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Floresta e Ambiente

versão impressa ISSN 1415-0980versão On-line ISSN 2179-8087

Floresta Ambient. vol.24  Seropédica  2017  Epub 16-Nov-2016

http://dx.doi.org/10.1590/2179-8087.110814 

Artigo Original

Impacto do Fogo em Campo Sujo no Parque Estadual do Biribiri, Minas Gerais, Brasil

Dry Grassland Post-fire Impacts in Biribiri State Park, Minas Gerais, Brazil

Milton Serpa de Meira Junior1  * 

Israel Marinho Pereira2 

Evandro Luiz Mendonça Machado2 

Sílvia da Luz Lima Mota3 

Pedro Sousa Silva de Paula Ribeiro4 

Thiago José Ornelas Otoni2 

1Departamento de Engenharia Florestal, Universidade de Brasília – UnB, Brasília/DF, Brasil

2Departamento de Engenharia Florestal, Universidade Federal dos Vales do Jequitinhonha e Mucuri – UFVJM, Diamantina/MG, Brasil

3Faculdade de Engenharia Florestal, Universidade Federal do Mato Grosso – UFMT, Cuiabá/MT, Brasil

4Prefeitura Municipal de Paraisópolis, Paraisópolis/MG, Brasil

RESUMO

Objetivou-se avaliar a regeneração natural pós-fogo em uma área de campo sujo. Foram selecionados três ambientes; I e II, com ocorrência de fogo, e III, sem ocorrência. Em cada local foi instalado um transecto com 20 parcelas de 5 × 5 m (25 m2). Foram mensurados o diâmetro ao nível do solo (DNS), altura total e rebrota de todos os indivíduos com altura ≥ 0,10 m e DNS ≤ 5,0 cm. Nos ambientes I e II foram amostrados 436 e 387 indivíduos e 29 e 24 espécies, respectivamente. Já no ambiente III foram amostrados 741 indivíduos e 29 espécies. Houve diferença significativa no número de perfilhos, número de indivíduos e na área basal. Nos ambientes I e II, 72% e 88%, respectivamente, apresentaram indícios de rebrotamento. O incêndio modificou a estrutura da vegetação e a rebrota foi a principal estratégia utilizada pelas espécies nos locais com ocorrência de incêndio.

Palavras-chave:  cerrado; incêndio florestal; regeneração natural; ecologia do fogo

ABSTRACT

This study aimed to evaluate the natural post-fire regeneration in dry grassland. We selected three sites: I and II, with occurrence of fire and III with no occurrence. Each site received one transect with 20 plots of 5 × 5m (25m 2). Diameter at ground level (DNS), total height and regrowth of all individuals with height ≥ 0.10 m and DNS ≤ 5.0 cm were measured. Sites I and II, respectively, had 436 and 387 sampled individuals, and 29 and 24 species. Site III had 741 individuals and 29 species sampled. There was a significant difference in the number of tiller, individuals and basal area. In sites I and II, 72% and 88%, respectively, showed signs of regrowth. The fire changed the structure of vegetation, and regrowth was the main strategy used by species in sites with fire occurrence.

Keywords:  Brazilian savana; wild fire; natural regeneration; fire ecology

1 INTRODUÇÃO

O bioma Cerrado apresenta fisionomias que englobam formações florestais, savânicas e campestres. O termo campo designa áreas com predomínio de espécies herbáceas e algumas arbustivas, com poucas árvores formando paisagens abertas. Além do clima, da química e da física do solo, da disponibilidade de água e de nutrientes, da geomorfologia e da topografia, a distribuição da flora do Cerrado é condicionada pela latitude, pela frequência de queimadas, pela profundidade do lençol freático, pelo pastejo e por inúmeros fatores antrópicos (Ribeiro & Walter, 2008).

Durante o período sazonal de secas típico das regiões de cerrado, o estrato herbáceo e as gramíneas estão, de forma generalizada, latentes, apresentando grande percentagem de sua biomassa seca, favorecendo a ocorrência de incêndios (Klink & Solbrig, 1996). Dentre os vários distúrbios naturais e antrópicos que desencadeiam o processo de alteração, os incêndios podem influenciar a sucessão vegetal, a dinâmica da floresta, o acúmulo de serrapilheira, a ciclagem de nutrientes, a população de insetos, o banco de sementes no solo e a taxa de rebrota de espécies arbustivo-arbóreas (Kauffman, 1991; Cochrane & Schulze, 1999). Posteriormente, a perpetuação dos indivíduos da regeneração depende de fatores fenológicos, genéticos e ambientais (Felfili & Rezende, 2003) e de distúrbios ocasionais, como fogo (Hoffmann, 1998).

Os efeitos do fogo na vegetação e suas consequências na riqueza das espécies e no estabelecimento das plântulas, bem como sua resiliência, tolerância, resistência, dependência ou sensibilidade em relação às suas variações de sítios e intensidade ainda são muito questionados, dividindo a comunidade científica em diferentes linhas de pensamento. Nesse sentido, o presente trabalho teve como objetivo avaliar a capacidade de rebrota e o potencial da regeneração natural pós-fogo em uma área de campo sujo.

2 MATERIAL E MÉTODOS

2.1 Localização e caracterização da área de estudo

O estudo foi realizado em um trecho do Parque Estadual do Biribiri (PEB) inserido no complexo da Serra do Espinhaço, no município de abrangência de Diamantina, Estado de Minas Gerais. O parque encontra-se localizado nas coordenadas 18°12’18”-18°12’17”S e 43°34’55”-43°35’05”W, com altitude de 1.395 m. O clima é classificado como Cwb, segundo a classificação de Köppen, temperado úmido, com inverno seco e chuvas no verão, com precipitação média anual de 1.400 mm, temperaturas amenas durante todo ano (média anual em torno de 19 °C a 18 °C) (Neves et al., 2005).

Fisionomicamente, o PEB caracteriza-se pelo predomínio de formações savânicas (cerrados sentido restrito e rupestre), campestres (campos limpos, úmidos e rupestres) e florestais (florestas estacionais semideciduais), constituindo um ecótone entre o Cerrado e a Mata Atlântica (Pereira et al., 2015). As áreas de vegetação campestre são constantemente afetadas pelos incêndios florestais no cerrado (Miranda et al., 2002). O PEB, entre os anos de 2007 e 2011, teve uma área de 1.958,21 hectares atingida por incêndios florestais (Ávila & Souza, 2012).

2.2 Amostragem da vegetação regenerante

O trabalho foi realizado em uma área com ocorrência de incêndio, sendo o inventário realizado cinco meses após a ocorrência, logo após o período chuvoso, quando a regeneração natural começa a colonizar novamente a área. Para amostragem da vegetação regenerante foram selecionados, na área de interesse, três ambientes; sendo dois com influência do distúrbio (I e II) e um sem esse fator (III). Em cada um dos ambientes foi instalada uma parcela com dimensões de 10 × 50 m (500 m2), subdividida em 20 subparcelas de 5 × 5 m (25 m2) (Figura 1). No interior de cada subparcela foram amostrados todos os indivíduos vivos da flora arbustivo-arbórea com altura > 0,10 m e diâmetro ao nível do solo (DNS) < 5,0 cm. Foram avaliados para cada indivíduo o DNS, altura total e ocorrência de rebrotas, consideradas quando ocorreram na base do caule ou cepas.

Figura 1 Localização das unidades amostrais no Parque Estadual do Biribiri, Minas Gerais, Brasil. 

Figure 1 Location of the sampling units in the Biribiri State Park, Minas Gerais Brazil. 

Os indivíduos foram distribuídos em três classes de tamanho de regeneração natural, segundo metodologia recomendada por Finol (1971), adaptada para este trabalho: Classe 1: indivíduos com altura entre 0,10 e 0,30 m; Classe 2: indivíduos com altura entre 0,31 e 1,50 m; e Classe 3: indivíduos com altura superior a 1,50 m.

O material botânico testemunho foi herborizado e depositado no Herbário Dendrológico Jeanine Felfili (HDJF), pertencente à Universidade Federal dos Vales do Jequitinhonha e Mucuri, no Departamento de Engenharia Florestal. As identificações foram feitas com base na literatura especializada (Lorenzi, 1992; Silva-Júnior, 2005; Souza & Lorenzi, 2005), consultas a especialistas e coleções do herbário. As espécies foram classificadas nas famílias reconhecidas pelo sistema do Angiosperm Phylogeny Group III (APG III, 2009).

Para análise da estrutura da regeneração natural foram utilizados os parâmetros clássicos descritos por Mueller-Dombois & Ellenberg (1974): Densidade, Dominância e Frequência em valores absolutos e relativos e o Índice de Valor de Importância (IVI). Também foram calculadas as estimativas da Regeneração Natural (RN), conforme proposta por Finol (1971). As classes de tamanho adotadas foram: Classe I: indivíduos com altura entre 0,1 m e 0,3 m; Classe II: indivíduos com altura entre 0,31 m e 1,51 m e; Classe III: indivíduos com altura superior a 1,51 m.

A diversidade foi mensurada dentro (alfa) e entre os ambientes (beta). O índice de diversidade de Shannon (H’ – Equação 1) e a Equabilidade de Pielou (J’ – Equação 2) foram utilizados para mensurar a diversidade alfa (Brower & Zar, 1984). Já o índice de similaridade de Jaccard (SJ – Equação 3) quantitativo e o diagrama de Venn, para mensurar beta.

H=i=1npi×lnpi pi=NiNT (1)
J=H'lnS (2)
SJ=A+B+CC (3)

em que: Ni = número de indivíduos da i-ésima espécie; NT = número total de indivíduos amostrados; S = número de espécies; A = riqueza de espécie da comunidade A; B = riqueza de espécie da comunidade B; C = número de espécies em comum das comunidades A e B.

2.3 Análise estatística

Utilizou-se análise de variância para comparar as estruturas: número de indivíduos total, número médio de perfilhos e área basal entre os ambientes. Para comparar o número de indivíduos entre as classes de tamanho foi utilizada a análise de variância com dois fatores. Todas as análises foram efetuadas utilizando-se o pacote ExpDes, desenvolvido por Ferreira et al. (2013) no software R 3.2.1 (R Development Core Team, 2015).

3 RESULTADOS E DISCUSSÕES

Nos três ambientes estudados foram registrados 1.564 indivíduos arbustivo-arbóreos regenerantes, representados por 22 famílias, 33 gêneros e 53 espécies. Nos ambientes com ocorrência de fogo I e II foram amostrados 436 (27,87%) e 387 (24,75%) indivíduos e 29 e 24 espécies, respectivamente. Já no ambiente III, que não foi atingido pelo fogo, foram amostrados 741 (47,38%) indivíduos e 29 espécies (Tabela 1).

Tabela 1 Relação de espécies amostradas no campo sujo em Diamantina, MG, com respectivos parâmetros fitossociológicos para os ambientes I, II e III, onde: Ni = número de indivíduos da i-ésima; IVI = índice de valor de importância (%); RN = estimativa da regeneração natural relativa. 

Table 1 List of species sampled in the shrub in Diamantina-MG, with their respective environments phytosociological parameters for site I, II and III, where: Ni = number of individuals of the i th; IVI = importance value index (%); RN = estimate of natural regeneration. 

FAMÍLIA Rebrota N médio de perfilhos Ni IVI (%) RN (%)
Espécie I II III I II III I II III I II III
ANNONACEAE
Annona sp. X - 2 1 - 2 1 - 0,71 0,28 - 1,84 1,6
AQUIFOLIACEAE
Ilex cerasifolia Reissek X - 4,5 - - 2 - - 0,95 - - 2,16 -
Ilex sp. X 1 1 - 1 1 - 0,16 0,54 - 0,38 1,96 -
ASTERACEAE
Asteraceae 1 X - 9,71 1,75 - 14 16 - 5,26 2,63 - 5,23 3,57
Baccharis brachylaenoides DC. - - 1 - - 1 - - 0,31 - - 0,29
Bacharis sp. 4,5 2 - 4 2 - 0,91 0,96 - 1,7 2,16 -
Eremanthus glomerulatus Less. X 3 - - 1 - - 0,2 - - 0,41 - -
Eremanthus incanus (Less.) Less. 2 - - 1 - - 0,2 - - 0,41 - -
Gochnatia pulchra Cabrera - 1 - - 1 - - 0,45 - - 1,96 -
BIGNONIACEAE
Jacaranda caroba (Vell.) A. DC. Cham. X 1 1,46 1 4 28 13 0,81 7,03 2,85 1,09 6,37 3,87
Handroanthus ochraceos (Cham.) Standl. X 1,06 - 1 79 - 1 16,4 - 0,33 14,76 - 1,6
Zeyheria montana Mart. X 1 - 1 1 - 9 0,26 - 1,62 0,45 - 2,06
CHRYSOBALANACEAE
Couepia grandiflora (Mart. e Zucc.) Benth. ex Hook. f. 2,2 - 1 5 - 7 1,01 - 1,24 1,22 - 2,17
CLUSIACEAE
Kielmeyera coriacea Mart. e Zucc. - - 1,21 - - 149 - - 20,17 - - 10,71
Kielmeyera lathrophyton Saddi X - 1 - - 1 - - 0,49 - - 1,96 -
ERYTHROXYLACEAE
Erythroxylum campestre St. Hil. - - 7 - - 1 - - 0,32 - - 1,6
Erythroxylum cuneifolium (Mart.) O. E. Schulz - - 2 - - 1 - - 0,28 - - 1,6
Erythroxylum suberosum A. St.-Hil. X - 1,41 1,4 - 27 5 - 9,37 1,8 - 7,51 2,64
Erythroxylum tortuosum Mart. X - 1,3 1 - 23 18 - 4,77 3,93 - 4,25 3,49
EUPHORBIACEAE
Croton sp. - - 1 - - 1 - - 0,27 - - 1,6
Sapium glandulosum (L.) Morong X - 7,25 - - 4 - - 1,97 - - 3,15 -
FABACEAE CAESALPINIOIDEAE
Senna multijuga (L. C. Rich.) H. S. Irwin e Barneby - - 1 - - 1 - - 0,28 - - 1,6
Senna silvestris (Vell.) H. S. Irwin e Barneby X 3 - 0 7 - - 1,86 - - 2,34 - -
FABACEAE FABOIDEAE
Clitoria guianensis (Aubl.) Benth. X 2 - - 2 - - 0,36 - - 0,79 - -
Crotalaria sp. X 1 - - 2 - - 0,36 - - 0,79 - -
Dalbergia miscolobium Benth. X 7,32 3,7 1,76 22 10 29 10,8 4,13 5,62 11,03 3,84 4,71
LAMIACEAE
Hyptis crinita Benth. - - 1,33 - - 3 - - 0,44 - - 1,69
MALPIGHIACEAE
Banisteriopsis campestris A. Jun. X 2,15 2,18 1 92 11 11 17,7 3,67 2,39 16,99 4,38 3,56
Byrsonima coccolobifolia Kunth. X 4,47 1 - 30 2 - 6,93 0,93 - 6,53 1,96 -
Byrsonima guilleminiana A. Juss. X 8 - - 1 - - 0,27 - - 0,46 - -
Byrsonima intermedia A. Juss. - - 1,23 - - 40 - - 4,3 - - 4,86
MELIACEAE
Cabralea canjerana (Vell.) Mart. X 2 - - 1 - - 0,31 - - 0,48 - -
MYRSINACEAE
Myrsine guianensis (Aubl.) Kuntze. X 2,01 2,22 1,5 78 112 304 17,03 22,41 31,83 13,54 13,55 19,25
MYRTACEAE
Campomanesia adamantium (Cambess.) O. Berg X - 2,8 - - 5 - - 1,27 - - 2,29 -
Eugenia bimarginata D. C. X 3 5 1 1 1 3 0,17 0,47 0,6 0,38 1,96 1,91
Eugenia observa O. Berg 3 - - 2 - - 0,54 - - 0,63 - -
Eugenia punicifolia (Kunth) DC. X 4,85 4,49 1,89 20 108 53 4,98 23,57 6,32 4,68 16,82 6,51
Eugenia sonderiana O. Berg - - 1 - - 3 - - 0,63 - - 1,91
Gomidesia sp. 5 - - 3 - - 1,01 - - 1,22 - -
Myrtaceae 1 - - 1,05 - - 19 - - 2,44 - - 3,49
Myrtaceae 2 - - 1 - - 1 - - 0,27 - - 0,38
Psidium guineense Sw. 4,7 - - 10 - - 2,08 - - 2,48 - -
Psidium cinereum Mart. ex DC. X 2,33 2 - 3 2 - 0,64 0,89 - 0,97 1,96 -
Psidium sp. - - 1 - - 13 - - 2,69 - - 3,68
OCHNACEAE
Ouratea floribunda Engl. X - 2 - - 1 - - 0,46 - - 1,96 -
POLYGONACEAE
Coccoloba brasiliensis Nees e Mart. X 3 3 - 2 1 - 0,96 0,44 - 0,91 1,56 -
RUBIACEAE
Palicourea rigida Kunth. X 1 1,67 1 1 3 1 0,23 1,07 0,33 0,43 2,18 1,6
SALICACEAE
Casearia rupestris Eichler. 1,45 - - 1 - - 0,23 - - 0,43 - -
Casearia sylvestris Sw. X 1,45 1,95 1,25 29 21 16 5,81 5,83 2,66 6,06 5,56 3,09
SAPINDACEAE
Cupania vernalis Cambess. X 2,18 2,2 1,6 28 5 20 6,8 2,35 2,9 6,99 3,47 3,32
SOLANACEAE
Solanum grandiflorum Desf. 1 - - 5 - - 0,97 - - 1,47 - -
VERBENACEAE
Lipia sp. - - 3 - - 1 - - 0,28 - - 1,6
Soma/média 2,78 2,72 1,48 436 387 741 100 100 100 100 100 100

De modo geral, as famílias que apresentaram maior número de espécies nos ambientes com ocorrência de fogo foram Myrtaceae (10), Asteraceae (6), Fabaceae (5), Malpighiaceae (5) e Bignoniaceae (4), contribuindo juntas com 54,71% do total de espécies amostradas. As famílias Myrtaceae, Asteraceae, Fabaceae, Bignoniaceae que se destacaram em riqueza nos ambientes com ocorrência de fogo têm sido comumente apontadas entre as mais ricas em diversos estudos da flora do Cerrado (sensu lato) (Leitão-Filho, 1992; Ratter et al., 1996; Felfili et al., 1998; Mendonça et al., 1998; Tannus & Assis, 2004), indicando que a ocorrência de fogo não modificou a florística das famílias nesse ambiente.

O índice de semelhança de Jaccard e o diagrama de Venm (Figura 2) mostram que os ambientes I e III são os mais similares quantitativamente, mas em termos qualitativos os ambientes mais semelhantes foram I e II. Não há parâmetro suficiente para afirmar que o fogo modificou qualitativamente e quantitativamente a composição florística no ambiente III.

Figura 2 Valores do índice de semelhança de Jaccard (J) e distribuição do número de espécies em três ambientes de Cerrado com (I e II) e sem ocorrência de fogo (III), em Diamantina, MG. 

Figure 2 Values of Jaccard similarity index (J) and the distribution of the number of species in three savannah ambient with (I and II) and without (III) the occurrence of fire in Diamantina, MG. 

Dentre as 39 espécies registradas para os três ambientes estudados, M. guianensis (Myrsinaceae) foi a que apresentou maior número de indivíduos, representando 23,08% do total amostrado, seguida de E. punicifolia (15,55%), B. campestris (12,52%) e H. ochraceos (9,60%), totalizando 60,75% dos indivíduos amostrados.

As espécies de maior RN no ambiente I foram B. campestris (16,99%), H. ochraceus (14,76%), M. guianensis (13,54%), D. miscolobium (11,03%) e B. coccolobifolia (6,53%), as quais juntas somam 69,54% da RN e 75,65% do IVI. No ambiente II, as espécies de maior RN foram E. punicifolia (16,82%), M. guianensis (13,55%), E. suberosum (7,51%), J. caroba (6,37%) e C. sylvestris (5,56%), que juntas somam 49,80% da RN e 68,2% do IVI. Já no ambiente III, as espécies de maior RN foram M. guianensis (19,25%), K. coriaceae (10,71%), E. punicifolia (6,51%), B. intermedia (4,86%) e D. miscolobium (4,71%), que somadas representaram pouco mais de 46% da RN e 68% do IVI.

Não houve diferença na estrutura horizontal da regeneração natural entre os ambientes, rejeitando-se a hipótese de que o efeito do fogo alteraria a estrutura da comunidade. Fato semelhante ocorreu nos trabalhos sobre matas de galeria (Nascimento, 1996; Martins et al., 2002; Santiago et al., 2005). Entretanto, Xavier et al. (2009) identificaram diferença na estrutura da regeneração natural devida a efeito do fogo.

O índice de diversidade de Shannon (H’) encontrado nos ambientes I; II; e III foi de 2,88; 2,55; e 3,13 nats.ind–1, respectivamente. O índice de equabilidade de Pielou (J’) encontrado nos ambientes I; II; e III foi de 0,86; 0,80; e 0,93, respectivamente. Na ocorrência de fogo prevalece o desenvolvimento de espécies que são resilientes ao incêndio, e como esse número de espécies é pequeno, a diversidade é consequentemente reduzida e a homogeneidade local, maior.

Nos ambientes I e II, 72% e 88%dos indivíduos, respectivamente, apresentaram indícios de rebrotamento, ou seja, a rebrota é a principal estratégia das espécies na colonização de ambientes após a ocorrência de fogo (Nascimento, 1996; Martins et al., 2002; Xavier et al., 2011). Segundo Santos et al. (2003), as espécies dominantes em locais com ocorrência de fogo apresentam a estratégia de rebrota.

Houve diferença significativa, a 5% de significância, entre os parâmetros número de indivíduos total, indivíduos na classe 1, indivíduos na classe 2, indivíduos na classe 3, número de perfilho e área basal (Tabela 2).

Tabela 2 Valores médios de riqueza e abundância para três ambientes de Cerrado com e sem ocorrência de fogo em Diamantina, MG. NIT = número de indivíduos total; NIC1 = número de indivíduos na classe 1; NIC2 = número de indivíduos na classe 2; NIC3 = número de indivíduos na classe 3; NP = número de perfilhos. 

Table 2 Mean values of wealth and abundance for three savannah ambient with and without the occurrence of fire in Diamatina, MG. Which: NIT = total number of individuals; NICI = number of individuals in class I; NICII = number of individuals in class II; NICIII = number of individuals in class III; NP = number of tiller. 

FV GL SQ QM F P-valor
Ambiente 2 1230,8 615,4 13,066 2.1e-05
Erro a 57 2684,8 47,1
Classe de altura 2 10492,4 5246,2 147,229 2e-16
Ambiente*Classe de Altura 4 5490,7 1372,7 38,523 2e-16
Erro b 114 4062,2 35,6
Total 179 23961,0
FV GL SQ QM F P-valor
Ambiente: Classe de Altura 1 2 445,3 222,65 5,643 0,004248
Ambiente: Classe de Altura 2 2 6272,13 3136,07 79,48 2e-16
Ambiente: Classe de Altura 3 2 4,13 2,067 0,052 0,949
Pooled Error 167 6622,61 39,46 38,523
Ambiente I II III
NIT 436b 387b 741a
NP 2,513b 3,325a 1,427c
Área Basal 0,0267b 0,0286b 0,0977a
NIC1 183a 162a 58b
NIC2 248b 218b 666a
NIC3 5a 7a 17a

Médias seguidas por letras diferentes indicam diferença significativa entre os ambientes a 5% de probabilidade pelo teste de Tukey.

Os ambientes I e II apresentaram menor número de indivíduos em relação ao ambiente III. Porém houve maior quantidade de indivíduos na classe 1 e menor na classe 2. Nota-se que a presença do incêndio reduziu o número de indivíduos, mas favoreceu aumento do número de indivíduos menores. Mesmo não tendo uma diferenciação na distribuição hipsométrica natural (distribuição normal), observa-se que há maior equilíbrio entre as classes 1 e 2, demonstrando o efeito do fogo na estrutura vertical da comunidade.

Os mesmos ambientes I e II diferem do III quanto ao número médio de perfillhos por indivíduos, sendo também diferentes entre si. Já em relação à área basal, que também é significativa, os ambientes I e II são menores que o III. Esse fato demonstra que a presença do fogo aumenta a quantidade de perfilhos por indivíduos, não sendo suficiente para a área basal ser maior, já que a quantidade de indivíduos é menor. O efeito do fogo em relação aos perfilhos foi também identificado por Xavier et al. (2011).

4 CONCLUSÃO

O incêndio modificou a quantidade de indivíduos, além de aumentar significativamente o número de perfilhos por indivíduo, como consequência da morte da parte aérea deles, e de afetar a estrutura vertical da vegetação e a quantidade da área basal e, consequentemente, da biomassa aérea da comunidade. Porém, não foram identificadas alterações na estrutura horizontal e na composição florística entre os ambientes. Concluiu-se também que a rebrota foi a principal estratégia utilizada pelas espécies nos locais com ocorrência de incêndio

REFERÊNCIAS

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Recebido: 24 de Agosto de 2014; Aceito: 15 de Maio de 2016

*Milton Serpa de Meira JuniorDepartamento de Engenharia Florestal, Universidade de Brasília – UnB, Campus Darcy Ribeiro, Asa Norte, CP 04357, CEP 70910-900, Brasília, DF, Brasil e-mail: milton.serpa@gmail.com

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