras de raízes foram tratadas e

analisadas de acordo com metodologia

adaptada de Souza e Guerra (1998).

Para a análise do material, foram feitas

nove lâminas com três fragmentos cada,

totalizando 27 fragmentos de raízes de

cada plântula. As análises foram

realizadas em triplicatata, via

observação em microscópio óptico

(Novel BM 2100) acoplado a uma

câmera fotográfica (Toup CAM

UCOS05100KPA) e tratamento no

programa ToupLite. C/MS).


Os HPA analisados neste trabalho

foram divididos em três grupos

principais: (1) carcinogênicos; (2)

carcinogênicos e mutagênicos; e (3) não

carcinogênicos, conforme detalhado por

Ferreira (2017).

As concentrações dos HPAs no solo

confirmam a contaminação do sistema

edáfico do entorno do extinto pátio

ferroviário por hidrocarbonetos

aromáticos persistentes derivados de

creosoto, cujos níveis estão acima dos

valores de investigação determinados na

CONAMA nº 420/2009. Diante disso

pode-se classificar este solo como

classe IV, pois apresenta concentração

de pelo menos uma substância química

maior que o VI – Valor de Investigação.

Não foi verificada a presença de HPA

na água coletada no afluente do córrego

Purgatório localizado nos limites da

área contaminada (próxima ao ponto 1)

em nenhuma das campanhas. Porém, na

campanha de período chuvoso, foi

verificada na água coletada no córrego

Purgatório a presença de um composto

orgânico poliaromático de anéis

isolados, considerado tóxico e com

potencial para desregulação endócrina:

a N-nitroso-difenilamina (VIANNA,

2017).

Relativamente à possibilidade de

biorremdediação da área do passivo

ambiental herdado pela REBIO União,

verificou-se que as raízes da pteridófita

da família Thelypteridaceae estavam

colonizadas FMA e por DSE. Essa

ocorrência pôde ser constatada por meio

da observação de estrutura semelhante à

arbúsculo de FMA e de hifas septadas

escuras e estruturas semelhantes à

microescleródios de DSE em células da

raiz (TEIXEIRA, 2017).

CONCLUSÃO

Os níveis da contaminação com HPA no

solo na área estudada na REBIO União

situam-se acima dos valores de

investigação estabelecidos pelo

CONAMA em alguns períodos do ano,

constituindo-se de passivo ambiental

para o qual a biorremediação via

associações entre vegetais e FMA pode

ser uma alternativa viável, uma vez que

foram observadas estruturas de FMA

como hifas, vesículas e esporos e

também estruturas de DSE como hifas

septadas melanizadas e

microescleródios, em raízes de

pteridófita da família Thelypteridaceae,

coletadas na área contaminada.


Agradecimentos: à TESALAB, ao

CNPq, ao CBH Macaé, ao CONCRUNI

e à equipe técncia da Rebio União.

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EFEITO DA REMOÇÃO DO EUCALIPTO (Corymbia citriodora) NO ESTRATO

REGENERANTE EM UM PLANTIO ABANDONADO DA RESERVA

BIOLÓGICA UNIÃO/ RJ

Mariana Alves Faitanin¹, Paola Maia Lo Sardo¹, Igor Santiago Broggio¹, Bianca Nunes

dos Reis¹, Daniela Maia da Rocha¹, Marcelo Trindade Nascimento¹,²

1 Laboratório de Ciências Ambientais, Centro de Biociências e Biotecnologia - UENF, Campos dos Goytacazes/ RJ,

Brasil. ² Professor do Centro de Biociências e Biotecnologia, Curador do Herbário UENF, Campos dos Goytacazes/

RJ. [email protected].

INTRODUÇÃO

O plantio de eucalipto, como o de

qualquer outra espécie exótica, pode ou

não acarretar riscos as comunidades de

animais ou vegetais em um determinado

local. No caso das plantas, pode

favorecer a regeneração de espécies

nativas ou inibir através da competição

por recursos como: luz, água e

nutrientes, [1], ou à liberação de

elementos químicos secundários

(agentes alelopáticos) interferindo no

estabelecimento e no crescimento de

algumas espécies nativas [2]. O efeito

alelopático das espécies de eucalipto

pode atuar na inibição da regeneração

em florestas e também no que diz

respeito à inibição da germinação,

diminuição da sua velocidade e na

redução do comprimento da radícula de

plântulas, [3, 4]. Além do efeito

alelopático, a serapilheira do eucalipto é

homogênea e considerada de baixo teor

nutricional, pois tem alta concentração

de lignina, que é resistente à

decomposição, o que diminui a

mineralização de nutrientes que serão

utilizados pelas plantas [5, 6]. Deste

modo, a serapilheira de Corymbia

citriodora (Hook.) K.D.Hill & La. S.

Johnson pode ser apontada como uma

barreira química contra a regeneração

natural de espécies nativas [7, 8, 9].

Assim, C. citriodora parece atuar como

inibidora da regeneração natural como

já apontado por [8, 10, 11 e 12]. Desta

forma, espera-se que com a retirada do

eucalipto, estes problemas cessem ou

sejam drasticamente reduzidos.

Entretanto, a remoção dos eucaliptos do

plantio por corte e arraste pode afetar

negativamente os diferentes estratos da

comunidade arbórea. Neste contexto,

este trabalho teve por objetivo avaliar o

efeito da remoção sobre os diferentes

estratos florestais em um plantio

abandonado na Reserva Biológica

União/RJ, espera-se que (I) o estrato

adulto tenha sofrido pouco impacto

após a remoção, (II) o estrato jovem

seja o mais afetado, com redução na

riqueza de espécies, densidade de

indivíduos e área basal total e (III) um

aumento na densidade de plântulas após

a remoção do eucalipto.


O estudo foi realizado na Rebio União

localizada na região centro-norte do

estado do Rio de Janeiro (22º 27’30’’ S

e 42º 02’ 15’’ W) (Figura 1).


Figura 7 – Mapa atualizado após a ampliação da Reserva

Biológica União, Rio das Ostras/RJ. Fonte: Google Earth.

Para o estudo foi selecionado o talhão

39 por possuir trabalhos anteriores a

remoção do eucalipto [8, 11, 13]. Este

talhão estava abandonado há 22 anos e a

remoção do eucalipto se deu por corte

raso em 2013. Foram alocadas 5

parcelas aleatórias de 20m x 10m, sendo

amostrados todos os indivíduos

arbustivo/arbóreos com DAP ≥ 5 cm.

Dentro das parcelas de 20m x 10m,

foram alocadas duas sub-parcelas

aleatórias de 10m x 5m para a medição

dos indivíduos jovens lenhosos que

apresentaram altura superior a 50 cm e

diâmetro < 5 cm. Enquanto que para a

medição das plântulas (altura ≤ 50 cm e

10 ≥ cm) foram alocadas 4 sub-parcelas

de 5m x 2,5m, subdividindo as parcelas

de indivíduos jovens. Foram calculados

os seguindos parâmetros: densidade de

indivíduos (D), área basal total (ABt),

riqueza, diversidade (H’) e equidade de

espécies.


Foram amostrados 803 indivíduos

pertencentes a 21 famílias, 43 espécies e

36 morfo-espécies, destes 107 eram

adultos, 412 jovens e 284 plântulas. As

espécies Xylopia sericea A.St.-Hil. e

Siparuna guianensis Aubl. destacaram-

se quanto a abundância, representando

42,1% e 13,8%, respectivamente de

toda a comunidade estudada. Foi

observada uma constância na densidade

para o estrato adulto e uma diminuição

em relação aos estratos jovens e

plântulas quando comprados com os

valores obtidos antes da remoção [12,

13]. Em relação à área basal, foi

observado um incremento para o estrato

adulto e diminuição para o estrato

jovem. Esta perda de ABt

provavelmente devido à quebra seguida

de rebrota de indivíduos. Quanto à

diversidade, não houve variação para o

estrato adulto. Entretanto para o jovem,

ocorreu aumento após a remoção do

eucalipto (Tabela 1). Para o estrato

plântula, não foi avaliado a riqueza e

diversidade de espécies em função da

dificuldade para identificação dos

indivíduos no campo.

Tabela 1 – Comparação temporal para os três estratos da

comunidade arbórea regenerante (2001-2017) após a

remoção dos eucaliptos no Talhão 39 da Reserva Biológica União, Rio das Ostras, RJ, Brasil.; D = densidade absoluta;

ABt = área basal total; R= riqueza; H’ = índice de

diversidade de Shannon; J’ = Índice de equidade de Pielou.

Após a remoção dos eucaliptos foi

observado que ocorreu a manutenção

das espécies mais importantes, tanto no

estrato arbóreo adulto quanto no de

jovens. Antes da remoção as espécies de

maior importância eram X. sericea,

Eugenia supraaxillaris Spring, Cupania

oblongifolia Mart. e S. guianensis. Após

a remoção, todas permaneceram entre as

mais importantes, exceto E.

supraaxillaris, a qual foi substituída por

Asteraceae sp1. De forma geral, como

era esperado, a riqueza e a diversidade

Ano D (ind ha-1

) AB (m² ha-1

) R H' J'

2001 750 ± 154 5,70 15 2,10 0,78

2005 970 ± 256 8,70 17 2,10 0,76

2007 1010 ± 204 9,90 17 2,10 0,73

2017 1070 ± 182 12,37 21 2,04 0,67

2001 2820 ± 2601 2,23 17 1,75 0,61

2005 7660 ± 4835 3,72 25 1,50 0,44

2007 8840 ± 4364 4,29 23 1,45 0,46

2017 7490 ± 3283 1,33 49 2,34 0,60

2002 3880 ± 702 ─ ─ ─ ─

2005 13720 ± 1714 ─ ─ ─ ─

2007 14320 ± 2831 ─ ─ ─ ─

2017 11360 ± 6334 ─ ─ ─ ─

Estrato Adulto

Estrato Jovem

Estrato Plântula


aumentaram na área estudada após a

remoção dos eucaliptos, principalmente

para o estrato plântula. Fato

provavelmente relacionado à maior

disponibilidade de luz e espaço e

diminuição da serapilheira do eucalipto

e assim de seus efeitos de barreira física

e alelopática.

CONCLUSÃO

Conclui-se que o estrato jovem foi o

mais afetado pela remoção do eucalipto

em função da quebra de indivíduos e

assim, diminuição em área basal e

densidade absoluta. A manutenção da

riqueza, composição florística e da

dominância de algumas espécies mais

importante dos estratos arbóreo e jovem

após a remoção, indica uma lenta

regeneração mesmo após a retirada do

eucalipto.

REFERÊNCIAS

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da acumulação de folhas secas na plantação de

eucalipto em Zitundo, Distrito de Matutuine.

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Fluminense. Tese de Doutorado, 142p. Centro

de Ciências e Tecnologias Agropecuárias.

Universidade Estadual do Norte Fluminense

Darcy Ribeiro, Campos dos Goytacazes, RJ.

[7] GAMA-RODRIGUES, E. F. et al., 2008.

Alterações na biomassa e na atividade

microbiana da serapilheira e do solo, em

decorrência da substituição de cobertura

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diferentes sítios da região sudeste do Brasil.

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[8] RIBEIRO, A. C. C, 2005. Efeito da

Remoção da Serrapilheira no Estabelecimento

de Plântulas de Espécies Nativas da Mata

Atlântica em Plantios de Eucalipto Corymbia

citriodora (Hook) L. A. Jonhson & K. D. Hill

na Reserva Biológica União, Rio das Ostras, RJ.

Dissertação de Mestrado, Pós-Graduação em

Ecologia e Recursos Naturais. Universidade

Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro,

Campos dos Goytacazes, RJ.

[9] DINIZ, A. R. et al., 2011. Aporte de

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citriodora Hook de Diferentes Idades e Após 6

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Universidade Estadual do Norte Fluminense

Darcy Ribeiro. Campos dos Goytacazes/RJ.

[12] EVARISTO, V. T et al., 2011. Atlantic

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[13] EVARISTO, V. T, 2008. Dinâmica da

comunidade e das principais populações

arbustivo-arbóreas de mata atlântica em plantios

abandonados de eucalipto Corymbia citriodora

(Hook.) KD Hill & LAS Johnson. Dissertação

de mestrado. Pós-Graduação em Ecologia e

Recursos Naturais. Universidade Estadual do

Norte Fluminense Darcy Ribeiro, Campos dos

Goytacazes, RJ. 158p.


CHAMADOS DE DISTRESSE EM MORCEGOS FILOSTOMÍDEOS DA

RESERVA BIOLÓGICA UNIÃO

1 2

Ricardo Brioschi Lyra; 2Marcelo Rodrigues Nogueira; ²Carlos Ramón Ruiz-Miranda;


1Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro, Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP 28013-

602 - Parque Califórnia- Campos dos Goytacazes - RJ – Brasil

²[email protected]

INTRODUÇÃO

Chamados de Distresse (CDs – Figura

1) são vocalizações emitidas em

situações de aflição, como quando um

indivíduo é capturado por predadores

(Marler, 1956; Conover, 1994a). Tais

vocalizações são bem estudadas em

alguns grupos de vertebrados (Hill,

1986; Conover, 1994b; Forti et al.,

2018), porém, para quirópteros,

representam uma lacuna no

conhecimento sobre seu universo

sonoro, com dúvidas referentes à sua

funcionalidade e evolução (Carter et

al., 2015).

Figura 1 – Espectrograma de um trecho de

Chamado de Distresse de Artibeus lituratus

contendo 5 pulsos.

Uma maneira de compreender melhor

qual é a funcionalidade dos CDs é

averiguar a variação acústica, de forma

a elucidar qual o nível de especificidade

do sinal. Acredita-se que este seja baixo

devido ao fato de que a reprodução de

CDs gera resposta em nível

interespecífico (Russ et al., 2004).

Apesar disso, avaliar a variação nas

variáveis acústicas nos permite

compreender se há diferenças que

permitam discriminar espécies. Vale

destacar que poucos trabalhos

descrevem a estrutura acústica de CDs

de morcegos (August, 1985; Russ et al.,

1998), tornando necessário um aumento

em esforços desta natureza. Neste

contexto, a família Phyllostomidae se

apresenta como boa alternativa, por ser

bastante representativa em eventos de

captura com redes de neblina,

permitindo a gravação de seus CDs.

OBJETIVOS

Este trabalho tem por objetivo descrever

a estrutura acústica de CDs de espécies

de morcegos filostomídeos presentes na

Reserva Biológica União com a

finalidade de avaliar as similaridades na

estrutura acústica entre as mesmas,

inferindo observações iniciais sobre tais

vocalizações em um panorama geral.



Para a captura dos morcegos foram

utilizadas redes de neblina nas primeiras

horas da noite (entre 18:00 e 23:00

horas, aproximadamente). Os

indivíduos capturados foram colocados

em sacos de pano e transportados para

locais próximos para triagem e gravação

de seus CDs. Utilizou-se um microfone

M500 ligado a um computador com o

software BatSound Touch (Pettersson

Elektroniks, www.batsound.com). Os

espectrogramas foram gerados com o

software Raven Pro 1.5 para a medição

das variáveis acústicas. Foram usados 5

chamados por gravação por espécie.

Cada espécie é representada por 1

indivíduo, exceto Carollia perspicillata

(3 indivíduos), Artibeus lituratus e

Lonchorhina aurita (2 indivíduos cada).

A média e desvio-padrão foram obtidos

para cada variável com finalidade de

descrição e comparação entre as

espécies. O presente trabalho se

encontra em fase inicial, com a

amostragem ainda sendo conduzida.


Até o momento foram obtidas

gravações de Chamados de Distresse

para sete espécies, listadas na tabela 1

junto à média e desvio-padrão para as

variáveis acústicas de cada uma.

Tabela 1 – Média e Desvio-padrão (entre

parênteses) para cada variável acústica por

espécie gravada. Sp. = espécie, Dur =

duração em segundos, Fg = frequência

grave, Fa = frequência aguda, CB =

comprimento de banda, FME = frequência

de máxima energia, D.r. = Desmodus

rotundus, G.s. = Glossophaga soricina, L.a.

= Lonchorhina aurita, C.p. = Carollia

perspicillata, V.p. = Vampyressa pusilla, A.l.

= Artibeus lituratus, A.o. = A. obscurus. As

frequências se encontram na escala de KHz. Sp. Dur Fg Fa CB FME

D.r. 0.4

(0.2) 2.8

(0.9) 56.1

(4.19) 53.4

(3.9) 8.5

(0.8)

G.s. 0.04

(0.01) 11.4

(1.8) 131.9

(1.8) 120.5

(0.5)

36.7

(0.7)

L.a. 0.05

(0.05) 4.1

(0.4) 75.6

(26) 71.5

(22.5)

13.7

(4.6)

C.p. 0.1

(0.03) 8.3

(1.6) 123.3

(16.1) 115

(15.6) 19.5

(4.7)

V.p. 0.08

(0.03) 1 (0.1) 83.7

(16.2) 82.6

(16.3) 14.8

(7.1)

A.l. 0.12

(0.05)

0.8

(0.13) 62.5

(10) 61.7

(10)

8.6

(0.4)

A.o. 0.09

(0.01) 0.6

(0.1) 51.5

(6.6) 50.9

(6.6)

8.6

(0.5)

Diferentes grupamentos foram

formados entre as variáveis acústicas. A

Frequência grave segue um padrão

concordante com o esperado para o

aumento do corpo entre as espécies,

apresentando médias menores em

espécies maiores (Fletcher, 2004), com

exceção à V. pusilla. A variável duração

isola D. rotundus das demais espécies.

Apesar de inconclusivo no momento,

vale destacar que esta é uma espécie de

ecologia singular em vários aspectos

(Greenhall et al., 1983), o que pode

influenciar a funcionalidade de seus

CDs.

CONCLUSÃO

Apesar da grande sobreposição das

variáveis acústicas entre as diferentes

espécies, decorrente provavelmente de

uma amostragem relativamente

pequena, é possível identificar

tendências possivelmente associadas ao

o tamanho do corpo e à ecologia das

espécies apresentadas. O presente

trabalho continua em desenvolvimento e

um aumento na amostragem contribuirá

com medidas mais precisas quanto às

diferenças entre as variáveis acústicas,

além de aumentar o número de espécies

sendo avaliadas.

Agradecimentos: À equipe técnica da

Reserva Biológica União, ao Programa


de Pós-Graduação em Ecologia e

Recursos Naturais da Universidade

Estadual do Norte Fluminense Darcy

Ribeiro (PPGERN-UENF) e aos órgãos

de fomento (CNPq, CAPES e FAPERJ).

REFERÊNCIAS

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the distress calls of Artibeus jamaicensis and

Phyllostomus hastatus (Chiroptera:

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ANÁLISE ESPAÇO-TEMPORAL DA MASTOFAUNA ATROPELADA NO

INTERIOR DA RESERVA BIOLÓGICA UNIÃO E ENTORNO

Helio Secco¹; Vitor Oliveira¹, Marcello Guerreiro2; Pablo Rodrigues Gonçalves¹

¹ Universidade Federal do Rio de Janeiro, Núcleo em Ecologia e Desenvolvimento Sócio-Ambiental de

Macaé, Av. São José do Barreto, 764, CEP 27965-045, Bairro Barreto, Macaé, RJ, Brazil -

[email protected]. 2 Autopista Fluminense S. A., Av. São Gonçalo, 100, Unidade 101, CEP 24466-315, Bairro Boa Vista,

São Gonçalo, RJ, Brazil.

INTRODUÇÃO

Os ciclos econômicos modernos tem

demandado uma expansão c o n t í n u a

da malha rodoviária pa ra

movimen tação de p rodu tos e

pes soas , consequentemente alterando

ambientes naturais em diversas regiões

do globo (Forman & Alexander 1998).

Neste contexto, a Ecologia de Estradas

(“Road Ecology”) surgiu oficialmente

como uma nova linha de pesquisa na

década de 90, interessada em avaliar os

processos ecológicos relacionados a

essas estruturas lineares, e desde o

início dos anos 2000 vem crescendo

exponencialmente (Forman et al.

2003). Apesar deste crescimento, ainda

são poucos os grupos de pesquisa que

mantém essa linha de pesquisa

permanente no Brasil. Muitas vezes a

coleta de dados de fauna atropelada é

decorrente de amostragens esporádicas

feitas sem um planejamento prévio, o

que, consequentemente, não contribui

efetivamente para o avanço do

conhecimento geral na área. O

atropelamento de fauna é uma das

principais causas de perda de

biodiversidade em áreas próximas a

rodovias (Laurance et al. 2009), pois

aumenta da mortalidade de muitos

indivíduos em um curto prazo,

diminuindo a viabilidade das

populações e aumentando o risco de

extinção local das espécies. (Forman et

al. 2003). As rodovias exercem um

efeito barreira, impedindo ou

diminuindo as travessias de animais, e

comprometendo a conectividade

demográfica (Shepard et al. 2008). Este

efeito pode ocorrer em espécies que

desenvolvem o comportamento de

evitar a rodovia e se afastarem (“road

avoidance”), bem como naquelas que

não evitam a área próxima da rodovia,

mas que normalmente são malsucedidas

ao tentar atravessá-la (Jaeger et al.

2005). Em ambos os casos, a população

tende a se subdividir e ficar isolada em

pequenas manchas populacionais

distribuídas por fragmentos de habitat.

OBJETIVOS

Neste contexto, o presente trabalho tem

como objetivo avaliar o impacto sobre a

mastofauna local causado por um trecho

da rodovia BR101/RJ que adentra os

limites da UC Rebio União, no que se

refere à fatalidade direta causada pelas

colisões entre veículos e animais.


Localizada entre os municípios de Rio

das Ostras, Casimiro de Abreu e Macaé,

no centro-norte fluminense, a Rebio


União está incluída na Reserva da

Biosfera da Mata Atlântica, instituída

pela UNESCO em 1972 e contemplada

pelo Sistema Nacional de Unidades de

Conservação (SNUC). Além disso, esta

unidade é uma área de relevante inte-

resse conservacionista, pois abriga o

maior número de espécies ameaçadas de

extinção ou de distribuição restrita no

Estado do Rio de Janeiro (Jenkins et al.

2011). O trecho da rodovia amostrada

nesse estudo está compreendido entre os

km 174 e 200 da rodovia BR-101/RJ,

adentrando os limites da Rebio União

entre os km 184 e 190, somados a 10

km a mais no sentido sul e no sentido

norte. Atualmente apresenta pista

simples em sua maior parte, mas

encontra-se em processo de

licenciamento ambiental para

duplicação futura. Está inserido na APA

da Bacia do Rio São João (22025’S;

42015’W), onde suas margens

apresentam paisagem composta

predominantemente por pastagens,

eucaliptal e grandes remanescentes

florestais. A concessionária vem

monitorando sistematicamente a fauna

atropelada na rodovia através do seu

Programa de Proteção à Fauna, em

consonância com suas condicionantes

de Licença de Operação, e com a

instrução normativa vigente. As pistas

de rolamento e de acostamento da

rodovia compõem as áreas amostrais

para o levantamento dos registros de

atropelamentos através de coleta de

dados. Entre janeiro de 2013 e

dezembro de 2017 houve esforço de

coleta de uma campanha por mês. O

monitoramento consiste no percurso da

rodovia por veículo automotor, em

velocidade média de 40 km/h. Os

resultados dos atropelamentos foram

expressos através do cálculo de taxas de

atropelamento, seguindo o método

proposto por Bager & Rosa (2010): Nº

de atropelamentos/km/monitoramento.

Esta abordagem utilizou apenas dados

do monitoramento sistemático, devido

ao controle do esforço amostral

aplicado. Através do cálculo dessa taxa,

permite-se realizar análises espaço-

temporais comparáveis ao longo da

rodovia. Logo, a taxa de atropelamento

foi estimada mensalmente e o teste de

Kruskal-Wallis utilizado para avaliar a

diferença anual (2013, 2014, 2015,

2016, 2017) e sazonal (estação seca =

abril a setembro; chuvosa = outubro a

março), após constatação da não

normalidade dos dados. A distribuição

espacial foi avaliada através de

construção gráfica e geoprocessamento

dos dados. Adicionalmente, para fins de

riqueza de espécies acometidas por

atropelamentos na região, foram

incorporados os registros ocasionais de

animais tombados na coleção científica

do NUPEM/UFRJ, oriundos de animais

mortos atropelados na Rebio União e

encaminhados para a instituição desde

2006. A representatividade de cada

táxon entre os atropelamentos se deu

pelo cálculo da frequência relativa (FR):

divisão do número de indivíduos de

cada táxon identificado pelo total dos

registros.


Considerando os 147 registros oriundos

dos monitoramentos sistemáticos (n =

107; de 2013 a 2017) e dos tombados

em coleção (n = 40; de 2006 a 2017),

foram confirmados 36 táxons distintos,

sendo 7 deles ameaçados de extinção

(ameaçado ou criticamente ameaçado)

ou próximos de algum grau de ameaça

(quase ameaçado ou vulnerável) em

nível nacional. Esses táxons ameaçados

incluem: lontra - Lontra longicaudis

(FR = 0,027; n = 4), bugio - Alouatta

guariba clamitans (FR = 0,027; n = 3),

onça-parda - Puma yagouaroundi (FR =

0,027; n = 3), preguiça-de-coleira -

Bradypus torquatus (FR = 0,014; n = 2),

mico-leão-dourado - Leontopithecus

rosalia (FR = 0,014; n = 2), gato-do-

mato - Leopardus wiedii (FR = 0,007; n


= 1), lobo-guará - Chrysocyon

brachyurus (FR = 0,007; n = 1). Em

relação às espécies mais frequentes

entre os atropelamentos, estão o gambá-

de-orelha-preta - Didelphis aurita (FR =

0,102; n = 15), ouriço-cacheiro –

Coendou spinosus (FR = 0,095; n = 14),

preá - Cavia fulgida (FR = 0,088; n=

13), e cão doméstico – Canis lupus

familiaris (FR = 0,088; n= 13). A taxa

de atropelamento mensal variou desde 0

até 0,231

indivíduos/km/monitoramento, com os

maiores picos entre janeiro e março de

2014, entretanto sem diferença

interanual e sazonal significativas

(respectivamente p = 0,213; p = 0,184).

Ao subdividir o trecho amostrado em

subtrechos de 1 km, e analisar a

distribuição espacial dos

atropelamentos, é possível identificar

que sob os domínios da Rebio União, o

km 184 é o que apresenta maior número

(n = 7). Entretanto as maiores

concentrações se encontram entre os

kms 195 e o 198 (km 195 = 8; km 196 =

6; km 197 = 7; km 198 = 8), no entorno

da UC. Essa região se justifica como um

hotspot de atropelamento de fauna

tendo em vista que a área da Rebio

União se aproxima da rodovia por meio

de uma extensão estreita de vegetação

associada às encostas de maior altitude

até a margem da pista sul, enquanto que

nas margens da pista norte existem

fragmentos florestais esparsos que se

estendem até próximo da rodovia,

formando assim um possível corredor

de movimentação para a fauna na região

e atravessando o traçado. O trecho de 6

km que corta o interior da Rebio União

pode estar apresentando menor volume

de atropelamentos (16,3% dos registros

analisados) em função de ter uma área

protegida disponível em maior

proporção nas proximidades da rodovia,

fazendo com que as espécies em geral

se desloquem menos em busca de

recursos. Além disso, outra hipótese

seria que as espécies estariam

respondendo negativamente à mudança

abrupta das características do ambiente

à medida que se aproximam da clareira

linear formada pela rodovia em meio à

vegetação circundante, acentuando

assim o efeito barreira à medida que a

densidade de animais teria correlação

com a distância para o traçado.

CONCLUSÃO

Um dos principais indicadores de

impacto de rodovias sobre as

populações naturais é o monitoramento

contínuo da taxa de atropelamento de

fauna em longo prazo através de um

delineamento e esforço amostral

padronizados. O presente estudo

evidencia uma parcela ecologicamente

diversa (carnívoros, primatas, roedores,

marsupiais, morcegos, xenartros,

lagomorfos) e ameaçada de extinção

(pelo menos 7 spp.) impactada pela

rodovia, principalmente na zona

limítrofe da Rebio União. Recomenda-

se a realização de novos estudos para

avaliar o grau do efeito barreira sobre

populações afetadas, e testar as

hipóteses levantadas no presente

trabalho.

REFERÊNCIAS

BAGER, Alex; ROSA, Clarissa Alves da.

Priority ranking of road sites for mitigating

wildlife roadkill. Biota Neotropica, v. 10, n. 4,

p. 149-153, 2010.

FORMAN, Richard TT; ALEXANDER, Lauren

E. Roads and their major ecological

effects. Annual review of ecology and

systematics, v. 29, n. 1, p. 207-231, 1998.

FORMAN, Richard TT. Road ecology: science

and solutions. Island Press, 2003.

LAURANCE, William F.; GOOSEM, Miriam;

LAURANCE, Susan GW. Impacts of roads and

linear clearings on tropical forests. Trends in

Ecology & Evolution, v. 24, n. 12, p. 659-669,

2009.

JAEGER, Jochen AG et al. Predicting when

animal populations are at risk from roads: an

interactive model of road avoidance


behavior. Ecological modelling, v. 185, n. 2-4,

p. 329-348, 2005.

JENKINS, Clinton Neil; PIMM, Stuart L.;

ALVES, MA dos S. How conservation GIS

leads to Rio de Janeiro, Brazil. Natureza &

Conservação, v. 9, n. 2, p. 152-159, 2011.

SHEPARD, D. B. et al. Roads as barriers to

animal movement in fragmented

landscapes. Animal Conservation, v. 11, n. 4,

p. 288-296, 2008.


ESPECIALIZAÇÃO DE NICHO DE IRRADIÂNCIA COMO FERRAMENTA

DE AVALIAÇÃO DO POTENCIAL DE RESTAURAÇÃO DE ESPÉCIES

ARBÓREAS TROPICAIS

Tatiane de Oliveira Vieira¹; Angela Pierre Vitória¹

¹Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro, Avenida Alberto Lamego, Laboratório de

Ciências Ambientais (LCA), 2000, CEP 28013-602 - Parque Califórnia- Campos dos Goytacazes - RJ -

Brasil – [email protected].

INTRODUÇÃO

A irradiância é um recurso

crítico para a sobrevivência,

estabelecimento e crescimento vegetal

em florestas tropicais (Strauss-

Debenedetti & Bazzaz 1996). A

variação na disponibilidade de

irradiância no sub-bosque pode atuar

como um filtro ambiental e promove

uma ampla variedade de foto-

adaptações, permitindo que espécies

vegetais contrastantes se estabeleçam,

cresçam e se reproduzam sob diferentes

condições de irradiância (Bazzaz e

Pickett 1980). Os níveis de demanda e

toerância de irradiância de uma espécie

podem ser explicados através do

conceito de nicho (Grubb 1977), a

amplitude ecológica das condições

bióticas e abióticas que permitem a

persistência de uma espécie em um

dado ambiente (Hutchinson 1957).

Compreender o nicho de irradiância

pode ser um fator chave na escolha de

espécies para programas de restauração

florestal. De fato, a seleção de espécies

parece ser uma das principais barreiras

para o sucesso dos programas de

reflorestamento, porque os ambientes

florestais degradados são

frequentemente quentes, secos e

recebem excesso de irradiância na

ausência de sub-bosque e cobertura do

dossel. No entanto, informações sobre a

capacidade de estabelecimento de

espécies nativas como plântulas ainda

são limitadas.

OBJETIVOS


avaliar a variabilidade interespecífica no

uso de recursos de irradiância e o

desempenho resultante das interações

indivíduo-ambiente em relação à

sobrevivência, estabelecimento e

capacidade de crescimento de quatro

espécies arbóreas comumente utilizadas

para restaurar a Floresta Atlântica

degradada.


O estudo foi realizado na

Reserva Biológica União (ReBio

União), no estado do Rio de Janeiro,

Brasil (22 ° 42′S, 42 ° 03′W). O ReBio

União possui 7767 ha com

aproximadamente 7500 ha de Florestaa

Atlântica e 220 ha em regeneração de

áreas anteriormente ocupadas por

plantios de eucalipto (Corymbia

citriodora). Quatro espécies arbóreas

tropicais pioneiras da Floresta Atlântica

foram selecionadas:1) Vitex polygama

Cham., Lamiaceae; 2) Cytharexyllum


myrianthum Cham., Verbenaceae; 3)

Guarea guidonea (L.) Sleumer,

Meliaceae; 4) Cupania oblongifolia

Mart., Sapindaceae. Mudas entre dois e

três meses de idade foram

transplantadas para o solo em em

Dezembro/2014 na área de restauração

florestal com espaçamento de 2,5m x

2m. Vinte mudas por espécie foram

identificadas e separadas em dois

grupos (n = 10) e distribuídas entre os

dois tratamentos de irradiância baseados

na Densidade de Fluxo de Fótons

Fotossintéticos (DFFF): 1) Irradiância

total, ±2000 μmolm-2

s-1

em dias

ensolarados; 2) Sombreamento de 60%

da irradiância (tratamento de

sombreamento), ±900 μmolm-2

s-1

; O

tratamento de sombreamento foi obtido

utilizando estruturas de sombreamento

de madeira e malha de polietileno do

tipo sombrite para reduzir a irradiância

incidente a níveis similares às áreas de

sub-bosque intermediárias.

Sobrevivência e atributos

morfológicos foram monitorados

mensalmente em cada tratamento de

irradiância (n = 10) durante 210 dias

(Fevereiro/ 2015 a Setembro/2015)

totalizando oito tempos de amostragem:

tempo zero (T0) (referência), 30 dias

(T30), 60 dias (T60), 90 dias (T90), 120

dias (T120), 150 dias (T150), 180 dias

(T180) e 210 dias (T210). A

porcentagem de sobrevivência foi

calculada pela contagem do número de

indivíduos em cada tempo. Os atributos

morfológicos avaliados foram: altura

(H, fita métrica), diâmetro a altura do

solo (D, com paquímetro digital),

número total de folhas (L), área foliar

específica - folhas jovens (SLAY), área

foliar específica - folhas maduras

(SLAM), índice relativo de clorofila -

folha jovem (RCIY), índice relativo de

clorofila - folha madura (RCIM). A taxa

de crescimento relativo (TCR) será

calculada para cada intervalo de 30 dias

segundo a fórmula: TCR = (lnH1-

lnH0)/(t1-t0), onde: ln é a função

logaritmo, H0 e H1 correspondem ao

valor inicial e final, respectivamente, e

t0 e t1 correspondem aos tempos inicial

e final das avaliações, respectivamente.

A equação será utilizada para estimar a

taxa de crescimento relativo para os

atributos de crescimento: altura (TCRH),

diâmetro a altura do solo (TCRD) e

número de folhas total (TCRL).

A fluorescência da clorofila a foi

medida no início do experimento (T0)

(fevereiro de 2015) e em cada

tratamento de irradiância no final do

experimento (T210) (setembro de 2015)

em jovens (Y) e maduras (M) ao londo

dia às 07:00, 0900, 1100, 1300, 1500 e

1700 h com um fluorómetro portátil de

luz modulada (FMS2, Hansatech, UK)

segundo Genty et al. (1989). Os

atributos fisiológicos determinados

foram: rendimento quântico máximo de

PSII (Fv / Fm), quenching fotoquímico

(qP) e quenching não fotoquímico

(NPQ). O valor médio diário do curso

foi calculado para cada atributo.

A plasticidade fenotípica foi

avaliada com base na diferença nos

valores das características morfológicas

e fisiológicas entre os tratamentos de

irradiância para cada espécie, com base

no índice de plasticidade das distâncias

relativas (RDPI) de acordo com

Valladares et al. (2006). O índice RDPI

varia de zero a um e permite

comparações entre atributos com

diferentes unidades.

Diferenças entre as médias

foram avaliadas por ANOVA (one-way

e two-way), seguido pelo teste post-hoc

de Tukey (P ⩽ 0,05). Os fatores

considerados foram idade da folha,

espécie, curso diário e tratamento de

irradiância. A ANOVA fatorial foi

realizada para avaliar respostas

significativas de espécies entre os

tratamentos de irradiância e interações

usando o software R (versão 3.4.1). Os

coeficientes de regressão e as

correlações foram calculados com o

pacote de software Sigma Plot 11.0


(SPSS; Chicago, IL, EUA). Uma análise

de componentes principais (PCA) foi

realizada para confirmar o agrupamento

de amostras com base nos parâmetros

avaliados usando o software Past,

Versão 2.16 - Paleontological

STatistics.


Os resultados demonstraram

uma variação substancial na

sobrevivência, crescimento e

plasticidade em resposta à irradiância

para as espécies. Os resultados sugerem

diferenciação no nicho de irradiância

com base na variação nas respostas à

irradiância disponível dentro do grupo

das espécies de estádio inicial de

sucessão. A PCA revelou formação de

grupos por espécies e tratamentos de

irradiância e corrobora o conceito de

diferenciação do nicho de irradiância

(Wright et al. 2005). Os dados de

sobrevivência enfatizaram as diferenças

entre as espécies em resposta aos

tratamentos de irradiância e

demonstraram que este grupo de

espécies responde positivamente a uma

redução na irradiância de pleno sol para

60% de cobertura. Houve relativamente

pouca evidência de fotoinibição entre as

espécies e tratamentos de irradiância,

indicando que, embora houvesse

variação no crescimento em resposta

aos tratamentos de irradiância, todas as

espécies estavam dentro de um intervalo

adequado para uma regeneração

potencialmente bem sucedida. O índice

de plasticidade da distância relativa

variou entre as quatro espécies

estudadas e as espécies mais plásticas

tiveram a menor taxa de sobrevivência.

A avaliação do custo associado à

plasticidade entre os tratamentos de

irradiância revelou que Vitex possui

maior fotoplasticidade e as taxas mais

baixas de sobrevivência. Os resultados

obtidos no presente estudo corroboram

a hipótese de desempenho específico da

espécie associada à diferenciação de

nicho e revelaram limitação do nicho de

amplitude de irradiância pelo custo

associado ao investimento em atributos

de plasticidade.

CONCLUSÃO Sugerimos a seleção de espécies

com base na especialização de nicho e na

gama de nicho de uma espécie como uma

ferramenta para prever o desempenho de

espécies ao longo de gradientes de

recursos, uma vez que abrange a interação

de múltiplos eixos de recursos.

Agradecimentos: a UENF, ReBio União

e LCA pelo suporte; aos Técnicos

Gerson e Adilson pelo auxílio nos

trabalhos de campo.

REFERÊNCIAS

Bazzaz, F.A.; Pickett, S.T.A.1980.

Physiological ecology of tropical

succession: a comparative review. Ann.

Rev. Ecol. Syst. 11, 287-310.

Genty, B., Briantais, J-M., Baker, N.R.

1989. The relationship between the

quantum yield of photosynthetic

electron transport and quenching of

chlorophyll fluorescence. Biochimica

and Biophysica Acta, 990: 87-92.

Grubb, J.P. 1977. The maintenance of

species-richness in plant communities:

the importance of regeneration niche.

Biological Review 52, 107-145.

Hutchinson, G.E. The multivariate

niche. Cold Spring Harbor Symposia on

Quantitative Biology, v. 22, p. 415-421,

1957.

Strauss-debenedetti, S.; Bazzaz, F.A.,

1996. Photosynthetic characteristics of

tropical trees along sucessional

gradients. In/; Mulkey, S.S., Chazdon,

R.L. e Smith, A.P. (Eds) 1996. Tropical

Forest Plant Ecophysiology. Chapmen e

Hall, New York, P.162-186.

Valladares, F., Sanchez-Gomez, D.,

Zavala, M.A. 2006. Quantitative

estimation of phenotypic plasticity:


bridging the gap between the

evolutionary concept and its ecological

applications. J Ecol., 94: 1103-1116.


EFEITO DE BORDA SOBRE O ESTOQUE DE CARBONO E NUTRIENTES EM

SOLOS DE FLORESTA OMBRÓFILA DA MATA ATLÂNTICA NA RESERVA

BIOLÓGICA UNIÃO.

Vitor Melo Erse Cyrino¹, Igor Santiago Broggio¹, Claudio Roberto Marciano², Dora

Maria Villela¹

¹Laboratório de Ciências Ambientais (LCA), ²Laborório de Solos (LSOL), Universidade Estadual do

Norte Fluminense Darcy Ribeiro (UENF), Avenida Alberto Lamego, 2000, CEP 28013-602 – Parque

Califórnia – Campos dos Goytacazes – RJ – Brasi; UENF. [email protected]

INTRODUÇÃO

A matéria orgânica dos solos de

florestas tropicais é em grande parte

advinda da ciclagem de nutrientes [1,

5]. Processos como a fragmentação

florestal podem afetar o estoque de

carbono (C), assim como toda a

dinâmica dos nutrientes [2].

As florestas ombrófilas são

reconhecidas como um dos principais

tipos florestais encontrados na mata

atlântica [4]. Devido a intensa

fragmentação, sua área reduziu para

aproximadamente 12,5% de seu

território original [3].

OBJETIVOS

O objetivo deste estudo é

estimar a concentração e o estoque de

C, N, fósforo (P) e cátions

macronutrientes K, Ca e Mg no solo de

um fragmento de floresta ombrófila

densa (FOD), na Reserva Biológica

União, Rio de Janeiro e relacioná-los a

biomassa acima do solo e ao efeito da

de borda do fragmento.

Este trabalho irá testar as

seguintes hipóteses: (1) o estoque de C,

N e a disponibilidade de

macronutrientes é maior nas camadas

mais superficiais do solo do que nas

mais profundas na FOD; (2) áreas do

fragmento com maior biomassa e/ou

densidade arbóreas, apresentam maiores

estoques de C, N e disponibilidade de

macronutrientes nas camadas do solo;

(3) a borda apresenta menor

concentração e estoque de nutrientes

que o interior do fragmento de FOD na

Rebio União.

Este é um projeto em

andamento, cujas coletas e resultados

estarão sendo obtidos ao longo de 2018.

Portanto, são apresentados apenas dados

preliminares.


As coletas de solos foram feitas

em Março/2018, em um fragmento


(2400 ha), na Reserva biológica (Rebio)

União, dividido em 3 sítios: bordas do

gasoduto; Rede elétrica; e Interior.

Nestas os solos foram amostrados em 3

parcelas (20m x 50m) em cada sítio,

aonde realizou-se dois tipos de

amostragens, sendo (I) uma superficial

em quatro pontos sorteados

aleatoriamente em cada parcela, nas

profundidades de (cm): 0-5, 5-10, 10-20

e 20-30, (para determinação do

estoque, será gerada uma amostra

composta por parcela); e (II) um perfil

de 1 m por sítio, em uma parcela

sorteada aleatoriamente por sítio, nas

profundidades (cm) de: 0-5, 5-10, 10-

20, 20-30, 30-40, 40-50, 50-75 e 75-

100. As amostras serão utilizadas para

análises químicas, granulométricas e

densidade.

Para a quantificação dos

nutrientes do solo, será determinado C e

N totais no auto-analisador CHNS/O, os

cátions macronutrientes disponíveis,

serão extraídos por solução ácida e

determinados através do ICP/AES-

Varian e PO4-

em espectrofotômetro, no

Laboratório de Ciências Ambientais

(LCA – UENF).

Para a análise granulométrica a

amostra será dispersa mediante agitação

em solução NaOH 0,1 mol L-1, sendo a

areia obtida em de malha 53 µm, a

argila pelo método da pipeta e o silte

por diferença, no Laboratório de Solos

(LSOL - UENF).

Atualmente as amostras estão

sendo processadas e seus resultados

obtidos para o C e demais nutrientes.


Até o momento, os dados

obtidos são referentes a densidade

aparente do solo. Levando-se em conta

as médias entre os três sítios, a

densidade média (g/cm3) para

amostragem de até 1 m de profundidade

não apresentou diferença(Tabela 1).

Tabela. 1 Densidade média e desvio padrão do

solo em diferentes profundidades até 1m, nas

áreas de borda (Rede Elétrica e Gasoduto) e

Interior da Mata Atlântica na Rebio União.

Entretanto, considerando as

amostragens de 0-30cm, a densidade

média (g/cm3) da camada mais

superficial (0-5 cm) do solo tendeu ser

inferior as camadas mais profundas

(tabela 2). Contudo, não houve

diferença significativa na densidade do

solo entre os sítios e para nenhuma das

profundidades amostradas, sendo esta

média semelhante entre as áreas de

borda, tanto da Rede elétrica quanto do

Gasoduto, e interior (tabela 2).

Profundidade (cm) Rede Elétrica Gasoduto Interior Media

0-5 0,75 0,91 1,11 0,93 ± 0,17

5-10 0,84 1,02 1,23 1,02 ± 0,17

10-20 0,94 1,18 1,42 1,19 ± 0,24

20-30 1,22 1,09 1,28 1,21 ± 0,09

30-40 1,25 1,01 1,53 1,25 ± 0,25

40-50 1,22 1,04 1,49 1,13 ± 0,25

50-75 1,01 0,88 1,41 1,14 ± 0,27

75-100 0,81 1,11 1,21 1,05 ± 0,20

Densidade (g/cm³)


Profundidade (cm) Rede Elétrica Gasoduto Interior Media

0-5 0,93 ± 0,14 0,95 ± 0,05 0,73 ± 0,43 0,87 ± 0,12

5-10 0,94 ± 0,18 1,06 ±0,07 1,12 ± 0,15 1,04 ± 0,09

10-20 1,05 ± 0,22 1,14 ± 0,11 1,18 ± 0,25 1,12 ± 0,06

20-30 1,15 ± 0,26 1,15 ± 0,08 1,14 ± 0,18 1,15 ± 0,01

Densidade (g/cm³)

Tabela. 2 Media e desvio padrão da densidade

do solo nas camadas de 0 – 30 cm de

profundidade, nas áreas de borda (Rede Elétrica

e Gasoduto) e Interior da Mata Atlântica na

Rebio União (p<0,05 t Student; ANOVA)

CONCLUSÃO

Há uma pequena variação da

densidade dos solos amostrados na

Rebio União, quando considerada as

diferentes profundidades. Já que esta

tendeu ser inferior na profundidade

mais superficial (0-5cm), quando

comparado com a camada mais

profunda (20-30cm). Quanto ao efeito

de borda, este parece não afetar a

densidade do solo entre as áreas

estudadas.

Portanto, pode-se esperar que as

possíveis diferenças encontradas nos

estoques de C e nutrientes entre as

profundidades ou áreas nos solos do

fragmento florestal estudado na Rebio

União, estarão mais associados a

concentração destes nutrientes no solo,

e sofrerão pouca influência da sua

densidade aparente. Dessa forma, após a

obtenção dos novos resultados sobre a

concentração dos nutrientes, será

possível responder como a

fragmentação afeta o estoque de

carbono e nutrientes no solo de

fragmentos de FOD da Rebio União.

REFERÊNCIAS

[1] COUTEAUX, M. M.; BOTTNER, P.;

BERG, B. Litter de-composition, climate and

litter quality. Trends in Ecology and

Evolution, v. 10, p. 63-66, 1995.

[2] LAURANCE, W.F Theory meets reality

how habitat fragmentation research has

transcended island biogeographic theory. Biol.

Conserv., 141, 1731-1744, 2008.

[3] SOS MATA ATLÂNTICA. Atlas da

evolução dos remanescentes florestais e

ecossistemas associados no domínio da Mata

Atlântica período 2011-2012. Fundação SOS

Mata Atlântica/INPE, São Paulo, 2013.

[4] VELOSO, H. P., RANGEL-FILHO, A. L.

R.; LIMA, J. C. A. Classificação da Vegetação

Brasileira, Adaptada a um Sistema Universal.

Manual Técnico da Vegetação Brasileira.

IBGE, Rio de Janeiro, Brasil. 2012.

[5] VITOUSEK, P. M.; SANFORD, R. L.

Nutrient cycling in moist tropical forests.

Annual Review of Ecology and Systematics,

v. 17, p. 137-167, 1986.

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