Worsleya rayneri - Instituto de Pesquisas Jardim Botânico do Rio de


Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro
Escola
Nacional
de
Botânica
Tropical
Conservação
e
Manejo
de
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
–
uma
espécie
de
campos
de
altitude
ameaçada
de
extinção.
Miguel
d`Avila
de
Moraes
2009
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro
Escola
Nacional
de
Botânica
Tropical
Conservação
e
Manejo
de
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
–
uma
espécie
de
campos
de
altitude
ameaçada
de
extinção.
Aluno:
Miguel
d`Avila
de
Moraes
Orientador:
Dr.
Gustavo
Martinelli
Dissertação
apresentada
ao
Programa
de
Pós‐Graduação
em
Botânica,
Escola
Nacional
de
Botânica
Tropical,
do
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro,
como
parte
dos
requisitos
necessários
para
a
obtenção
do
título
de
Mestre
em
Botânica.
Rio
de
Janeiro
2009
II
Conservação
e
Manejo
de
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
–
uma
espécie
de
campos
de
altitude
ameaçada
de
extinção.
Miguel
d`Avila
de
Moraes
Dissertação
submetida
ao
corpo
docente
da
Escola
Nacional
de
Botânica
Tropical,
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
Janeiro
–
JBRJ,
como
parte
dos
requisitos
necessários
para
a
obtenção
do
grau
de
Mestre.
Aprovada
por:
Prof.
Dr.
Gustavo
Martinelli
(Orientador)
________________________________
Prof.
Dra.
Kátia
Torres
Ribeiro
________________________________
Prof.
Dr.
Haroldo
Cavalcante
de
Lima
________________________________
Em
__
/__
/__
Rio
de
Janeiro
2009
III
IV
AGRADECIMENTOS
Ao
meu
orientador
Prof.
Dr.
Gustavo
Martinelli,
por
me
acolher
no
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro,
sugerir
o
tema
e
compartilhar
seu
conhecimento
sobre
conservação
através
de
discussões
sobre
a
biologia
e
a
ecologia
de
espécies
ameaçadas
em
ambientes
de
montanhas
tropicais.
Seu
empenho
na
obtenção
de
recursos
e
estabelecimento
de
parcerias
tornou
este
projeto
viável.
Ao
professores
Dr.
Sérgio
Ricardo
Sodré
Cardoso,
à
Dr.
Luciana
Franco,
Dr.
Mônica
Cardoso,
Dr.
Paulo
Ferreira
e
à
Dr.
Adriana
Hemerly,
pela
infra‐estrutura
de
laboratório
cedida
para
a
realização
dos
experimentos,
e
por
me
apresentarem
um
novo
mundo
de
possibilidades
através
da
utilização
da
biologia
molecular.
Ao.
Prof.
MSc.
Ricardo
Vergara
do
Instituto
Militar
de
Engenharia,
pela
receptividade
e
ousadia
em
aceitar
o
desafio
de
participar
de
um
projeto
sobre
conservação
de
espécies
da
flora
ameaçadas
de
extinção.
Ao
Dr.
Fábio
Rubio
Scarano,
pela
disposição
em
dar
sugestões
sobre
o
texto
da
dissertação.
E
ao
Dr.
Leandro
Freitas,
pela
disposição
em
tirar
dúvidas
e
ajudar
na
reflexão
sobre
o
tema.
Ao
ecólogo
MSc.
Rick
Lance
Turner
do
USDA
Forest
Service,
pela
ajuda
no
mapeamento
e
na
determinação
de
áreas
potenciais
de
ocorrência
para
a
espécie
em
questão.
À
FAPERJ,
pelo
apoio
concedido
sob
a
forma
de
bolsa
de
mestrado.
Os
recursos
financeiros
foram
imprescindíveis
para
a
execução
do
projeto.
Ao
Programa
Espécies
Ameaçadas
da
Fundação
Biodiversitas,
ao
CEPF,
ao
Projeto
Araras
e
à
Associação
Thalamus,
por
viabilizarem
este
projeto.
À
Escola
Nacional
de
Botânica
Tropical
e
ao
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro,
pela
excelente
infra‐estrutura
e
qualidade
do
corpo
docente.
Ao
Eduardo
Tavares
e
à
Camila
Mata,
por
me
ajudarem
com
toda
a
parte
prática
de
SIG
e
laboratório.
Aos
amigos
MSc.
Eduardo
Saddi,
MSc.
Rafael
Borges,
MSc.
Vitor
Hugo,
MSc.
Marcos
Gonzales,
MSc.
Claudia
M.
Vieira
e
Eduardo
Fernandez,
que
dedicaram
tempo
à
elaboração
desta
dissertação
através
de
sugestões,
críticas,
revisões
entre
outros.
A
Letícia
Rodrigues
Melo,
confidente,
companheira
e
amiga.
Aos
amigos
e
familiares,
Obrigado.
V
RESUMO
O
presente
estudo
se
propõe
a
avaliar
o
status
de
conservação
de
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
e
propor
ações
voltadas
para
a
recuperação
da
espécie,
de
modo
a
subsidiar
o
estabelecimento
de
prioridades
e
a
elaboração
de
protocolos
de
ações
para
a
conservação
de
espécies
ameaçadas.
O
primeiro
capítulo
aborda
o
uso
da
espacialidade
para
geração
de
dados
quantitativos
como
ferramenta
para
a
reavaliação
do
status
de
conservação
de
espécies
ameaçadas
de
extinção
e
o
desenvolvimento
de
estratégias
para
a
conservação
in‐situ.
O
segundo
capítulo
estabelece
estratégias
ex‐situ
prioritárias
para
a
conservação
de
W.
rayneri
com
base
em
uma
análise
da
estrutura
genética
dos
remanescentes
populacionais,
inferida
a
partir
do
uso
de
marcadores
dominantes
ISSR.
O
terceiro
capítulo
reúne
as
principais
informações
geradas
em
um
plano
de
recuperação
para
W.
rayneri.
Os
resultados
referentes
à
reavaliação
do
status
de
conservação
de
W.
rayneri,
indicados
pelos
valores
de
incidência
de
ameaças
analisados
são
críticos
e
sugerem
que
mais
de
50%
dos
remanescentes
populacionais
estão
expostos
a
diferentes
tipos
de
ameaça,
afetando
a
persistência
da
espécie
na
natureza.
O
habitat
ocupado
por
W.
rayneri
é
altamente
especifico
(M=1,25;
E=0,94)
e
está
sujeito
à
pressão
da
ocupação
urbana
do
entorno.
As
populações
remanescentes
de
W.
rayneri
são
geneticamente
únicas
e
estão
divergindo
(FST=
0.367;
p
<
0,001),
além
de
apresentarem
alta
diversidade
entre
indivíduos
(67,8%).
O
declínio
populacional
da
espécie
parece
se
dever
principalmente
a
efeitos
antrópicos
diretos
e
indiretos.
Sugerimos,
portanto,
que
a
espécie
seja
considerada
ameaçada,
sob
a
categoria
criticamente
ameaçada
(CR).
A
aplicação
das
ferramentas
metodológicas
usadas
se
mostrou
extremamente
útil
para
a
quantificação
de
parâmetros
que
reflitam
os
requerimentos
ecológicos
da
espécie,
permitindo
uma
análise
mais
consistente
do
status
de
conservação
de
espécies.
A
adoção
do
sistema
da
IUCN
(2001)
continua
sendo
a
melhor
alternativa
para
a
avaliação
do
status
de
conservação
de
nossas
espécies
ameaçadas,
já
que
não
são
investidos
esforços
no
desenvolvimento
de
um
sistema
nacional
de
categorização
baseado
em
critérios
adequados
a
realidade
brasileira.
Entretanto,
o
presente
estudo
pode
ajudar
a
subsidiar
a
consolidação
de
uma
estratégia
de
conservação
voltada
para
a
recuperação
de
espécies
endêmicas,
ameaçadas
de
extinção
e
ocorrentes
nos
campos
de
altitude
do
sudeste
brasileiro,
através
da
discussão
sobre
abordagens
conceituais
e
sobre
a
viabilidade
e
aplicabilidade
das
metodologias
adotadas.
Palavras‐chave:
espécies
ameaçadas,
Worsleya
rayneri,
conservação,
inselbergs,
campos
de
altitude.
VI
ABSTRACT
The
present
work
aims
to
reassess
Worsleya
rayneri`s
(Amaryllidaceae)
conservation
status
and
to
propose
conservation
actions
objecting
species
recovery
in
support
the
establishment
of
priorities
and
the
development
of
conservation
protocols
for
endangered
species.
The
first
chapter
deals
with
the
use
of
spatiality
for
generating
quantitative
data
as
a
tool
for
conducting
conservation
status
reassessments
of
endangered
and
threatened
species
and
the
development
of
in‐situ
conservation
strategies.
The
spatial
analysis
allowed
us
to
determine
potential
threat
sources,
facilitating
the
establishment
of
conservation
goals
and
actions.
The
second
chapter
approaches
the
process
of
setting
conservation
priority
areas
for
a
determined
species,
based
on
the
genetic
structure
of
the
population
remnants,
inferred
from
dominant
molecular
markers
(ISSR).
The
third
chapter
gathers
information
generated
by
the
previous
chapters
on
a
recovery
plan
for
W.
rayneri.
Results
regarding
the
conservation
status
reassessment
indicated
by
the
threat
incidence
scores
are
critical
and
suggest
that
more
than
50%
of
remnants
are
exposed
to
different
kinds
of
threats
affecting
persistence
of
species
on
nature.
W.
rayneri`s
habitat
is
highly
specific
(M=1.25;
E=0.94)
and
is
subjected
to
pressure
due
to
the
urban
occupation
of
the
surroundings.
Remnant
populations
of
W.
rayneri
are
genetically
unique
and
are
diverging
(FST=
0.367;
p
<
0,001),
besides
the
surprisingly
high
within
population
diversity
(67.8%).
Populations
decline
seem
to
be
related
to
direct
and
indirect
anthropogenic
factors.
Therefore,
we
suggest
that
the
species
be
considered
endangered,
under
the
status
of
critically
endangered
(CE).
The
choice
of
methodological
tools
was
adequate
and
showed
to
be
useful
on
the
quantification
of
ecological
meaningful
parameters
for
the
species,
allowing
a
more
consistent
analysis
of
species
conservation
status,
even
with
limited
scientific
information
availability.
The
use
of
IUCN
(2001)
categorization
system
still
seems
to
be
the
best
choice
for
species
conservation
status
reassessments,
since
efforts
invested
on
the
development
of
a
national
categorization
system
based
on
criteria
adequate
to
the
brazilian
reality
are
insufficient
or
absent.
Nevertheless,
the
present
study
can
help
to
support
the
consolidation
of
a
conservation
strategy
focused
on
the
recovery
of
endangered
species
endemic
to
high
altitude
grassland
of
Brazilian
southeast,
through
debating
about
conceptual
approaches
and
methods
applicability.
Key
words:
endangered
species,
Worsleya
rayneri,
conservation,
inselbergs,
high
altitude
grasslands.
VII
SUMÁRIO
AGRADECIMENTOS .......................................................................................................................V
RESUMO ......................................................................................................................................VI
ABSTRACT ...................................................................................................................................VII
SUMÁRIO ...................................................................................................................................VIII
INTRODUÇÃO
GERAL .................................................................................................................... 1
Espécies
da
flora
brasileira
ameaçadas
de
extinção ................................................................. 2
Worsleya
rayneri
–
uma
espécie
de
Amaryllidaceae
ameaçada
de
extinção ......................... 10
Conservação
da
Biodiversidade
em
Montanhas..................................................................... 12
Diversidade
Biológica
dos
Campos
de
Altitude ...................................................................... 15
OBJETIVOS
DA
DISSERTAÇÃO ..................................................................................................... 19
ESTRUTURA
DOS
CAPÍTULOS ...................................................................................................... 20
CAPÍTULO
1:
Mapping
spatial
distribution
of
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
remnants
and
threat
analysis
–
a
GIS
based
approach
towards
conservation
of
an
endangered
species. ....... 21
Introduction............................................................................................................................ 22
Materials
and
Methods .......................................................................................................... 25
Results .................................................................................................................................... 31
Worsleya`s
conservation
status..................................................Error!
Bookmark
not
defined.
Discussion ............................................................................................................................... 33
References .............................................................................................................................. 37
CAPÍTULO
2:
Genetic
structure
of
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
remnants
detected
by
ISSR
markers:
setting
conservation
priorities
for
an
endangered
species.................................. 41
Introduction............................................................................................................................ 42
Materials
and
Methods .......................................................................................................... 44
Results .................................................................................................................................... 46
Discussion ............................................................................................................................... 50
Concluding
remarks ................................................................................................................ 53
VIII
References .............................................................................................................................. 53
CAPÍTULO
3
‐
Worsleya
rayneri
(J.D.Hooker)
Traub.
&
Moldenke
‐Plano
de
Recuperação
para
uma
espécie
da
flora
Brasileira
ameaçada
de
extinção.............................................................. 58
Introdução .............................................................................................................................. 59
1.
Status
de
Conservação.................................................................................................... 60
2.
Descrição
e
Taxonomia ................................................................................................... 60
3.
Habitat ............................................................................................................................ 61
4.
Biologia
e
Ecologia .......................................................................................................... 64
5.
Controle
de
Ameaças...................................................................................................... 68
6.
Considerações
socioeconômicas .................................................................................... 73
7.
Benefícios
para
a
biodiversidade .................................................................................... 74
8.
Ações
Prévias .................................................................................................................. 75
9.
Capacidade
de
Recuperação
de
W.
rayneri .................................................................... 77
10.
Ações
de
Recuperação
Propostas................................................................................... 77
11.
Data
de
Revisão .............................................................................................................. 87
Referências
Bibliográficas ....................................................................................................... 87
CONCLUSÕES
GERAIS.................................................................................................................. 89
REFERÊNCIAS
BIBLIOGRÁFICAS................................................................................................... 95
IX
INTRODUÇÃO
GERAL
Historicamente,
no
Brasil,
a
maior
parte
dos
esforços
de
pesquisa
voltados
para
a
conservação
de
espécies
ameaçadas
é
direcionada
para
a
inclusão
de
espécies
na
lista
oficial
da
flora
brasileira
ameaçada
de
extinção.
Entretanto,
muito
pouco
é
feito
com
o
intuito
de
controlar
as
ameaças
incidentes
sobre
estas
espécies
de
forma
a
aumentar
suas
chances
de
sobrevivência
ao
longo
do
tempo.
É
até
aceitável
que,
em
um
país
megadiverso
como
o
Brasil,
a
comunidade
científica
esteja
preocupada
em
conhecer
as
espécies
e
a
dinâmica
dos
sistemas,
antes
de
propor
ações.
No
entanto,
torna‐se
necessário
desenvolver
metodologias
para
o
gerenciamento
da
biodiversidade
ameaçada
de
extinção,
uma
vez
que
o
tempo
de
ação
após
a
inclusão
de
um
novo
táxon
em
uma
lista
de
espécies
ameaçadas
deve
ser
o
menor
possível.
A
construção
de
novas
abordagens
conceituais
e
metodológicas
voltadas
para
a
conservação
de
espécies
de
planta
ameaçadas
tornou‐se,
nos
últimos
anos,
uma
questão
de
extrema
necessidade
e
urgência.
A
capacidade
de
ação
das
instituições
públicas
e
privadas,
em
países
detentores
de
alta
diversidade,
voltadas
para
a
conservação
do
meio‐ambiente
depende
da
velocidade
na
geração
e
processamento
das
informações
sobre
as
espécies,
seus
habitats
e
da
adoção
de
protocolos
que
levem
em
conta
o
contexto
sócio‐político,
o
elevado
número
de
espécies
tropicais
e
a
necessidade
do
estabelecimento
de
metas
objetivas
de
ação.
A
adoção
de
protocolos
existentes,
desenvolvidos
para
outras
regiões
pode
acelerar
o
processo
de
tomada
de
decisões.
Entretanto,
pode
representar
um
risco
para
a
integridade
de
ambientes
tropicais
ou
ser
tecnicamente
inviável,
devido
à
limitação
de
recursos,
mão
de
obra
ou
à
dificuldade
de
acesso
a
novas
metodologias
de
análise
(Davis
et
al.
1986).
Precisamos,
portanto,
consolidar
mecanismos
político‐administrativos
que
viabilizem
a
execução
da
política
1
nacional
de
conservação
da
biodiversidade
existente,
de
modo
a
reduzir
as
taxas
de
extinção
de
espécies.
Worsleya
rayneri
(J.D.
Hooker)
Traub
&
Moldenke
(Amaryllidaceae)
(Traub
&
Moldenke,
1949),
comumente
conhecida
como
“Imperatriz
do
Brasil”
ou
“Rabo‐de‐galo”,
está,
desde
1983,
incluída
na
Lista
Oficial
Brasileira
de
Espécies
da
Flora
Ameaçadas
de
Extinção
(IBDF,
1980;
IBAMA,
1992;
Martinelli,
1984).
A
espécie
em
questão
integrava
a
lista
de
espécies
ameaçadas
da
IUCN;
entretanto,
com
a
reformulação
dos
critérios
para
a
inclusão
de
táxons,
implementada
em
1994,
a
espécie
foi
excluída
devido
à
ausência
de
dados
quantitativos
que
pudessem
justificar
sua
inclusão.
Além
disso,
a
espécie
não
integra
a
lista
de
espécie
protegidas
pela
Convenção
Internacional
de
Comércio
de
Espécies
Ameaçadas
da
Fauna
e
da
Flora
(CITES).
No
entanto,
a
espécie
está
sujeita
a
comércio
internacional.
Sementes
coletadas
em
Petrópolis,
RJ
são
levadas
para
o
exterior,
cultivadas
e
vendidas
em
diversos
países
da
Europa,
movimentando
um
mercado
ilegal
de
plantas
raras
e
ameaçadas
de
extinção.
Enquanto
as
populações
naturais
remanescentes
sofrem
efeitos
diretos
e
indiretos
da
ação
do
homem
nos
vales
e
encostas
do
entorno.
O
presente
estudo
se
propõe
a
reavaliar
o
status
de
conservação
de
W.
rayneri
e
propor
ações
voltadas
para
a
recuperação
da
espécie
de
modo
a
subsidiar
o
estabelecimento
de
prioridades
e
a
elaboração
de
protocolos
de
ações
para
a
recuperação
de
espécies
ameaçadas.
Espécies
da
flora
brasileira
ameaçadas
de
extinção
A
perda
de
biodiversidade
(Araújo,
1998)
se
tornou
nos
últimos
anos
uma
questão
central
que
mobiliza
a
comunidade
científica
e
o
governo
de
diversos
países,
principalmente
aqueles
situados
em
áreas
tropicais
com
altos
índices
de
riqueza
e
endemismos,
considerados
como
hotspots
de
biodiversidade.
Em
1940,
durante
a
Convenção
para
a
Proteção
da
Flora,
da
Fauna
e
das
Belezas
Cênicas
Naturais
dos
Países
da
América,
os
governos
de
diversos
países
2
americanos
estabeleceram
o
compromisso
de
tomar
medidas
imediatas
para
a
proteção
de
espécies
da
fauna
e
flora,
através
da
criação
de
unidades
de
conservação
ou
mecanismos
político‐administrativos
que
permitissem
o
controle
das
ameaças
incidentes
sobre
a
biodiversidade
e
do
comércio
de
espécies
legalmente
protegidas
(Artigo
II
e
IX).
Só
em
1948,
o
Congresso
Nacional
Brasileiro
aprovou
os
termos
da
convenção,
que
entraram
em
vigor
em
1965
com
a
instituição
do
Código
Florestal
(Lei
Nº
4.771,
15
de
setembro
de
1965).
Historicamente,
o
artigo
14
deste
documento
prevê
que
o
Poder
Público
federal
ou
estadual
poderá
proibir
ou
limitar
o
corte
das
espécies
vegetais
consideradas
em
via
de
extinção.
Entretanto,
quanto
maior
a
riqueza
de
espécies
da
flora
de
uma
região,
mais
difícil
se
torna
identificar
quais
delas
estão
de
fato
ameaçadas
de
extinção,
uma
vez
que
a
quantidade
de
informação
científica
disponível
para
cada
uma
tende
a
ser
menor
(Davis
et
al,
1986).
Para
a
maior
parte
das
regiões
do
planeta,
as
informações
disponíveis
sobre
as
espécies
de
flora
são
incompletas
e
baseadas
em
esforços
de
coleta
limitados,
e,
portanto,
não
permitem
uma
avaliação
substancial
relativa
às
chances
de
sobrevivência
das
espécies
(Shevock,
1996),
dificultando
o
estabelecimento
de
critérios
e
categorias
para
a
indicação
de
espécies
ameaçadas,
planos
de
ações
ou
mesmo
a
criação
de
políticas
públicas
baseadas
em
um
panorama
mais
próximo
da
realidade,
quanto
à
ameaça
das
espécies.
Segundo
Hartley
e
Kunin
(2003),
na
ausência
de
análises
detalhadas
sobre
a
viabilidade
populacional
de
espécies,
os
principais
indicadores
utilizados
para
a
avaliação
do
risco
de
extinção
de
espécies
são:
a)
taxa
de
declínio,
b)
grau
de
fragmentação
populacional,
e
c)
raridade.
Porém,
ainda
assim,
a
quantificação
destes
indicadores
nem
sempre
é
uma
tarefa
trivial.
Além
do
que,
a
maior
parte
das
espécies
vegetais
sofre
com
a
ocupação
humana
de
áreas
naturais,
iniciando
um
processo
de
fragmentação
da
paisagem
que
muitas
vezes,
afeta
o
tamanho
das
populações
naturais
de
espécies.
3
Diversos
países
desenvolveram
abordagens
metodológicas
com
o
intuito
de
definir
prioridades
para
a
conservação
de
espécies
ameaçadas,
levando
em
consideração
as
limitações
sociais
e
políticas
impostas
pelo
contexto
regional
de
cada
país,
assim
como
as
limitações
do
conhecimento
científico.
Alguns
esquemas
conceituais
consistem
no
estabelecimento
de
limites
arbitrariamente
definidos,
a
partir
dos
quais
são
mensurados
escores
para
diferentes
atributos,
os
quais
somados
indicam
o
grau
de
prioridade
ou
o
status
de
conservação
(e.g.
Millsap
et
al,
1990;
Lunney
et
al,
1996).
Outros
modelos
usaram
critérios
exclusivamente
qualitativos
(e.g.
U.S.
Fish
and
WildLife
Service,
1983),
ou
uma
mistura
de
critérios
qualitativos
com
critérios
quantitativos
(e.g.
Master,
1991;
The
Nature
Conservancy
1994).
No
Brasil,
de
uma
maneira
geral,
a
inclusão
de
espécies
na
Lista
Nacional
de
Espécies
da
Flora
Ameaçadas
de
Extinção
(Portaria
IBAMA
nº
37‐N,
de
03
de
Abril
de
1992;
MMA
2008)
dependeu
de
indicações
individuais
ou
do
parecer
de
workshops
realizados
por
pesquisadores
botânicos.
As
decisões
tomadas
em
relação
à
inclusão
ou
exclusão
de
espécies
basearam‐se
em
um
conhecimento
fundamentado,
na
maior
parte
das
vezes,
em
inferências
feitas
a
partir
da
análise
de
uma
mistura
de
critérios
qualitativos
e
quantitativos,
de
acordo
com
a
disponibilidade
de
dados
acerca
das
espécies.
Apesar
de
limitada,
a
abordagem
adotada
pelo
Brasil
acompanhou
o
método
utilizado
pela
União
Internacional
para
a
Conservação
da
Natureza
(IUCN)
que,
no
início
dos
anos
1970,
adotou
um
grupo
de
critérios
qualitativos
para
a
classificação
do
status
de
conservação
de
espécies
ameaçadas.
De
qualquer
forma,
a
objetividade
e
a
aplicabilidade
de
métodos
baseados
na
análise
de
critérios
qualitativos
são
limitadas
e
representam
uma
barreira
para
sua
adoção
em
uma
escala
global,
impedindo
comparações
e
uma
análise
do
grau
de
ameaça
da
flora,
como
um
todo.
Mace
&
Lande
(1991)
sugerem
que
a
avaliação
do
status
de
conservação
das
espécies
deve
se
basear
em
critérios
quantitativos
e
definem
que
espécies
criticamente
ameaçadas
são
aquelas
submetidas
a
um
risco
maior
ou
igual
a
50%
de
probabilidade
de
extinção
dentro
de
4
cinco
anos.
Segundo
Akçakaya
(1992)
a
classificação
de
riscos
envolve
três
parâmetros:
tempo,
probabilidade
de
declínio
e
magnitude
do
declínio.
Portanto,
o
nível
de
ameaça
de
uma
determinada
espécie
deve
ser
visto
como
uma
combinação
da
magnitude
do
declínio
iminente
dentro
de
um
determinado
período
de
tempo
e
da
probabilidade
de
este
declínio
ocorrer
(Akçakaya,
2000).
Avaliar
o
grau
de
ameaça
é
um
dos
principais
objetivos
dos
critérios
quantitativos
estabelecidos
por
IUCN
(1994)
e
revistos
por
IUCN
(2001),
os
quais
receberam
grande
aceitação
internacional
e
se
tornaram
uma
importante
ferramenta
para
a
conservação
de
espécies.
Atualmente,
estes
critérios
são
utilizados
nacionalmente
e/ou
regionalmente
como
princípios
norteadores
de
diversos
grupos
de
trabalhos,
responsáveis
pela
elaboração
das
“listas
vermelhas”
locais
(Davis
et
al,
1986;
e.g
Biodiversitas,
2008).
Estas
indicam
quais
espécies
estão
em
risco
de
extinção,
a
partir
de
análises
de
critérios
pré‐determinados
por
um
sistema
de
categorização
adotado.
O
estabelecimento
de
categorias
de
ameaça
é
um
dos
grandes
passos
conceituais,
uma
vez
que
implica
definição
de
prioridades.
Entretanto,
nem
sempre
os
países
possuem
mecanismos
político‐administrativos
eficientes
capazes
de
direcionar
recursos
financeiros,
tecnológicos
e
científicos
para
a
execução
de
ações
de
conservação
subsidiadas
por
análises
quantitativas
de
critérios
adotados
pelas
políticas
nacionais
de
conservação.
Nos
Estados
Unidos,
em
1973
a
conservação
de
espécies
da
flora
recebeu
grande
incentivo
com
a
aprovação
do
Endangered
Species
Act
(1973).
Entre
outras
decisões
ele
estabelece
que,
para
cada
espécie
ameaçada
ou
em
perigo
no
país,
um
plano
de
recuperação
(e.g.
NSW,
2002a;
NSW,
2002b;
NSW,
2004)
deve
ser
desenvolvido
e
ser
capaz
de
delinear
a
pesquisa
e
de
justificar
as
ações
de
manejo
necessárias
para
a
recuperação
desta
(Schemske
et
al,
1994).
Porém,
os
planos
de
recuperação
devem
ser
vistos
como
uma
importante
ferramenta
objetiva
que
atua
no
nível
de
espécies.
A
estrutura
da
biodiversidade
é
hierárquica
5
e
a
categoria
taxonômica
espécies
é
apenas
um
dos
inúmeros
níveis
abstratos
de
organização
(Wood
&
Gross,
2008).
Segundo
Araújo
(1998)
a
fundamentação
de
políticas
voltadas
para
conservação
da
biodiversidade
não
deve
se
restringir
a
uma
análise
superficial
desta
única
categoria
taxonômica.
Ao
focar
os
esforços
de
conservação
apenas
no
nível
de
espécies,
podemos
estar
negligenciando
a
análise
de
componentes
estruturais
e
funcionais
da
biodiversidade
(Wood
&
Gross,
2008).
Norton
(1998)
descreve
a
mudança
do
foco
de
conservar
espécies
para
a
proteção
de
ecossistemas,
expressa
principalmente
pela
transição
de
uma
legislação
voltada
para
espécies
ameaçadas
para
uma
legislação
voltada
para
a
conservação
de
ecossistemas,
processos
ou
mesmo
populações.
Entretanto,
deve‐se
refletir
sobre
as
razões
que
fundamentam
a
necessidade
de
buscar
estratégias
de
conservação
de
espécies
ameaçadas.
Se
a
proteção
da
maior
quantidade
possível
de
unidades
evolutivas
é
o
foco
dos
esforços,
estabelecer
prioridades
para
a
conservação
atende
a
uma
demanda,
principalmente,
da
comunidade
científica.
Por
outro
lado,
se
o
foco
for
minimizar
os
potenciais
efeitos
negativos
da
perda
de
biodiversidade,
o
estabelecimento
de
prioridades
depende
da
orientação
da
comunidade
científica
a
respeito
dos
componentes
da
biodiversidade,
além
de
considerações
sobre
a
importância
destes
componentes
para
a
sociedade
como
um
todo.
Assim,
a
adoção
de
uma
abordagem
metodológica
depende
da
reflexão
e
do
posicionamento
da
sociedade
em
relação
aos
pesos
dos
valores
evolutivos
e
dos
valores
ecológicos
na
fundamentação
da
política
nacional
de
conservação
da
biodiversidade.
No
Brasil,
a
elaboração
desta
política
é
atribuição
do
Ministério
do
Meio
Ambiente
(MMA),
expressa
na
Lei
nº
10.683,
de
28
de
maio
de
2003.
Em
seu
Art.
27,
a
lei
estabelece
que,
é
atribuição
do
Ministério
do
Meio
Ambiente,
“a
política
de
preservação,
conservação
e
utilização
sustentável
dos
ecossistemas
e
biodiversidade
e
florestas”.
A
preocupação
e
a
necessidade
de
ações
voltadas
à
recuperação
de
espécies
ameaçadas
consta,
também,
nos
6
princípios
e
diretrizes
para
a
implementação
da
Política
Nacional
de
Biodiversidade,
instituídos
no
Decreto
nº
4.339,
de
22
de
agosto
de
2002.
Entretanto,
a atual
Constituição
Brasileira,
promulgada
em
1988,
já
atribuía
a
conservação
da
biodiversidade
ao
Poder
Público.
Em
seu
Capítulo
VI,
Art.
225,
determina
como
responsabilidade
do
Poder
Público
"proteger
a
fauna
e
a
flora,
vedadas,
na
forma
da
lei,
as
práticas
que
coloquem
em
risco
sua
função
ecológica,
provoquem
a
extinção
das
espécies
ou
submetam
os
animais
à
crueldade",
constituindo‐se
em
um
importante
instrumento
legal
para
a
proteção
das
espécies
que
compõem
a
nossa
biodiversidade.
Na
prática,
o
Art.
225,
começou
a
ser
melhor
implementado
por
meio
da
Lei
dos
Crimes
Ambientais,
nº
9.605
de
fevereiro
de
1998,
posteriormente
regulamentada
pelo
Decreto
nº
3.179,
de
setembro
de
1999,
que
dispõe
sobre
as
particularidades
das
sanções
penais
e
administrativas
derivadas
de
condutas
e
atividades
lesivas
ao
meio
ambiente.
A
lei
considera
que
as
medidas
aplicáveis
às
infrações
cometidas
contra
as
espécies
são
ampliadas
no
caso
de
estas
serem
consideradas
ameaçadas
de
extinção.
Entretanto,
apesar
de
uma
política
favorável
neste
sentido,
a
legislação
não
define
os
critérios
a
serem
utilizados
e
estabelece
apenas
uma
categoria
denominada
‘Ameaçada
de
Extinção’.
Deixando
provisoriamente
de
lado
as
barreiras
metodológicas
para
a
classificação
de
espécies
vegetais
como
ameaçadas,
nos
resta
discutir
outra
questão
de
extrema
importância:
como
monitorar,
fiscalizar
e
executar
as
ações
previstas
em
um
país
de
proporções
como
as
do
Brasil,
rico
em
biomas,
em
tipos
vegetacionais
e
em
espécies,
de
modo
a
garantir
a
execução
da
política
nacional
de
conservação
da
biodiversidade?
A
Lei
no
9.985,
de
18
de
julho
de
2000,
decretada
e
sancionada
pelo
governo
brasileiro,
institui
o
Sistema
Nacional
de
Unidades
de
Conservação
(SNUC)
que,
dentre
outros
objetivos,
visa:
a)
contribuir
para
a
manutenção
da
diversidade
biológica
e
dos
recursos
genéticos
no
território
nacional
e
nas
águas
jurisdicionais,
b)
proteger
as
espécies
ameaçadas
de
extinção
no
âmbito
regional
e
nacional
e
c)
contribuir
7
para
a
preservação
e
a
restauração
da
diversidade
de
ecossistemas
naturais,
mediante
o
estabelecimento
de
unidades
de
conservação.
O
SNUC
estabelece
que
todas
as
unidades
de
conservação
devem
ter
um
plano
de
manejo.
Esta
determinação
evidencia
claramente
o
posicionamento
do
governo
brasileiro,
que
prioriza
a
preservação
de
áreas
de
interesse
para
a
conservação,
em
contraponto,
por
exemplo,
ao
posicionamento
adotado
pelo
governo
americano
que,
além
da
obrigatoriedade
de
planos
de
manejo
para
as
unidades
de
conservação,
cobra
a
elaboração
de
planos
de
recuperação
para
as
espécies
ameaçadas,
ou
seja,
consideradas
prioritárias.
A
Instrução
Normativa
no6,
de
23
de
setembro
de
2008,
já
determina
a
necessidade
da
elaboração
de
planos
de
recuperação
para
as
espécies
inclusas
na
categoria
Ameaçadas
de
Extinção.
Entretanto,
ainda
não
estabelece
um
método.
De
qualquer
forma,
o
SNUC
é
considerado
um
importante
avanço
em
direção
à
conquista
da
conservação
da
biodiversidade
brasileira.
O
estabelecimento
de
categorias
de
uso
e
a
divisão
de
atribuições
entre
governos
federal,
estadual
e
municipal
são
passos
que
refletem
a
inclusão
de
uma
visão
moderna
de
conservação
da
biodiversidade
que
inclui
critérios
sócio‐culturais
na
seleção
de
áreas
e
estabelecimento
de
novas
unidades
de
conservação.
A
política
de
gestão
da
biodiversidade
deve
estar
presente
de
maneira
transversal
no
governo
em
todas
as
esferas,
como
parte
de
uma
estratégia
integrada
e,
acima
de
tudo,
alinhada
com
a
de
outros
países,
já
que
unidades
biológicas
não
respeitam
limites
políticos
estabelecidos
arbitrariamente
pelo
homem.
No
âmbito
internacional,
duas
convenções
além
da
citada
anteriormente,
fornecem
o
arcabouço
legal
para
a
conservação
de
espécies
ameaçadas
e
estabelecem
princípios
seguidos
pelos
países
signatários,
alinhando
as
políticas
regionais
e
garantindo
a
soma
dos
esforços
das
partes:
1)
Convenção
de
Washington
sobre
o
Comércio
Internacional
das
Espécies
da
Flora
e
da
Fauna
Selvagens
em
Perigo
de
Extinção
(CITES)
e
2)
Convenção
sobre
Diversidade
Biológica
(CDB).
8
A
CITES
foi
ratificada
pelo
Brasil
por
meio
do
Decreto
Lei
nº
54/75
e
promulgada
pelo
Decreto
nº
76.623,
de
novembro
de
1975,
e
estabelece
proteção
para
um
conjunto
de
plantas
e
animais,
por
meio
da
regulação
e
monitoramento
de
seu
comércio
internacional,
particularmente
aquelas
ameaçadas
de
extinção.
O
conjunto
de
espécies
é
classificado,
de
acordo
com
o
grau
de
ameaça
de
extinção,
em
uma
das
três
categorias
de
controle.
Esta
é
considerada
uma
ferramenta
de
controle
efetiva
para
a
importação
e
exportação
de
espécies
da
flora
ameaçadas
de
extinção.
Entretanto,
mais
uma
vez,
se
não
formos
capazes
de
identificar
quais
espécies
estão
de
fato
em
vias
de
extinção
e
adotar
um
sistema
que,
a
partir
de
categorias
de
ameaça,
determine
prioridades
de
ações
para
a
conservação,
continuaremos
a
acompanhar
um
processo
de
rápida
perda
de
biodiversidade,
expresso
principalmente
através
do
aumento
do
número
de
espécies
extintas
e/ou
ameaçadas.
A
CDB
foi
ratificada
pelo
Brasil
por
meio
do
Decreto
Legislativo
nº
2,
de
8
de
fevereiro
de
1994,
que
define
que
os
países
devem
“recuperar
e
restaurar
ecossistemas
degradados
e
promover
a
recuperação
de
espécies
ameaçadas
por
meio
da
elaboração
e
da
implementação
de
planos
e
outras
estratégias
de
gestão”.
No
âmbito
da
CDB,
o
documento
Estratégia
Global
para
a
Conservação
de
Plantas
(GSPC),
aprovado
na
Decisão
VI/9
da
Conferência
das
Partes
(COP)
–
Países
Signatários
da
CDB,
em
19
de
abril
de
2002
em
Haia,
estabelece
metas
para
a
conservação
da
flora
mundial
através
de
uma
estrutura
inovadora
para
ações
no
nível
global,
regional,
nacional
e
local.
A
partir
de
um
consenso
sobre
os
principais
objetivos
e
um
prazo
de
ação,
são
criadas
metas
orientadas
para
serem
atingidas
até
2010.
Isso
estimula
a
criação
de
mecanismos
locais
e
nacionais
de
acompanhamento
e
monitoramento
para
garantir
a
obtenção
dos
resultados
esperados
a
partir
da
implementação
da
GSPC
e
incentiva
governos
a
incluir
a
gestão
da
biodiversidade
em
seus
planejamentos
de
longo
prazo.
Para
honrar
estes
compromissos,
tanto
no
âmbito
externo
quanto
interno,
o
Brasil
dispõe
de
uma
série
de
mecanismos
legais
voltados
à
conservação
e
proteção
da
9
biodiversidade,
com
destaque
para
a
elaboração
de
listas
das
espécies
ameaçadas,
monitoramento,
planos
de
gestão
e
programas
para
recuperação
de
espécies
ameaçadas
(MMA).
Entretanto,
na
prática,
o
alcance
das
políticas
públicas
voltadas
para
a
conservação
da
biodiversidade
é
extremamente
limitado,
e
ainda
esbarra
na
ausência
do
Estado
em
vastas
áreas
extremamente
ricas
em
biodiversidade
e
na
falta
de
capacidade
de
gerir
tamanha
riqueza
ao
adotar
padrões
econômicos
de
desenvolvimento
que
não
incorporam
efetivamente
a
biodiversidade
em
seus
programas.
Com
o
intuito
de
expor
algumas
destas
barreiras
político‐administrativas
ou
limitações
conceituais
e
metodológicas,
discutiremos
o
caso
da
espécie
vegetal
Worsleya
rayneri
(J.D
Hooker)
Traub.
&
Moldenke.
Esta
análise
permitirá
a
sugestão
de
novas
abordagens
que
possam
auxiliar
o
Poder
Público
na
definição
de
políticas
nacionais
eficazes
voltadas
para
a
conservação
de
espécies
da
flora
ameaçadas
de
extinção.
Worsleya
rayneri
–
uma
espécie
de
Amaryllidaceae
ameaçada
de
extinção
Em
1863
a
espécie
foi
descrita
por
Duchartre,
com
o
nome
de
Amaryllis
gigantea,
com
base
em
exemplares
coletados
por
Binot,
em
1860.
Após
diversas
classificações,
foi
estabelecida
como
gênero
monotípico,
considerado
um
dos
mais
primitivos
da
família
Amaryllidaceae,
inicialmente
como
Worsleya
procera
(Duchartre)
Traub.
e
mais
tarde
como
W.
rayneri
(J.D.
Hooker)
Traub.
&
Moldenke.
Mesmo
após
análises
cladísticas
de
seqüências
de
DNA
para
48
gêneros
de
Amaryllidaceae,
Meerow
et
al
(1999)
teve
dificuldades
para
posicionar
Worsleya
no
clado
americano
da
família.
Suas
características
peculiares
(e.g.
grande
quantidade
de
mucilagem,
bulbo
aéreo,
número
de
espatas
igual
a
quatro,
desprovida
de
paraperigônio),
associadas
ao
seu
isolamento
geográfico,
sugerem
ao
táxon
a
constituição
de
uma
linhagem
evolutiva
independente
dentro
de
Amaryllidaceae
(Traub.
&
Moldenke,
1949;
Martinelli,
1984).
10
Após
estudos
científicos
conduzidos
pelo
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro
(JBRJ)
por
Martinelli
(1984),
a
espécie
foi
incluída
na
Lista
Oficial
de
Espécies
Ameaçadas
de
Extinção,
sendo
considerada
criticamente
ameaçada
de
extinção
(MMA
1983).
Segundo
Martinelli
(1996),
W.
rayneri
é
uma
espécie
endêmica
restrita
a
uma
região
específica
dos
campos
de
altitude
da
Serra
dos
Órgãos
e
representa
uma
flora
relictual,
com
distribuição
mais
ampla
no
passado,
e
com
altas
taxas
de
endemismo
e
riqueza
de
espécies
ameaçadas.
Entretanto,
após
25
anos,
a
principal
ação
efetiva,
voltada
para
a
conservação
desta
e
de
outras
espécies
endêmicas
restritas
à
região,
foi
a
criação
da
APA
Petrópolis,
uma
unidade
de
conservação
federal
de
uso
sustentável
(SNUC).
Enquanto
isso,
a
região
de
ocorrência
de
W.
rayneri,
com
seus
vales,
encostas
e
topos
de
morros
continuam
sofrendo
com
os
efeitos
da
fragmentação
da
paisagem,
incêndios,
invasão
por
espécies
exóticas,
construção
de
condomínios,
pastagem
de
animais,
captação
de
água,
ou
outras
formas
de
uso
do
solo
que
geram
impactos
diretos
e
indiretos
sobre
a
biodiversidade
local.
Espécies
com
extensão
de
ocorrência
e
tamanho
populacional
restrito
tais
como
W.
rayneri,
Prepusa
connata,
Glaziophiton
mirabile,
Tillandsia
reclinata
ou
Pticairnia
glaziovii
continuam
extremamente
vulneráveis
aos
efeitos
das
ameaças
incidentes.
Em
2007,
um
único
incêndio
atingiu
quatro
populações
de
W.
rayneri,
o
que
representa
c.
19
%
de
todos
os
remanescentes
da
espécie.
Apesar
de
situadas
em
uma
unidade
de
conservação
federal
de
uso
sustentável,
esta
e
outras
espécies
ameaçadas
da
flora
apresentam
indícios
de
estarem
em
declínio.
Além
disso,
a
região
de
ocorrência
de
W.
rayneri
é
considerada
pelo
Ministério
do
Meio
Ambiente
(MMA)
como
estratégica
para
a
conservação
da
biodiversidade
do
bioma
Mata
Atlântica
(MMA,
2000).
Ela
faz
parte
do
Mosaico
de
Unidades
de
Conservação
da
Mata
Atlântica
Central
Fluminense
e
atua
como
elemento
de
ligação
entre
a
Reserva
Biológica
do
Tinguá,
a
Reserva
Biológica
de
Araras
e
o
Parque
Nacional
da
Serra
dos
Órgãos,
três
11
importantes
unidades
de
conservação
de
proteção
integral
(CNRBMA,
2000)
do
corredor
de
preservação
da
Serra
do
Mar
(Aguiar
et
al,
2005;
Ayres,
2005).
Conservação
da
Biodiversidade
em
Montanhas
De
uma
maneira
geral,
ambientes
de
montanha
são
extremamente
fragmentados
e
topograficamente
diversos,
e
constituem
um
ambiente
heterogêneo
que
comporta
grande
diversidade
de
espécies
(Van
der
Werff
&
Consiglio,
2004).
As
montanhas
ou
áreas
altas
ocupam
quase
25%
da
superfície
da
Terra
e
estão
distribuídas
por
todos
os
continentes
e
zonas
de
latitude,
inseridas
nos
principais
tipos
de
bioma
do
mundo.
Mais
de
50%
da
população
mundial
depende
direta
ou
indiretamente
destes
ambientes
(GMBA,
2001).
Entretanto,
quando
o
desenvolvimento
sócio‐econômico
de
uma
região
esbarra
na
proteção
de
áreas
naturais,
voltadas
para
a
conservação
da
biodiversidade,
são
necessários
estudos
que
indiquem
os
efeitos
diretos
e
indiretos
da
ocupação
da
paisagem.
A
preocupação
da
comunidade
científica
com
a
conservação
de
ambientes
de
montanha
é
uma
questão
relativamente
recente.
Em
1992,
a
Conferência
das
Nações
Unidas
para
o
Meio
Ambiente
e
Desenvolvimento
(CNUMAD),
também
conhecida
como
Rio‐92,
consolidou
a
necessidade
de
proteger
esses
ambientes
através
do
documento
conhecido
como
Agenda
21
(UNCED,
1992):
“Steep
terrain
and
mountain
climate
in
combination
with
severe
land
use
pressure
cause
mountain
ecosystems
to
rank
among
the
most
endangered
landscapes
in
the
World.”
(Capítulo
13).
Neste
encontro,
o
texto
original
da
CBD
(CBD,
1992),
que
hoje
conta
com
158
assinaturas,
foi
disponibilizado
aos
países
signatários.
A
partir
desse
encontro,
muitas
nações
começaram
a
se
articular
para
implementar
programas
locais
de
proteção
às
áreas
altas
e
montanhas.
No
âmbito
internacional
a
ONG
Diversitas
(Paris)
institui
12
projetos
para
a
conservação
de
ecossistemas
críticos,
sendo
um
deles
voltado
para
ecossistemas
de
montanha.
O
Global
Mountain
Biodiversity
Assessment
12
(GMBA)
se
tornou
um
programa
pioneiro
de
pesquisa
em
montanha,
com
grande
visibilidade
na
comunidade
científica,
desenvolvendo
projetos
com
o
intuito
de
explorar
e
explicar
a
riqueza
biológica
das
montanhas
do
mundo.
O
programa
foi
lançado
em
2000
durante
a
1ª
Conferência
Internacional
de
Biodiversidade
de
Montanhas
em
Rigi/Kaltbad,
Suiça.
Neste
mesmo
evento,
foi
inaugurado
o
programa
Global
Observation
Research
Initiative
in
Alpine
Environmnet
(GLORIA)
como
resultado
dos
esforços
conjuntos
de
diversos
pesquisadores,
coordenado
pelo
Instituto
de
Ecologia
e
Biologia
da
Conservação
da
Universidade
de
Viena
e
financiado
pelo
International
Geosphere‐Biosphere
Programme
(IGBP).
A
abordagem
multi‐summit
(GLORIA,
2004),
adotada
pelo
programa,
evidencia
uma
nova
tendência
regida
por
investidas
coordenadas
e
metas
claramente
definidas.
Os
esforços
teóricos
se
voltam
para
o
desenvolvimento
de
metodologias
e
sistemas
de
informações
que
permitam
ações
imediatas
voltadas
para
a
conservação.
A
importância
global
de
ecossistemas
de
montanha
se
consolidou
durante
a
Conferência
das
Partes
(COP)
VI
–
Países
Signatários
da
CDB,
em
19
de
abril
de
2002
em
Haia,
que
considera
as
montanhas
como
ponto
focal
e
estratégico
para
a
conservação
da
biodiversidade
(UNEP/CDB/AHTEG‐MB,
2003).
O
encontro
instituiu
o
Mountain
Work
Programme
(MWP),
com
o
intuito
de
reduzir
a
perda
local,
regional
e
global
da
biodiversidade
associada
às
montanhas.
De
uma
maneira
geral
montanhas
ocorrem
em
extensões,
grau
de
isolamento
e
altitude
variadas,
permitindo
testes
de
hipóteses
experimentais
sobre
as
conseqüências
da
fragmentação,
endemismos
restritos,
tamanho
mínimo
de
populações
(Porembski
&
Barthlott,
2000),
entre
outras
questões
centrais
sobre
a
biodiversidade.
No
Brasil,
apenas
em
2006,
é
instituído
um
grupo
de
trabalho
ligado
ao
MMA,
com
o
objetivo
de
definir
a
estrutura
e
as
diretrizes
de
um
comitê
Nacional
para
conservação
de
ambientes
de
montanha.
Em
2008
foi
proposta
a
elaboração
de
um
programa
Nacional
de
13
Conservação
e
Pesquisas
em
Ecossistemas
de
Montanhas
(CONABIO,
2008).
Esta
movimentação
acompanha
um
aumento
da
demanda
por
estudos
que
auxiliem
na
definição
de
objetivos,
abordagens
e
metodologias
para
o
estudo
e
conservação
das
montanhas
brasileiras.
No
entanto,
Martinelli
(2003)
já
sugeria
a
criação
de
um
programa
voltado
para
a
proteção
da
biodiversidade
de
montanhas.
Em
1985,
no
Canadá,
foi
formado
pelo
Departamento
de
Botânica
da
Universidade
de
Guelph
um
grupo
interdisciplinar
de
pesquisas
voltado
para
o
estudo
da
estrutura
e
função
de
ecossistemas
de
montanha.
Larson
et
al
(2000)
consolidou
os
avanços
conceituais
obtidos
por
este
grupo
de
pesquisa.
Esta
publicação
passou
a
fundamentar
diversos
trabalhos
científicos
sobre
o
tema
(e.g.
Ribeiro,
2002;
Saddi,
2008).
De
modo
geral,
os
países
pioneiros
em
estudos
relacionados
à
conservação
da
biodiversidade
associada
às
montanhas
são
aqueles
onde
a
qualidade
de
vida
da
população
humana
local
depende
diretamente
de
recursos
ou
serviços
fornecidos
por
estes
ambientes.
A
adoção
de
uma
abordagem
multidisciplinar
que
incentiva
a
relação
entre
ciências
naturais
e
sociais
é
uma
das
primeiras
iniciativas
globais
que
colocam
as
montanhas
como
ponto
estratégico
para
a
conservação
da
biodiversidade.
É
o
caso
do
governo
da
Índia
que,
devido
à
importância
sociopolítica
das
montanhas
locais,
se
posiciona
no
cenário
internacional
como
pioneiro,
ao
estabelecer
em
1988
o
G.B.
Plant
Institute
of
Himalaian
Environment
and
Development
(GBIHED).
O
Instituto,
ligado
ao
Ministério
do
Meio
Ambiente
e
Florestas
da
Índia,
tem
como
objetivo
central
manter
o
equilíbrio
entre
as
relações
de
sistemas
socioculturais,
ecológicos,
econômicos
e
físicos,
no
intuito
de
garantir
a
sustentabilidade
dos
ecossistemas
da
região.
Diversos
trabalhos
científicos
(GBIHED,
1999)
foram
produzidos
no
âmbito
do
GBIHED,
de
modo
a
contribuir
significativamente
para
o
desenvolvimento
das
bases
conceituais
e
metodológicas
de
estudos
em
montanha.
Entretanto,
a
viabilização
de
ações
de
grande
escala
como
as
descritas
depende,
mais
do
que
nunca,
do
estabelecimento
de
14
parcerias
público‐privadas
e
da
integração
de
conhecimentos
(Programa
GEF
–
Catallana,
Chile,
2005).
Outro
projeto
de
grande
importância
na
consolidação
das
bases
teóricas
de
estudos
voltadas
para
áreas
montanhosas
foi
o
projeto
Inselberg.
Coordenado
pelas
universidades
de
Rodstock
e
Bonn,
na
Alemanha,
e
implementado
em
1990,
o
projeto
reuniu
o
maior
número
de
informações
sobre
biodiversidade
de
montanhas
tropicais
por
meio
da
condução
de
estudos
em
cerca
de
600
montanhas
no
continente
africano
e
em
alguns
países
da
América
do
Sul.
O
estabelecimento
de
parcerias
com
pesquisadores
locais
estimulou
a
participação
de
grupos
científicos
e
instituições
de
pesquisas
tropicais
a
desenvolver
o
tema
em
âmbito
nacional.
No
Brasil,
a
partir
do
final
dos
anos
1990,
foram
desenvolvidos
diversos
estudos
em
montanhas
(Porembsky
et
al,
1998;
Martinelli,
1996;
Safford
&
Martinelli,
2000,
Safford,
1999a;
Safford
1999b;
Ribeiro,
2002;
Caiafa
2005;
Safford
2006;
Mocochinsky
2006).
A
maior
parte
deles
em
áreas
de
Campos
de
Altitude
do
sudeste,
devido
principalmente
à
facilidade
de
acesso
e
às
altas
taxas
de
riqueza
de
espécies,
endemismos
e
espécies
ameaçadas
de
extinção
(Martinelli,
1996).
Porém,
ainda
não
fomos
capazes
de
delinear
uma
política
de
conservação
que
vá
além
da
criação
de
unidades
de
conservação
para
esta
importante
formação
vegetacional
(Scarano,
2002;
Martineli
2007)
inserida
no
contexto
do
domínio
da
Mata
Atlântica.
Diversidade
Biológica
dos
Campos
de
Altitude
Segundo
Safford
(1999a)
os
campos
de
altitude
(Ferri,
1980)
são
formações
vegetacionais
predominantemente
campestres,
restritas
aos
topos
das
montanhas
da
costa
leste
do
Brasil.
Apesar
de
a
flora
ser
diversa
e
caracterizada
por
um
alto
grau
de
endemismo
(Martinelli,
1996;
Martinelli,
2007),
a
vegetação
apresenta
algumas
similaridades
florísticas
15
com
outras
formações
vegetacionais
de
montanha,
na
cordilheira
dos
Andes
e
da
América
Central
(Safford,
1999ª,
1999b;
Safford,
2006;
Segadas
Viana
1965a,
1965b),
expressa
principalmente
por
casos
de
disjunção
de
espécies
(Ribeiro
2002).
A
composição
florística
dos
campos
de
altitude,
apesar
da
ausência
de
dados
quantitativos
publicados,
surpreende
devido
ao
elevado
número
de
espécies
em
relação
à
disponibilidade
de
habitats.
Estudos
anteriores
(Brade,
1956;
Martinelli,
1996,
Ribeiro
2002)
indicam
que
os
campos
de
altitude
do
Parque
Nacional
do
Itatiaia
(RJ)
abrigam
c.
500
espécies
e
ocupam
uma
área
menor
que
50km2.
Já
Mocochinski
(2006)
listou
a
existência
de
279
espécies
pertencentes
a
73
famílias
botânicas
para
sete
diferentes
áreas
de
campos
de
altitude
na
serra
do
mar
Paranaense.
Caiafa
e
Silva
(2005)
apontam
a
existência
de
81
espécies
para
uma
área
de
apenas
seis
hectares
na
Serra
do
Brigadeiro
(MG).
A
florística
varia
entre
áreas,
devido
ao
tamanho
amostral
e
à
influência
de
diferentes
formações
vegetacionais
na
riqueza
de
espécies,
entretanto,
Asteraceae,
Poaceae,
Cyperaceae,
Melastomataceae
e
Ericaceae
representam
as
famílias
botânicas
com
maior
número
de
espécies.
Bromeliaceae,
Orchidaceae,
Veloziaceae
e
Eriocaulaceae
além
de
abundantes
são
importantes
elementos
na
estruturação
da
vegetação
dos
afloramentos
rochosos
inseridos
nos
campos
de
altitude.
A
alta
riqueza
de
espécies
e
diversidade
associadas
a
ambientes
tropicais
de
montanha
(Chaverri‐Polini,
1998;
Safford,
1999a;
Sarmiento,
2002;
Martinelli,
2007)
é
normalmente
atribuída
a
três
principais
fatores:
1)
o
efeito
do
histórico
climático
e
geológico
sobre
a
evolução
de
espécies;
2)
a
adaptação
de
espécies
a
fatores
ambientais
limitantes;
3)
fluxo
biológico
com
as
áreas
baixas
adjacentes
(Sarmiento
2002).
Martinelli
(1996)
aponta
a
acumulação
de
relictos
trazidos
por
diversas
fases
climáticas
do
Quaternário
como
forma
de
explicar
as
altas
taxas
de
endemismo
encontradas
em
campos
de
altitude
do
sudeste
brasileiro.
A
compressão
de
zonas
climáticas
ao
longo
de
gradientes
altitudinais
confere
a
biota
de
montanha
o
status
de
hotspot
de
riqueza
biológica.
Portanto,
as
altas
taxas
de
16
endemismos
refletem
a
unicidade
da
flora
atrelada
ao
histórico
geológico
e
microclimatológico
de
cada
vale,
escarpa
ou
topo
de
montanha
de
acordo
com
o
grau
de
isolamento
entre
fragmentos
de
habitat
favoráveis.
Os
campos
de
altitude
estão
inseridos
no
bioma
morfoclimático
da
Mata
Atlântica,
entretanto
recebem
forte
influência
florística
de
outros
dois
biomas:
a)
o
Cerrado
da
região
central
em
seus
trechos
junto
a
Serra
da
Mantiqueira,
Serra
do
Caparaó
e
Serra
do
Brigadeiro;
e
b)
os
campos
sulinos.
A
influência
da
primeira
se
consolida
principalmente
através
do
fluxo
biológico
com
os
campos
rupestres,
ricos
em
espécies
xerófitas
capazes
de
suportar
condições
limitantes
específicas,
e
cujos
extremos
das
serras
se
avizinham
(Serra
do
Espinhaço).
Apesar
de
semelhanças
fisionômicas
e
ecológicas,
a
composição
florística
e
a
estrutura
litológica
dos
campos
rupestres
diferem
da
dos
campos
de
altitude
(Caiafa
e
Silva,
2005).
A
segunda,
através
da
migração
de
espécies
predominantemente
campestres
oriundas
dos
campos
sulinos
(Mocochinski,
2006),
o
que
pode
explicar
parte
da
riqueza
de
espécies
em
Asteraceae,
Melastomataceae,
Poaceae
e
Cyperaceae
(Brade
1956;
Freitas,
1999;
Mocochinski
2006;
Moraes
et
al
não
publicado).
Brade
(1956)
propõe
que
os
campos
de
altitude,
assim,
como
os
afloramentos
rochosos
dentro
dele,
oferecem,
no
tempo
evolutivo,
diversas
oportunidades
para
a
fixação
e
diferenciação
de
espécies
de
cerrado,
de
mata
ou
de
regiões
temperadas,
devido
principalmente
à
heterogeneidade
espacial
caracterizada
pela
presença
de
diferentes
fito‐
fisionomias
como
brejos,
bambuzais,
encostas
úmidas
ou
afloramentos
rochosos.
Por
outro
lado,
Ribeiro
(2002)
sugere
que
sua
vizinhança
com
a
Mata
Atlântica
é
uma
chance
de
entrada
de
espécies
e
linhagens
tropicais
em
um
ambiente
temperado.
Entretanto,
as
espécies
da
flora
dos
campos
de
altitude
parecem
estar
mais
relacionadas
às
características
geoclimáticas
do
que
às
variações
do
macroclima
tropical
(Rizzini,
1979).
As
17
baixas
temperaturas,
elevada
intensidade
dos
ventos,
das
radiações
luminosas
e
UV,
disponibilidade
de
água
e
nutrientes
não
incidem
uniformemente
sobre
elementos
da
paisagem
e
constituem
fatores
determinantes
no
estabelecimento
e
persistência
de
espécies.
Além
disso,
a
grande
heterogeneidade
do
relevo
associada
à
instabilidade
de
condições
pedológicas
também
são
responsáveis
pela
formação
de
uma
grande
variedade
de
ambientes,
favorecendo
condições
para
o
estabelecimento
de
altos
valores
de
diversidade
biológica
(Mocochinski,
2006).
Estudos
científicos
sobre
a
florística
e
a
ecologia
dos
campos
de
altitude
ainda
são
escassos
e
limitados
a
áreas
com
facilidade
de
acesso.
A
ausência
de
informações
sobre
este
tipo
vegetacional
ainda
impede
a
elaboração
de
uma
política
pública
consistente
voltada
para
a
conservação
deste
ecossistema
montanhoso.
Além
disso,
a
especificidade
da
flora
implica
um
alto
grau
de
vulnerabilidade
a
mudanças
climáticas,
sendo
estas
efeito
indireto
da
ação
do
homem
sobre
paisagens
naturais.
Martinelli
(2007)
aponta
como
algumas
das
principais
ameaças
incidentes
sobre
os
campos
de
altitude:
a)
a
utilização
de
práticas
agrícolas
inadequadas
em
áreas
adjacentes,
o
que
proporciona
erosão
e
instabilidade
do
solo;
b)
desmatamento
de
áreas
tampão,
facilitando
a
entrada
de
outros
vetores
de
ameaça;
c)
baixa
competitividade
da
flora
local
em
relação
aos
invasores;
d)
a
incidência
de
fogo;
e)
extração
de
espécies
endêmicas
e
ameaçadas
de
alto
valor
ornamental;
f)
mineração;
g)
expansão
urbana;
e
h)
pastagens
de
animais
em
áreas
de
campos
de
altitude.
18
OBJETIVOS
DA
DISSERTAÇÃO
Objetivo
Geral
Avaliar
o
status
de
conservação
de
W.
rayneri
e
propor
ações
voltadas
para
a
recuperação
da
espécie
de
modo
a
subsidiar
o
estabelecimento
de
prioridades
e
a
elaboração
de
protocolos
de
ações
para
a
conservação
de
espécies
ameaçadas.
Objetivos
Específicos
1.
Conduzir
uma
reavaliação
do
status
de
conservação
de
Worsleya
rayneri.
2.
Descrever
a
estrutura
genética
das
populações
remanescentes
da
espécie
e
as
principais
ameaças
às
quais
está
exposta,
a
fim
de
sugerir
áreas
prioritárias
para
a
conservação.
3.
Propor
ações
e
metas
de
conservação
para
a
espécie.
4.
Discutir
a
aplicabilidade
dos
resultados
obtidos
para
W.
rayneri
na
criação
de
protocolos
nacionais
de
ações
voltados
para
a
conservação
de
espécies
ameaçadas.
19
ESTRUTURA
DOS
CAPÍTULOS
O
primeiro
capítulo
aborda
o
uso
da
espacialidade
para
geração
de
dados
quantitativos
como
ferramenta
para
a
reavaliação
do
status
de
conservação
de
espécies
ameaçadas
de
extinção
e
o
desenvolvimento
de
estratégias
para
a
conservação.
A
partir
do
mapeamento
da
distribuição
real
e
comparações
com
a
distribuição
potencial
de
habitats
favoráveis
de
Worsleya
rayneri,
analisadas
sob
o
contexto
da
incidência
de
ameaças
à
persistência
dos
remanescentes
populacionais,
são
extraídos
dados
necessários
para
estimativas
quantitativas
dos
parâmetros
estabelecidos
por
IUCN
(1994).
A
análise
espacial
nos
permite,
ainda,
determinar
áreas
consideradas
fontes
potencias
de
ameaça,
facilitando
o
estabelecimento
de
estratégias
para
a
conservação.
A
discussão
aborda
a
aplicabilidade
dos
métodos
adotados
para
a
gestão
de
listas
vermelhas
(Davies
et
al,
1986)
de
espécies,
a
partir
da
qual
são
fundamentadas
sugestões
de
metas
e
ações
objetivas.
O
segundo
capítulo
estabelece
áreas
prioritárias
para
a
conservação
de
W.
rayneri
com
base
em
uma
análise
da
estrutura
genética
dos
remanescentes
populacionais.
A
discussão,
além
de
abordar
a
importância
da
análise
da
estrutura
genética
para
a
avaliação
do
status
de
conservação
das
espécies,
mostra
como
este
tipo
de
resultado
pode
ser
usado
para
estabelecimento
de
diretrizes
e
protocolos
de
conservação
in‐situ
e
ex‐situ.
O
terceiro
capítulo
consiste
em
um
plano
de
recuperação
para
espécie
vegetal
W
rayneri.
É,
portanto
uma
compilação
dos
principais
resultados
e
observações
consolidadas
ao
longo
desta
dissertação,
onde
são
propostas
dez
ações
objetivas
voltadas
para
a
conservação
da
espécie.
20
CAPÍTULO
1:
Mapping
spatial
distribution
of
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
remnants
and
threat
analysis
–
a
GIS
based
approach
towards
conservation
of
an
endangered
species.
M.A.
Moraes1,4,
G.
Martinelli1,
R.
Turner2,
E.
Tavares3
e
R.
Vergara3
1
–
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro.
2
–
USDA
Forest
Service.
Alaska,
USA.
3
–
Instituto
Militar
de
Engenharia
4
–
Corresponding
author:
[email protected]
Key
words:
Worsleya
rayneri,
endangered
species,
spatial
distribution,
high
altitude
grasslands,
threat
analysis.
Abstract
Efforts
concerning
in‐situ
conservation
of
endangered
species
should
focus
on
basic
and
simple
approaches
that
could
provide
useful
and
generalizable
data
at
an
international
scale
and
could
be
applied
to
series
of
endangered
species
in
a
short
period
of
time.
According
to
the
literature,
a
common‐ground
biomonitoring
scheme
has
to
consist
of
three
main
elements:
recording
the
occurrence
of
a
taxon
in
a
target
area,
mapping
their
distribution
in
space,
and
assessing
their
conservation
status.
Comparisons
between
real
and
potential
distribution
can
help
to
define
the
extent
of
damage
to
natural
populations
of
threatened
plant
species
and
to
quantify
the
effects
of
threats
affecting
persistence
of
remnants.
The
present
study
aims
to
help
to
develop
a
practical
conservation
approach
setting
guidelines
based
on
the
results
obtained
for
Worsleya
rayneri,
a
federally
endangered
plant
species
from
southeast
Brazil
with
restrict
niche
requirements.
The
occurrence
of
the
studied
2
species
is
restricted
to
21
sites
that
represent
an
area
of
occupancy
of
60
km ,
all
protected
by
the
Brazilian
national
system
of
conservation
units.
The
habitat
suitability
map
generated
by
the
ecological
niche
factor
analyses
(ENFA)
conducted
shows
that
potential
habitat
availability
is
not
the
factor
limiting
species
distribution.
The
threat
analyses
indicate
that
real
estate
speculation,
fire
and
buffering
zone
deforestation
are
causing
major
damage
to
remnants.
Results
regarding
the
conservation
status,
indicated
by
the
threat
incidence
scores
are
critical
and
suggest
that
more
than
50%
of
remnants
are
exposed
to
different
kinds
of
threats
affecting
persistence
of
species
on
nature.
The
overall
analyses
of
our
results
are
alarming
and
indicate
that
population
size
is
being
reduced
mainly
due
to
the
effects
of
direct
anthropogenic
factors.
Protocol
adopted
provided
excellent
cost/benefit
ratio,
producing
consistent
information
to
support
an
in‐situ
conservation
plan.
Nevertheless,
its
applicability
to
a
series
of
species
is
restricted
to
groups
with
coinciding
limited
ranges
of
occurrence.
21
Introduction
The
analyses
of
endangered
plant
species`
spatial
distribution
and
threats
are
an
important
tool
for
conservation,
generating
valuable
information
regarding
species
potential
distribution
and
niche
requirements.
Thus,
identifying
geographic
priorities
for
conservation
in
a
quantitative
manner,
and
understanding
how
these
priorities
depend
on
the
factors
considered
will
help
conservationists
to
allocate
resources
most
efficiently
in
conserving
biodiversity
(Rikkets
&
Imhoff,
2003).
Several
ecological
models
are
currently
being
applied
to
wildlife
management
issues,
helping
to
produce
the
ecological
knowledge
needed
to
define
conservation
actions,
policies,
priority
areas
and
strategies
according
to
their
consequences
for
biodiversity
and
in
agreement
with
federal
government
conservation
goals
and
the
Global
Strategies
for
Plant
Conservation,
established
during
the
VI
Convention
of
CBD
Parties
(COP
VI,
2002).
Meanwhile,
practical
approaches
to
monitoring
biological
diversity
may
vary
considerably
among
countries
and
the
accumulating
data
may
not
be
generalizable
at
an
international
scale
(Teder
et
al,
2007).
Several
conservation
issues
emerge
from
this
matter.
A
federally
endangered
species,
for
example,
not
considered
as
such
by
the
international
community,
may
suffer
anthropogenic
pressure
due
to
its
commercial
value
in
foreign
countries.
In
this
way,
efforts
concerning
in‐situ
conservation
of
endangered
species
might
focus
on
basic
and
simple
approaches
that
can
provide
useful
and
generalizable
data.
According
to
Teder
et
al
(2007)
a
common‐ground
biomonitoring
scheme
has
to
consist
of
three
main
elements:
recording
the
occurrence
of
a
taxon
in
a
target
area,
mapping
their
distribution
in
space,
and
assessing
their
conservation
status.
Hartley
and
Kunin
(2003)
points
that
indicators
such
as
rarity,
rates
of
decline
and
population
fragmentation
are
required
to
22
access
overall
extinction
risk,
being
attentive
to
the
sensitivity
of
the
concepts
to
different
scales.
Geographical
Information
System
(GIS)
based
methods
associated
with
remote
sensing
techniques
can
be
very
useful
in
determining
precisely
species
distribution,
assessing
ecological
impacts
of
different
factors
(e.g.
fire,
climate
change,
and
inappropriate
land
use),
estimating
risk
of
alien
invasions
and
developing
endangered
species
management
policies.
Generally,
these
spatial
explicit
models
are
based
on
various
hypotheses
as
to
how
environmental
factors
control
the
distribution
of
species
and
communities
(Guisan
and
Zimmermann,
2000).
The
statistical
relation
between
field
observations
and
a
set
of
environmental
variables
gives
an
important
insight
about
key
factors
influencing
spatial
distribution
and
supports
predictions
regards
potential
distribution.
Comparisons
between
real
and
potential
distribution
can
help
to
define
the
extent
of
damage
to
natural
populations
of
threatened
plant
species
and
to
quantify
the
threats
affecting
persistence
of
remnants.
When
dealing
with
conservation
of
natural
populations
of
threatened
species,
empirical
evaluation
models
based
on
real
field
data
cannot
be
expected
to
become
available
easily
due
to
the
lack
of
information
on
those
species.
In
this
way,
Geographical
Information
Systems
(GIS)
can
be
used
as
a
tool
for
producing
the
data
needed
for
modeling
on
different
time
and
spatial
scales
(Store
and
Jukimaki,
2003).
Most
of
the
times
the
ecological
factors
used
on
the
models,
believed
to
be
the
driving
forces
for
species
distribution
and
abundance,
are
generally
sampled
from
digital
maps
and
databases,
since
they
are
expensive
and
hard
to
be
measured.
Another
important
approach
is
the
use
of
expert
knowledge
(Store
and
Jukimaki,
2003)
in
addition
to
the
use
of
empirical
information.
Combining
both
sources
may
optimize
the
mechanistic
profile
of
the
model,
allowing
predictions
based
on
real
cause‐effect
relationships
(Levins,
1966).
23
The
type
of
variables
used
on
the
model
is
directly
related
to
the
extent
of
the
analyses,
the
quality
and
type
of
information
available
and
to
the
goals
of
the
modeling
effort,
influencing
the
degree
of
reality,
precision
and
generality
(Levins
1966)
of
the
model.
Usually,
predictive
vegetation
models
developed
for
mountainous
terrain
at
relatively
high
spatial
resolution
or
for
species
with
restricted
range
distribution
are
based
partially
or
completely
on
topographic
factors
(e.g.
slope,
aspect,
altitude)
(Brzeziecki
et
al.
1993;
Brown,
1994;
Guisan
et
al.
1998),
while
predictive
large
scale
models
rely
basically
on
biophysical
parameters,
since
topography
has
low
predictive
power
on
such
coarse
resolution
(Lenihan
and
Neilson,
1993;
Neilson
1995).
Accordingly
to
Austin
et
al
(1984),
Austin
(1985)
and
Austin
and
Smith
(1989)
ecological
gradients
can
be
divided
in
three
categories:
resource,
direct
and
indirect
gradients.
The
first
one
addresses
matter
and
energy
consumption.
Direct
gradients
are
environmental
parameters
that
have
physiological
relevance
for
the
studied
species.
Indirect
gradients
are
variables
that
have
no
direct
relevance
for
species
performance,
but
usually
replace
a
combination
of
different
resources
and
direct
gradients
in
a
simple
way
showing
a
good
correlation
with
observed
species
patterns
(Guisan
and
Zimmermann,
2000).
Nevertheless,
population
dynamics
are
a
function
not
only
of
ecological
processes
but
also
genetic
and
demographic
ones.
Accordingly
to
Lynch
and
Gabriel
(1990)
and
Lynch
and
Lande
(1993)
demographic
criteria
are
probably
far
better
indicators
of
the
biological
status
of
rare
species
than
is
information
on
the
magnitude
and
distribution
of
genetic
variation,
whose
connection
to
population
viability
has
been
theoretically
but
not
empirically
demonstrated.
Scarano
(2002)
states
that
functional
ecology
of
plants
communities
is
often
not
a
part
of
conservation
initiatives,
which
are
mostly
based
on
numerical
diversity,
levels
of
community
endemism
and
rates
of
habitat
destruction.
But
that
might
reflect
a
method
limitation
since
ecological
relations
are
hard
to
quantify
(Store
and
Jukimaki,
2003).
Despite
controversies
24
regard
best
approaches
for
establishing
conservation
strategies,
different
tools
can
be
used
complementarily.
For
endangered
species
all
information
available
should
be
used.
Especially
for
rare
species
that
suffer
double
jeopardy
due
to
low
local
population
size
and
restricted
ranges
(Lawton
1993,
Johnson
1998,
Hartley
&
Kunin
2003).
The
degree
of
vulnerability
imposes
urgency
and
efficiency
in
generating
useful
data
for
conservationists
and
policy
makers.
Often,
the
lack
of
consistent
information
and
time
to
obtain
them
represents
a
barrier
to
avoid
endangered
plant
species`
extinction.
The
aim
of
this
study
is
to
produce
a
set
of
valuable
and
consistent
information
about
a
federally
endangered,
rare
species
from
the
high
altitude
grasslands
of
southeast
Brazil,
using
a
practical
methodology
that
could
be
implemented
for
series
of
species
in
a
short
period
of
time.
This
approach
would
help
to
extend
the
time
window
for
defining
appropriate
in‐situ
conservation
strategies
and
taking
actions.
The
main
goal
of
the
present
work
was
to
map
Worsleya
rayneri
J.D.
Hooker
(Traub.
&
Moldenke)
(Traub
&
Moldenke,
1949)
Amaryllidaceae
remnants
populations
and
threat
sources,
using
a
GIS
based
method
to
quantify
the
necessary
parameters
for
an
updated
assessment
of
Worsleya`s
conservation
status.
This
approach
is
important
to
help
to
develop
a
protocol
for
dealing
with
impoverishment
of
biodiverse
countries,
and
locally
important
to
include
the
species
on
the
IUCN
list
of
threatened
species.
Materials
and
Methods
Study
species
Worsleya
rayneri
is
an
endangered
species,
narrow
endemic
to
high
altitude
environements
of
the
southeast
of
Brazil.
This
rupicolous
herb
is
heliophilic
and
by
clonal
growth
form
vegetation
islands
on
steep
slopes
of
granite
rock
mountain
formations,
above
25
1,000
m
a.s.l..
The
plant
is
considered
a
paleo‐endemism
(Martinelli,
1984),
a
representative
of
a
rich
flora
that
had
a
wider
distribution
on
the
past
and
is
composed
by
various
federally
endangered
species.
Remnant
populations
of
W.
rayneri
are
suffering
anthropogenic
pressure
as
an
effect
of
human
occupation
of
the
surroundings.
Martinelli
(1984)
suggests
a
potential
distribution
for
the
species,
but
real
distribution
remained
unknown
until
the
present
study.
The
ecological
interactions
that
may
influence
W.
rayneri
distribution
are
also
unknown.
Study
Area
W.
rayneri`s
remnant
populations
occurrence
is
restricted
to
Petrópolis
municipality,
located
north
of
Rio
de
Janeiro
state,
southeast
Brazil,
considered
a
biodiversity
hotspot
for
conservation
(Myers
et
al.
2000).
The
area
is
considered
a
part
of
Serra
dos
Órgãos
and
is
federally
protected
by
the
APA
Petrópolis,
a
conservation
unit
categorized
as
a
sustainable
use
unit
by
the
Brazilian
National
System
of
Conservation
Units
(Portuguese,
SNUC).
The
site
is
in
the
centre
of
the
Mosaico
de
Unidades
de
Conservação
Norte
Fluminense,
a
federal
effort
supported
by
various
NGO`s
and
private
companies
to
protect
the
Atlantic
Rain
Forest
by
the
establishment
of
a
conservation
corridor
composed
by
different
conservation
units.
A
mountainous
terrain
with
scattered
granite
inselbergs
having
dramatic
slopes,
molded
by
the
water,
characterizes
the
topography.
The
high
altitude
grasslands,
restricted
to
altitudes
above
1,500
m.
a.s.l
and
mountain
tops
are
surrounded
by
dense
Atlantic
Forests
that
constitute
a
buffering
zone
that
plays
an
important
role
on
the
maintenance
of
microclimatic
conditions
that
support
inselbergs
vegetation
communities
and
it`s
ecological
interactions
(Martinelli,
1996).
The
region
is
seasonally
swiped
by
massive
fires
started
by
local
community
or
land
owners,
as
the
result
of
inappropriate
land
use.
Araras
district,
core
area
of
Worsleya`s
distribution,
is
one
of
the
most
valuable
regions
of
Serra
dos
Órgãos.
In
this
way,
real
estate
26
speculation
represents
a
serious
threat
for
persistence
of
high
altitude
grasslands
communities,
due
to
deforestation
of
the
natural
buffering
zones,
water
capture
and
the
establishment
of
huge
condos
on
the
upper
valleys.
The
climate
is
classified
as
tropical
humid
with
two
marked
seasons.
The
dry
season
occurs
from
April
to
September,
when
temperatures
can
reach
as
low
as
‐6o
C
at
the
higher
areas
at
night.
Rainfall
varies
from
1,500
mm
to
2,600
mm
each
year.
The
wet
season
occurs
from
late
November
to
March,
when
rain
is
abundant
(MMA/IBAMA,
2007).
Methods
In
order
to
determine
the
main
ecological
factors
influencing
Worsleya
rayneri`s
remnant
populations
persistence
a
basic
conceptual
model
was
built
(Fig.
1).
The
relations
expressed
by
this
model
are
based
on
expert
knowledge
(Store
and
Jukimaki,
2003)
and
helped
select
which
eco‐geographical
variables
would
be
used
on
the
final
statistical
model,
besides
its
use
on
establishing
potential
occurrence
sites
that
narrowed
our
search
range
on
field
considerably.
Based
on
previous
information
regarding
Worsleya`s
distribution
(Martinelli,
1984;
Martinelli
1996)
and
geographical
information
obtained
from
digital
databases
of
Instituto
Brasileiro
de
Geografia
e
Estatística
(IBGE),
all
potential
sites
for
species
occurrence
were
inferred,
adding
a
total
of
40
sites
distributed
along
a
sector
of
Serra
dos
Órgãos.
Each
site
is
represented
by
a
granite
inselberg
reaching
more
than
1,000
m
a.s.l..
All
sites
were
visited
and
scanned
for
Worsleya`s
occurrence
with
the
use
of
binoculars
lenses.
The
geographical
coordinates
of
remnant
populations
were
registered
with
the
use
of
a
GPS
device.
All
information
was
plotted
on
an
ARC
GIS
9.1
environment.
CBERS
images
were
used
to
minimize
bias
effect
due
to
field
approximations.
This
technique
was
used
to
guarantee
that
the
actual
distribution
of
the
species
was
registered
avoiding
wrong
estimates
of
population
parameters.
27
We
estimated
species
density
using
100
plots
of
10m2.
The
information
gathered
was
used
to
produce
an
updated
digital
distribution
map
for
Worsleya`s
remnant
populations,
which
allowed
us
to
estimate
the
species`
extent
of
occurrence
and
population
size.
Fig.
1 – Basic
conceptual
model
representing
species`
main
ecological
interactions.
The
Ecological
Niche
Factor
Analyses
(ENFA)
conducted
by
the
software
BIOMAPPER
4.1
(Hirzel
et
al.
2002b)
was
used
to
generate
a
habitat
suitability
map
that
represents
the
potential
distribution
of
suitable
habitat
for
the
species
at
the
study
site.
This
method
was
chosen
due
to
its
viability
using
presence
only
data
sets
(Hirzel
et
al,
2006;
Hirzel
et
al.
2002a;
Hirzel
et
al.
2001;
Anderson
et
al,
2003).
When
working
with
endangered
species
the
use
of
false
absence
data
could
give
biased
information
regarding
species`
distribution
and
its
history.
A
sample
of
100
spots
inside
the
polygons
of
occurrence
were
randomly
selected
and
used
as
presence
data
set
input.
Another
sample
was
generated
and
used
after
the
analyses
as
a
validation
set.
That
technique
was
possible
due
to
the
species`
clumped
distribution
caused
by
28
clonal
growth.
All
data
was
extracted
from
a
400
km2
area
and
numerically
modeled
by
10
GIS
raster
maps
of
20
x
20
cells,
representing
10
eco‐geographical
variables,
and
formatted
with
the
use
of
ARC
GIS
9.1,
IDRISI
2.0
and
BIOMAPPER
4.1
(Hirzel
et
al.
2002b).
These
predictors
are
topographical,
ecological
or
related
to
human
activities,
and
were
derived
from
a
GIS
database.
The
eco‐geographical
variables
(EGVs)
selected
after
the
analyses
of
the
conceptual
model
were
altitude,
slope
inclination,
sun
incidence,
proximity
to
forested
areas,
proximity
to
high
altitude
grasslands,
distance
from
urban
areas,
distance
from
perturbed
areas
and
access
(Fig.2).
These
EGVs
indirectly
represent
microclimatic
variation
and
threat
incidence
effect.
Boolean
variables
were
transformed
into
continuous
ones
by
contextual
distance
analyses
or
by
contextual
circular
analysis.
The
parameters
used
on
this
process
were
arbitrarily
determined
according
to
the
specialist
knowledge
about
EGV
influence
over
the
studied
species.
Each
EGV
used
was
formatted
as
a
GIS
layer
where
each
grid
unit
had
a
score
value
attributed
to
it.
All
layers
were
superposed
and
compared
with
the
occurrence
information
generated
on
the
beginning
of
the
analyses
and
the
global
distribution
of
variables.
The
software
produced
a
potential
distribution
map
that
was
tested
with
another
set
of
occurrence
data
generated
by
random
selections
inside
sites
polygons
of
occurrence.
The
two
resulting
uncorrelated
factors:
marginality
and
specialization,
generated
during
ENFA
have
important
ecological
meanings
with
implications
for
conservation
(Hirzel,
1998).
All
the
results
were
then
compared
in
order
to
determine
the
extent
of
the
damage
caused
by
diverse
threats
directly
and
indirectly
related
to
urbanization
and
inappropriate
land
use.
There
were
considered
ten
different
threats
on
the
analyses:
invasive
exotic
species,
grazing,
fire,
access,
real
estate
speculation,
extractivism,
mining,
buffering
zone
deforestation,
and
recreational
activities,
indentified
on
field
as
incident
threats.
They
were
ranked
in
order
to
determine
main
sources
and
establish
priorities
regarding
resources
allocation
and
29
conservation
actions.
The
remnant
populations
were
also
ranked
by
an
updated
assessment
of
the
conservation
status
and
classified
as
critically
exposed
(CE),
exposed
(E),
vulnerable
(V)
and
preserved
(P).
a) altitude
b) sun incidence
c) slope inclination
d) proximity
e) proximity to high altitude grassland
to forested areas
f) access
g) distance from perturbed areas
h) distance urban areas
Fig. 2 – Ecogeographic variables used on the model (EGVs). Warm colors represent high
intensity of EGV.
30
Results
Worsleya
rayneri`s
distribution
is
restricted
to
21
fragmented
occurrence
sites
along
an
extent
of
occurrence
of
120
km2
(Fig.
3).
The
actual
area
of
occupancy
of
remnant
populations
adds
60
km2.
Based
on
population
density
estimates
(M=
2.14;
DP=
1.33)
population
size
is
119,940
individuals
(Tab.
1).
The
individuals
display
a
clumped
distribution
forming
vegetation
islands
over
the
granite
slopes.
The
islands
are
dominated
by
Worsleya
rayneri
but
composed
by
different
plant
families
as
Orchidaceae,
Bromeliaceae,
Veloziaceae,
Gentianaceae
and
others.
The
surroundings
are
covered
by
a
mat
forming
species
as
the
Cyperaceae
Trilepsis
lhotzkiana,
or
mosses
like
Sphagnum
sp.
which
traps
water
and
humidity
working
as
a
favorable
site
for
seed
germination
(Scarano,
2002;
Poremsky
et
al,
1998).
The
populations
are
located
on
high
altitude
grassland
vegetation
between
the
open
summit
areas
and
the
steep
granite
slopes.
The
ENFA
conducted
by
Biommaper
4.1
software
indicates
a
highly
specific
niche
requirement
for
the
species,
spread
through
all
the
proposed
conservation
area.
The
habitat
suitability
map
for
W.
rayneri
(Fig.
4)
shows
that
potential
habitat
availability
is
not
the
factor
limiting
species
distribution.
As
expected,
the
suitable
areas
display
a
clumped
distribution,
restricted
to
the
granite
inselbergs
covered
by
high
altitude
grasslands.
The
range
of
variation
in
the
index
values
inside
those
areas
was
0.40
–
0.85.
According
to
the
map,
the
inselbergs
located
at
the
northwest
and
at
the
southeast
are
the
most
suitable
for
W.
rayneri.
Nevertheless,
the
actual
occurrence
is
restricted
to
the
northwest
region
of
the
map.
Also,
the
most
suitable
and
the
most
clumped
high
index
were
located
there.
31
Tab.
1
–
Occurrence
sites
and
remnant
population
status.
Conservation
Status
Site
Area
2
Size
(km )
(ind.)
Pop 1
Morro do Cuca
4.33
8,660
Critically Exposed
Buffering zone deforestation
Pop 2
Pedra Azul
1.1
2,200
Critically Exposed
Fire
Pop 3
Boi Coroado
8.78
17,560
Vulnerable
Invasive species
Pop 4
Pedra do Catito
5.22
10,440
Vulnerable
Invasive species
Pop 5
Pico das Almas
1.24
2,480
Vulnerable
Invasive species
Pop 6
Pico Maria Comprida
2.92
5,840
Exposed
Fire
Pop 7
João Grande
2.97
5,940
Exposed
Fire
Pop 8
Irmã Menor
1.06
2,120
Exposed
Real Estate Speculation
Pop 9
Main Threat
Morro do Milho
1.18
2,360
Critically Exposed
Fire
Pop 10
Alto das Perobas
1.89
3,780
Critically Exposed
Fire
Pop 11
Morro do Pé da Serra
1.69
3,380
Critically Exposed
Fire
Pop 12
Morro do Capim Roxo
1.79
3,580
Exposed
Fire
Pop 13
Pirâmide
5.78
11,560
Exposed
Real Estate Speculation
Pop 14
Pedra do Oratório
5.68
11,360
Critically Exposed
Invasive Species
Pop 15
Morro da Pedreira
0.6
1,200
Critically Exposed
Fire
Pop 16
Pedra da Mombaça
1.18
2,360
Critically Exposed
Invasive Species
Pop 17
Pedra do Bozano
4.01
8,020
Exposed
Buffering zone deforestation
Pop 18
Boca da Rebio
2.96
5,920
Exposed
Invasive Species
Pop 19
Pedra do Retiro
3
6,000
Critically Exposed
Fire
Pop 20
Crista da Quinta do Lago
1.87
3,740
Exposed
Invasive Species
Pop 21
Ponta do Complicado
0.72
1,440
Exposed
Invasive Species
A
spatial
comparison
between
the
real
distribution
and
the
potential
distribution,
illustrated
by
the
habitat
suitability
map,
indicates
that
current
distribution
is
shorter
than
it
could
possibly
be,
once
there
are
inselbergs
inside
the
core
area
of
current
distribution
without
registered
occurrence
of
the
species.
Most
of
them
have
history
of
massive
fire
incidents,
according
with
data
provided
by
the
Instituto
Estadual
de
Florestas
(IEF‐
personal
communication).
Another
interesting
result
is
that
100
percent
of
the
occurrence
sites
are
located
inside
suitable
areas,
all
of
them,
protected
by
the
Brazilian
National
System
of
Conservation
Units
under
the
status
of
sustainable
use
unit.
32
Fig.
3
–
Conservation
area,
remnant
populations
and
land
use.
The
threat
analyses
conducted
indicated
that
real
estate
speculation,
fire
and
buffering
zone
deforestation
are
causing
major
damage
to
remnants
populations.
Results
regarding
the
conservation
status
of
remnants
populations,
indicated
by
the
threat
incidence
scores
are
alarming.
Only
19
%
(4
sites)
of
remnants
can
be
considered
well
preserved.
While
23.8
%
(5
sites)
were
considered
vulnerable,
23.8
%
considered
exposed
and
33.3
%
(7
sites)
considered
critically
exposed.
More
than
50%
of
remnants
are
exposed
to
different
kinds
of
threats
affecting
persistence
of
species
on
nature.
Discussion
Mapping
W.
rayneri
spatial
distribution
and
threat
sources
using
a
GIS
environment
helped
to
produce
the
information
needed
to
conduct
a
consistent
conservation
reassessment,
generating
data
in
regard
of
the
species
extent
of
occurrence,
area
of
occupancy,
isolation
patterns,
landscape
heterogeneity
and
land
use.
The
information
generated
by
the
ecological
modeling
effort
was
used
to
search
for
possible
trends
on
population
dynamics
by
33
investigating
hypothetical
future
and
past
scenario
of
dispersal.
Nevertheless
results
obtained
from
ecological
models
remains
highly
speculative,
due
to
biased
premises
assumptions
regarding
species
preferences
and
algorithms`
limitations,
and
therefore,
must
be
critically
analyzed.
Generally,
extrapolations
extracted
from
spatial
analyses
have
to
be
carefully
used
on
the
conservation
decision‐making
process,
in
order
to
avoid
subjectivity
of
specialist
knowledge.
However
the
combination
of
both
GIS
techniques
and
ecological
modeling
results
provided
valuable
information
about
the
effects
of
threats
over
population
persistence
and,
therefore,
supported
the
establishment
of
conservation
goals
for
W.
rayneri.
All
conservation
actions
proposed
by
this
work
are
based
on
the
results
obtained
by
the
threat
assessment
conducted.
Therefore
they
rely
on
the
assumption
that
the
first
step
towards
in‐situ
conservation
is
to
neutralize
main
threats
incidence,
avoiding
negative
effects
over
endangered
species
or
vulnerable
plant
communities.
General
inappropriate
land
use
can
cause
serious
direct
and
indirect
influence
over
landscape
dynamics,
altering
the
degree
of
connectivity
between
favorable
patches
of
habitat.
Proposal
of
direct
managing
actions
were
avoided
due
to
the
species
high
degree
of
vulnerability.
The
lack
of
information
regarding
population
dynamics
and
reproductive
biology
represents
a
barrier
for
evaluation
of
possible
consequences
related
to
the
implementation
of
managing
actions
that
may
jeopardize
species
persistence.
The
main
conservation
challenge
of
highly
diverse
countries
relies
on
being
able
to
trigger
the
conservation
process
of
endangered
species
while
assessing
the
conservation
status
of
others.
Managing
threatened
biodiversity
demands
knowledge,
trained
personnel
and
financial
resources
and
therefore
must
be
part
of
a
conservation
plan
with
objective
goals
and
a
pre
defined
methodology
(Millsap
et
al.
1990),
supported
by
previous
studies
on
the
subject.
34
The
applicability
of
the
protocol
used
to
a
series
of
endangered
species
is
still
limited.
Species
must
be
grouped
according
to
distribution
patterns,
once
the
spatial
scale
will
affect
the
variables
and
algorithms
choices
on
the
modeling
effort.
After
that,
the
list
must
be
ranked
in
order
to
prioritize
species
with
restricted
range
of
occurrence.
Most
of
the
times,
they
are
more
vulnerable
and
subjected
to
urgency.
Endemics
must
be
treated
independently,
in
order
to
account
specific
niche
requirements
on
the
analysis,
avoiding
by
that
wrong
assumptions
about
species
conservation
status.
Worsleya
rayneri
remnant
populations
are
suffering
direct
and
indirect
effects
of
urbanization
and
inappropriate
land
use.
The
species
meets
criteria
B
and
C
of
IUCN
protocol
(IUCN,
2001;
IUCN
1994),
therefore
may
be
included
on
the
official
IUCN
list
of
threatened
plant
species,
under
the
status
of
critically
endangered
(CE).
Fig. 3 – Habitat Suitability Map generated by BIOMAPPER software. Warm colors represent
suitable areas.
35
According
to
our
results
the
population
is
subjected
to
a
suspected
size
reduction
(Criteria
A)
of
25%
over
each
five
years,
especially
due
to
the
effects
of
massive
fires,
incidents
during
the
dry
season.
The
historical
fire
incidence
data
provided
by
IEF
supports
this
assumption
and
is
alarming.
Anthropogenic
occupation
of
surroundings
and
limited
resources
for
invigilation
make
fire
incidence
a
constant
threat
of
unpredicted
consequences
for
persistence
of
threatened
species
from
high
altitude
grasslands.
The
open
areas
of
grasslands
and
inselbergs
vegetation
act
as
a
corridor
facilitating
the
passage
of
fire
throughout
the
mountain
ranges.
The
strong
winds
on
the
upper
areas
guarantee
fire
propagation
between
sites,
making
fire
events
extremely
hard
to
control
fire
events
or
it’s
effects
too
difficult
to
mitigate.
Despite
the
fact
that
there
are
no
predictions
regarding
fire
incidence
over
mountain
tops
on
the
area,
a
casual
increase
in
that
index
would
have
dramatic
effects
over
Worsleya`s
population,
constituting
an
important
degree
of
vulnerability
and
uncertainty
for
species
persistence.
Regarding
the
geographic
range
(Criteria
B),
species
show
restricted
extent
of
occurrence
and
area
of
occupancy.
Occurrence
is
distributed
along
Serra
da
Maria
Comprida,
Serra
de
Santa
Catarina,
Pedra
do
Retiro
and
Crista
do
Lago,
local
names
for
this
sector
of
Serra
dos
Órgãos.
The
extent
of
occurrence
adds
up
to
120
km2,
but
is
severely
fragmented
due
to
species`
restricted
niche
requirements.
Another
important
issue
that
must
be
addressed
is
the
continuing
decline
of
the
extent
of
occurrence.
There
are
two
populations
that
are
under
critical
threat
of
extinction.
They
were
withdrawn
from
analyses
in
order
to
estimate
extent
of
occurrence
in
case
of
local
extinction
of
those
populations.
The
total
of
95
km2
obtained
would
place
Worsleya
rayneri
under
critically
endangered
(CE)
status,
accordingly
to
IUCN
protocol.
In
this
way,
despite
its
actual
extent
of
occurrence
we
suggest
that
the
species
must
be
included
under
IUCN
CE
status.
Considering
only
area
of
occupancy
(60
km2),
the
species
would
be
included
under
endangered
(E)
status.
But
again,
this
position
36
would
not
account
for
short‐term
effects
of
declining
populations.
Field
observations
show
that
the
species
has
good
resistance
and
resilience
to
fire
incidence,
nevertheless
this
kind
of
disturbance
has
serious
effects,
increasing
mortality
rates.
In
this
way,
a
significantly
reduction
on
area
of
occupancy
is
expected
for
the
next
10
years.
The
number
of
mature
individuals
(Criteria
C)
was
estimated
but
does
not
reflect
the
actual
number
of
individuals
contributing
with
seeds
for
next
generations.
Results
obtained
for
species
floral
phenology
(M.A.
Moraes
unpublished)
indicates
that
only
2%
of
each
subpopulation
reaches
fructification
stage
and
contributes
with
seeds
for
species
persistence.
The
low
reproductive
success
seems
to
be
attributed
to
a
possible
absence
of
specific
pollinators.
Low
outcrossing
levels
can
result
on
inbreeding
depression,
with
serious
consequences
for
reproductive
success
(Brook
et
al.
2002;
Bürger
1999).
But
further
conclusions
regarding
reproductive
success
must
be
funded
by
studies
of
the
species
reproductive
biology
and
genetic
structure.
Nevertheless,
our
results
are
enough
to
support
our
position
to
consider
the
species
under
the
status
of
CE.
References
Anderson,
R.
P.,
Lew,
D.
and
Peterson,
A.T.
(2003)
Evaluating
predictive
models
of
species`
distributions:
criteria
for
selecting
optimal
models.
Ecol.
Mod.
162:
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T.;
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M.;
Roosaluste,
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40
CAPÍTULO
2:
Genetic
structure
of
Worsleya
rayneri
(Amaryllidaceae)
remnants
detected
by
ISSR
markers:
setting
conservation
priorities
for
an
endangered
species.
M.A.
Moraes1,4,
G.
Martinelli1,
C.
Mata1,
S.R.
Cardoso1
e
L.
Franco1
1
–
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro.
4
–
Corresponding
author:
[email protected]
Key
words:
Endangered
species,
Worsleya
rayneri,
inselbergs,
ex‐situ
conservation,
genetic
structure.
Abstract.
Worsleya
rayneri
is
a
narrow
endemic
species,
restricted
to
high
altitude
grasslands
of
southeast
Brazil
and
occurs
exclusively
in
rocky
outcrops.
Tropical
inselberg
plant
communities
of
this
region
are
known
for
high
rates
of
endemism
and
threatened
species
richness.
All
W.
rayneri
remnant
populations
are
protected
by
the
Brazilian
conservation
units
system.
However,
inselberg
plant
communities
are
constantly
exposed
to
diverse
threats
affecting
species
persistence
on
nature.
This
work
aimed
to
test
the
hypothesis
that
most
of
the
genetic
variation
of
the
species
is
expressed
among
populations,
and
to
generate
basic
information
in
order
to
establish
ex‐
situ
conservation
priorities.
We
employed
population
genetic
analyses
and
utilized
dominant
intersimple
sequence
repeat
(ISSR)
markers.
The
ten
primers
used
generated
90
polymorphic
bands.
The
technique
demonstrated
the
presence
of
a
unique
ISSR
profile
for
each
individual
sampled.
Analysis
of
molecular
variance
indicated
that
34.61%
(FST=0.346)
of
the
genetic
variation
was
expressed
among
populations,
whilst
65.39%
was
expressed
within
population
(p
<
0.01).
Estimates
of
Shannon`s
Diversity
Index
provided
similar
results.
Our
initial
hypothesis
was
rejected
by
the
analysis.
High
rates
of
within
population
genetic
variability
were
unexpected
due
to
the
small
population
size
of
remnants,
species`
clonal
habit
and
apparently
low
sexual
reproduction
success.
These
results
are
valuable
for
the
establishment
of
ex‐situ
priorities
for
species`
conservation.
41
Introduction
The
distribution
of
genetic
variation
within
and
among
remnant
population
of
threatened
species
is
of
great
relevance
for
defining
conservation
priorities
and
actions.
Considered
by
many
authors
as
representing
the
evolutionary
potential
of
species
(e.g.
Ellstrand
&
Elam,
1993;
Frankham,
2005),
genetic
variation
reflects
the
influence
of
demographic
and
evolutionary
processes
along
the
history
of
determined
taxon
(Gonzales‐
Astorga
&
Castillo‐Campos,
2004).
Generally,
geographical
distribution
and
genetic
structuring
of
populations
and
species
are
influenced
not
only
by
contemporary
forces,
such
as
gene
flow,
genetic
drift
and
natural
selection,
but
also
by
historical
parameters,
such
as
climatic
shifts
that
influence
range
expansion,
contraction
and
fragmentation,
refugial
isolation,
and
(re)colonization
(Krauss
et
al,
2006).
This
is
particularly
important
in
plant
species
with
restricted
range
of
occurrence
(Gitzendanner
and
Soltis,
2000)
and
small
population
sizes
exposed
to
these
forces
or
events
(Barrett
and
Kohn
1991;
Frankham,
1995).
Therefore,
it
is
a
general
agreement
that
genetic
variation
of
small
isolated
populations
is
expected
to
be
lower
in
comparison
to
that
of
larger
populations
(e.g.
Tansley
&
Brown
2000).
Despite
the
fact
that
evolutionary
processes
have
already
been
substantially
altered
through
the
unprecedented
changes
to
biodiversity
and
ecosystem
dynamics
as
a
result
of
large
growing
human
population
activities
(Mace
and
Purvis,
2008),
conserving
genetic
diversity
is
a
way
of
guaranteeing
that
future
environmental
fluctuations
influenced
by
anthropogenic
actions
will
not
extinguish
species
capability
to
persist
on
nature
(Ellstrand
and
Elan,
1993).
Many
times,
species
extinction
rates
mask
the
magnitude
of
biodiversity
depletion
due
to
underestimation
of
loss
of
local
population
of
wild
species
and
its
effects
on
gene
flow
between
remnants.
Other
times
the
extinction
of
ecological
interactions
that
supports
species
persistence
may
lead
to
long
term
inbreeding
depression,
with
serious
consequences
for
42
conservation
of
threatened
species.
Indistinguishably,
in
a
fast
changing
world
we
must
be
capable
of
setting
conservation
priorities
based
on
consistent
quantitative
information,
and
the
genetic
structure
of
wild
remnants
of
threatened
species
may
be
a
good
indicator.
Several
molecular
markers
have
been
used
for
determining
the
genetic
structure
of
endangered
plant
species.
Intersimple
sequence
repeat
(ISSR)
dominant
markers
are
recommended
by
many
researchers
(e.g.
Deshpande
et
al.
2001)
as
they
are
found
to
be
highly
sensitive,
reproducible
and
cost‐effective
(Yang
et
al.
1996;
Nagoka
&
Ogihara
1997),
and
are
reported
to
have
advantages
over
other
markers
such
as
RAPD
and
RFLP
(Salimath
et
al.
1995;
Parsons
et
al.
1997).
Accordingly
to
Wolfe
et
al.
(1998),
they
have
potential
for
revealing
patterns
among
populations
of
a
single
species
by
detecting
very
low
levels
of
genetic
diversity.
Worsleya
rayneri
is
an
endemic
Brazilian
Amaryllidaceae,
restricted
to
high
altitude
grasslands
of
the
state
of
Rio
de
Janeiro.
Martinelli
(1984)
describes
the
species
as
an
epibiotic
endemism,
representing
a
relict
flora
composed
by
high
rates
of
endemism
and
threatened
species`
richness,
widely
distributed
in
the
past.
After
cladistic
analysis
of
48
Amaryllidaceae
genera,
Meerow
et
al.
(1999)
suggested
that
Worsleya
composes
a
primitive
independent
lineage
inside
the
American
clade
of
the
family,
mainly
due
to
its
peculiar
characteristics
and
geographic
isolated
distribution
pattern.
All
the
occurrence
sites
of
the
species
are
federally
protected
by
the
Brazilian
national
system
of
conservation
units.
Whilst,
the
species
suffers
with
constant
incidence
of
threats
as
inappropriate
land
use,
deforestation
of
buffering
zones,
fire
incidence,
extractivism,
urban
expansion
and
others
(Martinelli,
2007;
Martinelli,
1996).
The
main
purpose
of
the
present
work
was
to
test
the
hypothesis
that
most
of
the
genetic
variation
registered
for
W.
rayneri
is
expressed
on
higher
hierarchical
levels
of
diversity
partitioning
and
not
within
populations.
The
information
generated
by
the
ISSR
markers
and
43
genetic
analyses
is
intended
to
provide
useful
information
applicable
on
developing
conservation
strategies
and
helping
to
support
the
decision
making
process
as
a
way
of
ensuring
that
evolutionary
considerations
become
incorporated
within
endangered
species
recovery
plans
(Ashley
et
al
2003).
Materials
and
Methods
Study
Sites
and
Sampling
Sampling
was
carried
out
on
7
of
the
21
occurrence
sites
(c.
30%),
within
W.
rayneri`s
area
of
occupancy.
Each
site
is
located
on
a
different
mountain
of
the
region.
These
ancient
granite
rock
outcrops
or
inselbergs
represent
a
classical
example
for
terrestrial
islands
within
a
‘matrix’
of
tropical
rainforest,
harboring
a
highly
specialized
fauna
and
flora
(Barbará
et
al.
2008).
Sampling
was
conducted
on
a
straight
horizontal
line,
perpendicular
to
the
slope,
accompanying
the
altitude
line.
Accessions
of
W.
rayneri
were
obtained
respecting
a
10
meters
distance
between
individuals.
At
least
15
samples
were
obtained
in
each
site.
The
sampling
lines
were
all
between
1300
m/a.s.l.
and
1800m/a.s.l.,
avoiding
the
boundaries
of
altitude
scores
distribution.
DNA
isolation
Leaf
tissue
collected
on
the
field
was
kept
in
paper
tea
bags
and
maintained
inside
a
plastic
bag
containing
blue
silica
gel
with
humidity
indicator
to
retain
moisture.
The
tissue
was
ground
to
a
fine
powder
using
a
Retsch
MM301.
DNA
was
extracted
using
the
CTAB
method
of
Doyle
&
Doyle
(1987).
All
DNA
samples
were
adjusted
to
a
12
ng/
µL
concentration.
ISSR
Primers
and
Analysis
A
set
of
20
primers
was
procured
on
the
Molecular
Biology
Laboratory
of
Research
Institute
of
Rio
de
Janeiro
Botanic
Garden
(JBRJ).
They
were
used
for
screening
a
few
44
accessions.
There
were
selected
10
primers
that
generated
clear
band
patterns
with
the
sample
group
as
follows:
811,
834,
835,
836,
840,
842,
844,
848,
880
and
881.
Amplification
of
DNA
was
performed
in
10
mM
Tris‐HCl
(pH
8.5),
50
mM
KCl,
1.5
mM
MgCl2,
0,01%
gelatin,
14,65
µL
Milliq
H2O,
10
µM
dNTPs,
10
µM
primer
and
5
U/µL
Taq
DNA
polymerase
in
a
20
µL
reaction
using
Gene
Amp
PCR
System
9700
from
PE
Applied
Biosystems
for
42
cycles.
We
used
an
ISSR
touchdown
program
(adapted
from),
which
varies
0,5oC
on
the
annealing
temperature
between
each
cycle.
The
first
30
cycles
were
proceeded
with
an
initial
denaturation
at
94oC
for
5
min,
followed
by
cycles
comprising
30
s
denaturation
at
94oC,
45
s
annealing
at
54oC
and
2
min
extension
at
72oC.
The
remaining
12
cycles
were
proceeded
along
30
s
denaturation
at
94oC,
45
s
annealing
at
48oC
and
2
min
extension
at
72oC
and
a
5
min
extensions
at
the
end
of
42
cycles.
Amplification
products
were
eletrophoresed
on
2%
agarose
gel
using
0,5x
TAE
buffer,
pH
8.0
and
visualized
with
phenol
bromide
staining.
Data
Analysis
Amplification
products
were
scored
manually
and
each
band
was
considered
an
independent
locus,
transformed
into
binary
character
matrices
(1
for
presence,
0
for
absence).
The
software
PopGene
was
utilized
to
generate
dendograms
using
cluster
analysis
based
on
the
unweighted
pair
group
method
with
arithmetic
mean
(UPGMA).
The
stability
of
the
clusters
was
tested
by
10,000
bootstraps
re‐samplings
using
the
software.
To
identify
possible
clones
on
genetic
assessments
sampled
the
software
PopGene
(Yeh
&
Boyle,
1997)
was
also
employed
by
generating
a
Dice
similarity
coefficient
between
all
pairs
of
individuals.
This
index
was
chosen
due
to
the
higher
weight
attributed
to
the
presence
of
a
polymorphic
band
in
both
individuals.
Dice
coefficient
is
given
by
the
equation
Sij
=
2a/2a
+
b
+
c,
where
a
is
the
number
of
bands
present
in
both
individuals,
b
is
the
number
of
bands
45
present
only
in
individual
i
and
c
is
the
number
of
bands
present
only
in
individual
j.
The
individuals
plants
with
Sij
=
1
were
considered
clones.
In
order
to
estimate
genetic
variance
components
and
partitioning
of
the
variation
among
populations
and
within
populations
it
was
used
the
Analysis
of
Molecular
Variance
(AMOVA)
(Excoffier
et
al.
1992)
conducted
by
Arlequin
3.1
(Schneider
et
al.
2000).
Variance
components
were
inferred
from
metric
distances
among
ISSR
amplified
fragments,
estimated
by
E
–
n
[1
–
2nxy/2n],
where
nxy
is
the
number
of
bands
shared
by
the
individuals
x
and
y,
and
n
is
the
total
number
of
polymorphic
markers
(Huff
et
al.
1993).
Significance
level
for
variance
component
estimates
were
calculated
by
non‐parametric
permutation
procedures,
determining
the
probability
of
obtaining
a
more
extreme
variance
component
than
the
value
observed
by
chance
alone
(1,000
permutations).
In
order
to
corroborate
results
obtained
by
Arlequin
3.1
analysis,
we
also
submitted
ISSR
fragments
to
AFLP
Surv
analysis
(Vekemans,
2002).
The
significance
test
of
AFLP
Surv
results
were
calculated
by
1,000
permutations.
An
additional
measure
of
genetic
variation
partitioning
was
obtained
by
the
Shannon`s
Diversity
Index
(Lewontin,
1972):
H
=
―
∑
Pi
log2
Pi,
where
Pi
is
the
frequency
of
a
ISSR
band.
The
index
was
calculated
for
each
locus
(H0).
The
average
Shannon`s
index
for
each
population
(Hpop)
was
obtained
by
averaging
H0
for
all
loci
within
population.
The
average
of
all
markers
within
a
species,
regardless
of
the
population
was
designated
Hsp.
The
diversity
component
expressed
by
the
among
population
level
was
calculated
by
(Hsp
‐
Hpop)/
Hsp.
Results
Forty
three
of
the
original
113
individuals
failed
to
amplify
with
at
least
one
pair
of
primers
and
therefore
were
excluded
from
the
analysis.
In
the
67
remaining
individuals
sampled,
the
ten
primers
used
for
amplification
generated
166
unambiguous,
scorable
fragments.
Out
of
a
total
of
166
bands
scored,
128
(77.1%)
were
usable
but
only
90
(54.2%)
were
polymorphic.
Absolute
and
relative
values
of
polymorphic
loci
estimated
for
each
46
population
are
described
on
Tab.
1.
Each
individual
presented
a
unique
ISSR
profile,
indicating
that
no
clones
were
sampled.
Analysis
of
molecular
variance
(Tab.
1)
showed
that
most
of
the
genetic
variation
is
expressed
within
populations
among
individuals
(65.39%)
and
not
among
populations
(34.61%),
as
expected
(p
<
0.001).
The
Fixation
Index
(FST)
of
0.3461
suggests
that
not
only
remnants
are
genetically
different,
but
populations
are
diverging.
Despite
small
bias,
AFLP
Surv
analysis
corroborated
the
results
obtained
by
the
software
Arlequin
3.1.
The
FST
obtained
by
Lynch
&
Milligan
(1994)
method,
proceeded
by
AFLP
Surv,
was
0.22
(p
<
0.001).
Either
way,
most
of
genetic
variation
is
expressed
within
populations.
Estimates
of
Shannon
Information
diversity
index
per
loci
were
grouped
per
populations
and
are
displayed
in
Fig.
1.
Kruskal‐Wallis
test
results
indicate
that
diversity
indexes
(H0)
obtained
for
each
population
are
significantly
different
(p
<
0.0001).
This
quantitative
evaluation
indicates
that
Morro
do
Cuca
is
the
most
diverse,
followed
by
Alto
das
Perobas,
Contraforte
da
Maria
Comprida,
Pé
da
Serra
and
Morro
do
Milho
inselbergs.
However,
differences
may
be
attributed
to
differences
in
collecting
effort
(Fig.
2).
A
comparison
among
populations
accounting
percentage
of
polymorphic
loci
per
populations
indicates
that
Morro
do
Cuca`s
remnant
population
is
the
most
diverse,
followed
by
Pé
da
Serra
and
Contraforte
da
Maria
Comprida.
But
again,
Pé
da
Serra
high
diversity
rates
may
be
attributed
to
differences
in
collecting
effort.
Nei's
original
measures
of
genetic
identity
and
distance
are
listed
on
Tab.
2,
but
may
be
better
visualized
on
the
dendograms
of
Fig.
3.
Results
obtained
by
distance
of
pairwise
differences
using
population`s
FST
(Arlequim
software)
are
slightly
different
(Fig.
4).
Nevertheless,
both
trees
did
not
group
populations
accordingly
to
geographical
distribution
(Fig.
5).
47
Tab.1:
AMOVA
results
for
W.
rayneri`s
ISSR
amplifications.
Source of
Variation
d.f.
Sum of
Squares
Variance
Components
Variation
Among
populations
4
632.217
10.78831 Va
34.61%
Within
populations
62
1263.709
20.38240 Vb
65.39%
Total
66
1895.925
31.17071
Fixation Index - FST:0.3461
Fig.
1.
Box
plot
with
Shannon`s
diversity
Index
by
loci
(H0)
per
population.
Dots
represent
max
and
min
values;
lines
represent
the
median;
crosses
represent
the
mean
value.
Fig.2:
Collecting
effort
for
assessing
genetic
diversity
(polymorphic
loci)
of
W.
rayneri.
48
Tab.
2:
Nei's
original
measures
of
genetic
identity
(above
diagonal)
and
genetic
distance
(below
diagonal),
estimated
by
Popgene
software
((MM=
Morro
do
Milho;
AP=
Alto
das
Perobas;
CMC=
Contraforte
da
Maria
Comprida;
MC=
Morro
do
Cuca;
PS=
Pé
da
Serra).
MC
CMC
OS
AP
MM
MC
***
0.8259
0.8008
0.8277
0.7516
CMC
0.1913
***
0.8517
0.861
0.8513
PS
0.2221
0.1605
***
0.8775
0.8284
AP
0.1891
0.1496
0.1306
***
0.8535
MM
0.2855
0.161
0.1882
0.1584
***
Fig.
3.
Unrooted
similarity
tree
using
distance
of
pairwise
differences
(FST)
generated
by
Arlequim
software
(MM=
Morro
do
Milho;
AP=
Alto
das
Perobas;
CMC=
Contraforte
da
Maria
Comprida;
MC=
Morro
do
Cuca;
PS=
Pé
da
Serra).
49
Fig.
4.
Dendrogram
based
on
Nei's
(1978)
genetic
distance
using
UPGMA
method
modified
from
neighbor
procedure
of
PHYLIP
Version
3.5,
generated
by
Popgene
software
(AP=Alto
das
Perobas;
MC=Morro
do
Cuca;
PS=Pé
da
Serra;
CMC=Contraforte
da
Maria
Comprida;
MM=Morro
do
Milho).
Discussion
The
initial
hypothesis
that
most
of
the
variation
would
be
expressed
among
populations
was
rejected
by
our
analyses.
Surprisingly,
we
obtained
a
high
rate
of
within
population
variation.
These
results
were
completely
unexpected
due
to
the
small
population
size
of
remnants,
species
clonal
habit
and
apparently
low
sexual
reproduction
success.
Moreover,
endemic
species
tend
to
show
lower
genetic
variation
within
populations
and
higher
divergence
among
populations
(Gomes
et
al.
2004).
Nevertheless,
previous
studies
conducted
using
RAPD
markers
reported
similar
patterns
for
clonal
plants
(Fischer
et
al.
2000;
Cavallari,
et
al.
2006).
Sarthou
et
al.
(2001)
suggests
that
high
rates
of
genetic
diversity
registered
within
populations
of
Pitcairnia
geyskesii
(Bromeliaceae)
appears
as
a
consequence
of
the
association
of
genet
longevity
induced
by
clonal
replication
and
recruitment
of
new
genets
produced
by
sexual
reproduction.
Sampling
design
can
also
have
influenced
the
high
within
population
diversity
estimated.
The
populations
are
located
on
steep
rocky
slopes,
constantly
under
the
influence
of
gravity.
In
this
way,
vegetative
and
reproductive
propagules
are
normally
dispersed
upward
or
downward
and
hardly
sideward.
Considering
that
sampling
was
conducted
on
a
straight
horizontal
line,
perpendicular
to
the
slope,
accompanying
the
altitude
line,
the
absence
of
50
clones
is
acceptable.
Probably,
a
vertical
sampling
design
would
generate
a
completely
different
local
genetic
structure,
but
further
research
is
needed
to
prove
this
hypothesis.
The
population
dynamics
of
many
clonal
plants
is
often
dominated
by
birth
and
death
of
ramets
produced
by
vegetative
reproduction,
whereas
the
recruitment
of
new
seedlings
of
sexual
origin
are
rare
or
sporadic,
restricted
to
“narrow
windows
of
opportunity”
during
events
of
favorable
conditions
(Jelinski
and
Cheliak,
1992).
Accordingly
to
Bengtsson
(2003),
a
small
number
of
sexual
individuals
per
generation
are
sufficient
to
make
an
apparently
asexual
population
highly
genotypically
variable.
In
this
way,
asexuality
would
act
as
an
effective
“memory”
of
its
early
genetic
history,
maintaining
the
genetic
structure
of
a
determined
species
for
long
periods
of
time.
Moreover,
asexually
structured
populations
are
less
subjected
to
the
effects
of
genetic
drift,
contributing
for
the
maintenance
of
a
local
genetic
diversity
(Ayres
and
Ryan,
199;
Fischer
et
al.
2000).
In
spite
of
the
geographic
proximity
among
occurrence
sites,
the
high
FST
(0,357)
obtained
indicate
that
populations
are
isolated
and
diverging
from
each
other.
The
absence
of
a
biotic
vector
(field
observations)
capable
of
guaranteeing
the
genetic
flow
among
populations
can
explain
this
pattern.
Hamrick
and
Godt
(1989)
suggest
that
outcrossing
species
usually
have
between
10
and
20%
of
total
variance
expressed
among
populations.
Similar
results
were
obtained
by
other
studies
(Cavallari
et
al.
2006;
Bekessy
et
al.
2002).
Accordingly
to
Nybom
(2004)
diverse
studies
indicates
that
FST
values
between
0.30
and
0.40
(0.05
>
p
>
0.01)
are
normally
registered
for
species
with
mixed
breeding
system
or
selfing,
presenting
attached
or
gravity
seed
dispersal.
Nevertheless,
it
is
important
to
highlight
that
despite
our
expectations
W.
rayneri
remnants
are
not
subjected
to
an
inbreeding
process,
which
could
represent
a
reduced
evolutionary
potential
for
the
species,
affecting
long
term
persistence.
The
high
genetic
51
variation
registered
within
populations
is
more
likely
to
occur
on
sexually
active
populations.
As
we
did
not
register
the
presence
of
floral
visitors
on
field,
species
should
present
an
effective
reproductive
mechanism
to
prevent
selfing
and
the
process
of
genetic
impoverishment
of
populations
throughout
evolutionary
time.
Hence,
the
genetic
variation
and
structure
observed
in
this
study
probably
still
reflects
historical
variation
(Angelone
et
al.
2007),
and
time
elapsed
has
been
too
short
to
leave
detectable
footprints
in
genetic
diversity
structure
(Hoebee
et
al.
2006).
But,
further
studies
regarding
species
reproductive
biology
are
needed
in
order
to
elucidate
such
questions.
Our
results
are
in
agreement
with
other
few
available
genetic
studies
of
inselberg
species,
and
indicate
that
inselbergs
indeed
behave
like
islands
in
terms
of
their
effects
on
patterns
of
variability
and
gene
flow
in
flowering
plants
(Barbará
et
al.
2009;
Barbará
et
al.
2008;
Barbará
et
al.
2007;
Sarthou
et
al.
2001).
These
outcrops
are
ecologically
separated
from
the
surrounding
rainforest
by
steep
gradients
in
irradiation,
temperature,
moisture
and
nutrient
availability
(Porembsky
and
Barthlott,
2000).
Therefore,
isolation
among
populations
is
severe
generating
a
genetic
structure
pattern
disconnected
from
their
geographical
distribution.
The
low
rates
of
sexual
reproductive
success
expressed
by
seed
production
(M.A.
Moraes
in
preparation)
and
seedlings
recruitment
(field
observation)
may
represent
a
challenge
for
ex‐situ
conservation
strategies.
Nevertheless,
W.
rayneri
seeds
presented
high
germination
rates
on
laboratory
(M.A.
Moraes
in
preparation).
Since
any
chance
of
gene
flow
among
genets
seem
to
be
indispensable
in
order
to
preserve
the
estimated
genetic
structure,
the
inclusion
and
maintenance
of
the
studied
species
on
seed
banks
might
have
negative
effects
over
natural
populations
along
followed
generations.
One
possible
alternative
is
to
base
germplasm
banks
on
live
tissue
conservation,
thru
in
vitro
micro
propagation
(Sarasan
et
al.
2006),
once
leaf
tissue
extraction
does
not
seem
to
harm
or
affect
individual
survival.
52
Either
way,
in‐situ
conservation
strategies
must
be
prioritized.
And
to
maintain
population
viability
we
must
be
able
to
preserve
all
functional
aspects
of
the
system
that
guarantee
species
survival
on
each
site.
For
that
reason
the
conservation
of
W.
rayneri`s
unique
habitat
is
indispensable.
The
lack
of
structural
and
functional
studies
conducted
for
high
altitude
grasslands
represent
a
barrier
for
the
development
of
consistent
conservation
policies.
Concluding
remarks
Assuming
that
ISSR
variation
assessed
is
representative
of
species
genetic
structure,
ex‐situ
strategies
proposed
for
W.
rayneri
must
avoid
extraction
of
individuals
from
natural
populations.
Despite
the
differences
of
genetic
diversity
registered
for
each
population
all
remnants
must
be
preserved
in
order
to
maintain
species
genetic
structure.
Further
studies
regarding
germplasm
banks
viability
(MA
Moraes
in
preparation)
and
species
reproductive
biology
are
still
needed
in
order
to
define
the
most
appropriate
ex‐situ
conservation
strategies
for
W.
rayneri.
Nevertheless,
the
use
of
molecular
markers
in
order
to
describe
species
genetic
structure
provided
valuable
information,
allowing
a
consistent
conservation
strategy
design
for
W.
rayneri.
Results
obtained
by
the
present
work
were
unexpected
and
have
serious
implications
for
species
conservation,
highlighting
the
importance
of
genetic
structure
analysis
on
establishing
conservation
strategies.
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T.,
Martinelli
G.,
Fay
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Mayo
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Population
differentiation
and
species
cohesion
in
two
closely
related
plants
adapted
to
neotropical
hig‐altitude
‘inselbergs’,
Alcantareae
imperialis
and
Alcantareae
geniculata
(Bromeliaceae).
Mol.
Ecol.
16:
1981‐1992.
Barbará
T.,
Lexer,
C.,
Martinelli,
G.,
Mayo,
S.,
Fay
M.F.
and
Heuertz
M.
(2008)
Within‐
population
spatial
genetic
structure
in
four
naturally
fragmented
species
of
neotropical
inselberg
radiation,
Alcantareae
imperialis,
A.
geniculata,
A.
glaziouana
and
A.
regina
(Bromeliaceae).Heredity
1‐12
Barbará
T.,
Martinelli,
G.,
Palma‐Silva
C.,
Fay
M.F.
,
Mayo,
S.,
Lexer,
C.
(2009)
Genetic
relationships
and
variation
in
reproductive
strategies
in
four
closely
related
bromeliads
adapted
to
neotropical
‘
inselbergs’:
,
Alcantareae
glaziouana,
A.
regina,
A.
geniculata
and
A.
imperialis
(Bromeliaceae).
Ann.
Bot.
103:
65‐77.
Barrett
S.C.H.
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Kohn
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Genetic
and
evolutionary
consequences
of
small
population
size
in
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Oxford
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United
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Bengtsson
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Genetic
variation
in
organisms
with
sexual
and
asexual
reproduction.
J.
Evol.
Biol.
16:
189‐199.
Bekessy
S.A.,
Allnutt
T.R.,
Premoli
A.C.,
Lara
A.,
Ennos
R.A.,
Burgman
M.A.,
Cortes
M.
and
Newton
A.C.
(2002)
Genetic
variation
in
the
vulnerable
and
endemic
Monkey
Puzzle
tree,
detected
using
RAPDs.
Heredity
88:
243‐249.
Cavallari
M.M.,
Forzza,
R.C.,
Veasey,
E.A.,
Zucchi,
M.I.
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Oliveira,
G.C.X.
(2006)
Genetic
Variation
in
three
endangered
species
of
Encholirium
(Bromeliaceae)
from
Cadeia
do
Espinhaço,
Brazil,
detected
using
RAPD
markers.
Bio.
Conserv.
Deshpande
A.U.,
Apte,
G.S.,
Bahulikar,
R.A.,
Lagu,
M.D.,
Kulkarni
B.G.,
Suresh
H.S.,
Singh,
N.P.,
Rao,
M.K.V.,
Gupta,
V.S.,
Pant
A.
and
Ranjekar,
P.K.
(2001)
Genetic
diversity
across
natural
populations
of
three
montane
plant
species
from
Western
Ghats,
India
revealed
by
intersimple
sequence
repeats.
Mol.
Ecol.
10:
2397‐2408.
54
Doyle
J.
and
Doyle
J.
(1987)
A
rapid
DNA
isolation
procedure
for
small
quantities
of
fresh
leaf
tissue.
Phytochem.
Bull.
19:
1‐15.
Ellstrand,
N.C.
and
Elam,
D.R.
(1993)
Population
genetic
consequences
of
small
population
size:
implications
for
plant
conservation.
Annu.
Rev.
Ecol.
Syst.
24:
217‐242.
Excoffier
L.,
Smouse
P.E.
and
Quattro
J.M.
(1992)
Analysis
of
molecular
variance
inferred
from
m
etric
distances
among
DNA
haplotypes
–
application
to
human
mitochondrial
–
DNA
restriction
data.
Genetics
131:
479‐491.
Fischer
M.,
IIusi
R.,
Prati
D.,
Peintinger
M.,
van
Kleunen
M.
and
Schmid
B.
(2000)
RAPD
variation
among
and
within
small
and
large
populations
of
the
rare
clonal
plant
Ranunculus
reptans
(Ranunculaceae).
Am.
J.
Bot.
87:
1128‐1137.
Frankham
R.
(1995)
Inbreeding
and
extinction
–
a
threshold
effect.
Conservation
Biology
9:
792‐799.
Frankham,
R.
(2005)
Genetics
and
extinctions.
Biol.
Cons.
126:
131‐140.
Gitzendanner
M.A.
and
Soltis
P.S.
(2000)
Patterns
of
genetic
variation
in
rare
and
widespread
congeners.
Am.
J.
Bot.
87:
783‐792.
Gomes
V,
Collevatti
R.G,
Silveira
F.A.O.
and
Fernandes
G.W.
(2004)
The
distribution
of
genetic
variability
in
Baccharis
concinna
(Asteraceae),
na
endemic,
dioecious
and
threatened
shrub
of
rupestrian
field
of
Brazil.
Cons.
Gen.
5:
157‐
165.
Gonzales‐Astorga
J.
&
Castillo‐Campos
G.,
(2004)
Genetic
Variability
of
the
Narrow
Endemic
Tree
Antirhea
aromatica
Castillo‐Campos
&
Lorence,
(Rubiaceae,
Guettardeae)
in
a
Tropical
Forest
of
Mexico.
Ann.
Bot.
93:
521‐528.
Hamrick
J.L.
and
Godt
J.W.
(1989)
Allozyme
diversity
in
plant
species.
In
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Kahler
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(eds),
Plant
Population
Genetics
(1989),
Breeding
and
Genetic
Resources
Sinauer
Associates,
Sunderland,
Massachusetts,
pp
43‐63.
Hoebee
S.E.,
Menn
C.,
Rotach
P.,
Holderegger
H.
and
Finkeldey
R.
(2006)
Spatial
genetic
structure
of
Sorbus
torminalis:
the
extent
of
clonal
reproduction
in
natural
stands
of
a
rare
tree
species
with
scattered
distribution.
For.
Ecol.
Manag.
226:
1‐8.
55
Huff
D.R.,
Peakall
R.
and
Smouse
P.E.
(1993)
RAPD
variation
within
and
among
natural
populations
of
outcrossing
buffalograss
[Buchloe
dactyloides
(Nutt.)
Engelm.].
Theor.
Appl.
Genet.
86:
927‐934.
Jelinski
D.E.
and
Cheliak
W.M.
(1992)
Genetic
diversity
and
spatial
subdivision
of
Populus
tremuloides
(Salicaceae)
in
a
heterogeneous
landscape.
Am.
J.
Bot.
79:
728‐736.
Krauss
S.L.,
HE
T.,
Lamont
B.B.,
Miller,
B.P.
and
Enright
N.J.
(2006)
Late
quaternary
climate
change
and
spatial
genetic
structure
in
the
shrub
Banksia
hookeriana.
Mol.
Eco.
15:
1125‐1137.
Lewontin
R.C.
(1972)
The
Apportionment
of
Human
Diversity.
Evol.
Biol.
6:
381‐494.
Lynch
M.
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Milligan,
B.G.
(1994)
Analysis
of
population
genetic
structure
with
RAPD
markers.
Mol.
Ecol.,
3:91‐99.
Mace
G.
and
Purvis
A.
(2008)
Evolutionary
biology
and
pratical
conservation:
bridging
a
widening
gap.
Mol.
Ecol.
17:
9‐19.
Martinelli
G.
(1984)
Notas
sobre
Worselya
rayneri
(J.D.
Hooker)
Traub.
&
Moldenke,
espécie
ameaçada
de
extição.
Rodriguésia
36
(58):
65‐72.
Martinelli,
G.
(1996)
Campos
de
Altitude
(2a
ed.).
Rio
de
Janeiro,
RJ,
Brasil:
Index.
Martinelli
G.
(2007)
Mountain
Biodiversity
in
Brazil.
Rev.
Bra.
Bot.
30(4):
587‐597.
Meerow,
A.W.,
Fay,
M.F.,
Guy,
C.L.,
Li,
Q.,
Zaman,
F.Q.
&
Chase,
M.W.
(1999)
Systematics
of
Amaryllidaceae
based
on
cladistic
analysis
of
plastid
sequence
data.
A.
J.
Bot.
86:
1325‐
1345.
Nagoka
T.
and
Ogihara
Y.
(1997)
Applicability
of
intersimple
sequence
repeat
polymorphisms
in
wheat
for
use
as
DNA
markers
in
comparison
to
RFLP
and
RAPD
markers.
Theo.
App.
Gen.
94:
597‐602.
Nybom
H.
(2004)
Comparison
of
different
nuclear
DNA
markers
for
estimating
intraspecific
genetic
diversity
in
plants.
Mol.
Ecol.
13:
1143‐1155.
Parson
B.J.,
Newbury
H.J.,
Jackson
M.T.
and
Fort‐Lloyd
B.V.
(1997)
Contrasting
genetic
relationships
are
revealed
in
rice
(Oryza
sativa
L.)
using
different
marker
types.
Mol.
Bre.
3:
115‐125.
56
Porembsky
S.
and
Barthlott
W.
(2000)
Inselbergs.
Biotic
Diversity
of
Isolated
Rock
Outcrops
in
Tropical
and
Temperate
Regions.
Springer‐Verlag:
Berlin,
Heidelberg,
New
York.
Salimath
S.S.,
de
Oliveira
A.C.
and
Godwin
I.D.
(1995)
Assessment
of
genome
origins
and
genetic
diversity
in
the
genus
Elusine
with
DNA
markers.
Genome
38:
757‐763.
Sarasam
V.,
Cripps
R.,
Ramsay
M.M.,
Atherton
C.,
McMichen
M.,
Prendergast
G.,
and
Rowntree
J.K.
(2006)
Conservation
in
vitro
of
threatened
plants
–
progress
in
the
past
decade.
In
Vitro
Cell.
Dev.
Biol.
Plant
42:206–214,
Sarthou
C.,
Samadi
S.
and
Boisselier‐Dubayle
M.C.
(2001)
Genetic
structure
of
the
saxicole
Pitcairnia
geyskesii
(Bromeliaceae)
on
inselbergs
in
French
Guiana.
Am.
J.
Bot.
88:
861‐
868.
Schneider
S.,
Roessli
D.
and
Excoffier
L.
(2000)
Arlequin
ver
2000:
A
Software
for
Population
Data
Analysis
(software).
Genetic
and
Biometry
Laboratory,
University
of
Geneva,
Geneva.
Tansley
S.
A.
and
Brown
C.R.
(2000)
RAPD
variation
in
the
rare
and
endangered
Leucadendron
elimense
(Proteaceae):
implications
for
their
conservation.
Biol.
Conserv.
95:
39‐48
Vekemans,
X.
(2002)
AFLP‐SURV
version
1.0.
Distributed
by
the
author.
Laboratoire
de
Génétique
et
Ecologie
Végétale,
Université
Libre
de
Bruxelles,
Belgium.
Wolfe
A.D.,
Xiang
Q.,
Kephart
S.R.
(1998)
Assessing
hybridization
in
natural
population
of
Penstemon
(Scrophulariaceae)
using
hypervariable
intersimple
sequence
repeat
(ISSR)
bands.
Mol.
Ecol.
7:
1107‐1125.
Yang
W.,
de
Oliveira
A.C.,
Godwin
I.,
Schertz
K.
and
Bennetzen
J.L.
(1996)
Comparison
of
DNA
marker
technologies
in
characterizing
plant
genome
diversity:
variability
in
Chinese
sorghums.
Crop
Sci.
36:
1669‐1676.
Yeh,
F.C.
&
Boyle,
T.J.B.
(1997)
Population
genetic
analysis
of
co‐dominant
and
dominant
markers
and
quantitative
traits.
Belgian
J.
Bot.
129:
157.
57
CAPÍTULO
3
‐
Worsleya
rayneri
(J.D.Hooker)
Traub.
&
Moldenke
‐
Plano
de
Recuperação
para
uma
espécie
da
flora
Brasileira
ameaçada
de
extinção.
58
Introdução
No
âmbito
da
Convenção
de
Diversidade
Biológica
(CDB),
o
documento
Estratégia
Global
para
a
Conservação
de
Plantas
(GSPC),
aprovado
na
Decisão
VI/9
da
Conferência
das
Partes
(COP)
–
Países
Signatários
da
CDB,
em
19
de
abril
de
2002
em
Haia,
estabelece
metas
para
a
conservação
da
flora
mundial
através
de
uma
estrutura
inovadora
para
ações
no
nível
global,
regional,
nacional
e
local.
O
Brasil
é
um
dos
países
signatários
e,
portanto,
possui
compromissos
estabelecidos,
expressos
sob
a
forma
de
metas
orientadas
para
serem
atingidas
até
2010.
Entretanto,
ainda
não
fomos
capazes
de
consolidar
uma
listagem
de
flora
nacional,
muito
menos
avaliar
o
status
de
conservação
destas
espécies
vegetais.
A
inclusão
de
um
espécie
vegetal
em
uma
lista
vermelha
(Davis
et
al.
1986)
deve
ser
considerada
apenas
o
primeiro
passo
em
direção
à
sua
conservação.
Esta
etapa
deve
estar
atrelada
à
adoção
de
um
sistema
de
categorização
baseado
em
critérios
pré‐determinados
que
atendam
os
requisitos
biológicos
da
espécie,
mas
também
à
realidade
sócio‐política
da
região.
No
entanto,
considerar
uma
espécie
como
ameaçada
de
extinção
não
garante
a
ela
maiores
chances
de
sobrevivência
na
natureza.
A
elaboração
de
planos
de
recuperação
para
espécies
ameaçadas
se
faz,
portanto,
imprescindível.
Este
deve
ser
composto
por
uma
análise
das
informações
existentes
sobre
a
biologia
e
ecologia
da
espécie,
assim
como
sobre
o
contexto
sócio‐político,
além
de
ações
propostas
com
o
intuito
de
minimizar
os
efeitos
negativos
da
incidência
de
ameaças
ou
aumentar
as
chances
de
sobrevivência
da
espécie.
Dessa
forma,
o
presente
documento
pode
ser
adotado
como
um
modelo
básico
a
ser
utilizado
para
outras
espécies
vegetais,
e
serve
como
contribuição
às
autoridades
e
agências
para
a
conservação.
O
objetivo
principal
deste
plano
de
recuperação
é
propor
ações
que
aumentem
as
chances
de
sobrevivência
de
W.
rayneri
na
natureza.
59
1. Status
de
Conservação
Worsleya
rayneri
está,
desde
1983,
incluída
na
Lista
Oficial
Brasileira
de
Espécies
da
Flora
Ameaçadas
de
Extinção
(IBDF,
1980;
IBAMA,
1992;
Martinelli,
1984;
MMA
2008)
sob
a
categoria
Criticamente
em
Perigo
(CR).
A
espécie
também
constava
da
lista
de
espécies
ameaçadas
da
União
Internacional
para
a
Conservação
da
Natureza
e
Recursos
Naturais
(IUCN),
até
1994.
Porém,
com
a
reformulação
dos
critérios
de
inclusão
de
espécies
implementada
em
1994
e
revista
em
1999,
a
espécie
foi
retirada
da
lista
da
IUCN,
devido
à
ausência
de
dados
quantitativos
que
justificassem
sua
inclusão.
O
presente
estudo
reavaliou
o
status
de
conservação
da
espécie
com
base
em
dados
quantitativos
e
considerou
a
espécie
como
Criticamente
Ameaçada,
de
acordo
com
os
critérios
estabelecidos
por
IUCN.
2. Descrição
e
Taxonomia
2.1 Geral
Worsleya
rayneri
(J.D.
Hooker)
Traub
&
Moldenke
(Amaryllidaceae)
(Traub
&
Moldenke,
1949),
comumente
conhecida
como
“Imperatriz
do
Brasil”
ou
“Rabo‐de‐galo”,
é
uma
espécie
endêmica
restrita
a
uma
região
específica
dos
campos
de
altitude
da
Serra
dos
Órgãos
e
representa
uma
flora
relictual,
amplamente
distribuída
no
passado,
com
altas
taxas
de
endemismo
e
riqueza
de
espécies
ameaçadas
(Martinelli,
1996).
A
espécie
é
rupícula,
heliófila
e
através
de
crescimento
clonal,
forma
ilhas
de
vegetação
que
se
estabelecem
nas
encostas
verticais
rochosas
de
formações
graníticas
do
município
de
Petrópolis,
RJ.
2.2 Descrição
Taxonômica
Segundo
Martinelli
(1984),
a
espécie
caracteriza‐se
pela
presença
de
bulbo
alongado
com
revestimento
escamoso
de
coloração
castanho
claro,
podendo
atingir
até
1,5
m
de
60
comprimento.
Sua
base,
logo
acima
das
raízes,
possui
de
13
a
15
cm
de
diâmetro,
afilando‐se
em
direção
ao
ápice.
Deste,
partem
folhas
sub‐carnosas
de
coloração
verde
e
extremidades
vinosas,
todas
voltadas
para
o
mesmo
lado,
acompanhando
a
declividade
das
encostas,
e
atingindo
até
1
m
de
comprimento.
O
pedúnculo
é
carnoso
e
achatado,
podendo
atingir
quase
60
cm
de
comprimento,
e
contém
quatro
espatas.
A
inflorescência
é
do
tipo
umbela
e
pode
comportar
de
4
a
14
flores
zigomorfas,
vistosas,
de
coloração
lilás.
O
fruto
é
capsular
contendo
três
valvas
com
sementes
planas,
subarredondadas
e
nigriscentes.
A
espécie
apresenta
crescimento
clonal
por
brotamento,
formando
ilhas
de
vegetação
sobre
rocha.
2.3 Classificação
Taxonômica
Em
1863
a
espécie
foi
descrita
por
Duchartre,
com
o
nome
de
Amaryllis
gigantea,
com
base
em
exemplares
coletados
por
Binot,
em
1860.
Após
diversas
classificações,
foi
estabelecida
como
gênero
monotípico,
considerado
um
dos
mais
primitivos
da
família
Amaryllidaceae,
inicialmente
como
Worsleya
procera
(Duchartre)
Traub.
e
mais
tarde
como
W.
rayneri.
Mesmo
após
análises
cladísticas
de
seqüências
de
DNA
para
48
gêneros
de
Amaryllidaceae,
Meerow
et
al
(1999)
teve
dificuldades
para
posicionar
Worsleya
neste
grupo
taxonômico.
Suas
características
peculiares
(e.g.
grande
quantidade
de
mucilagem;
bulbo
aéreo;
número
de
espatas
igual
a
quatro;
desprovida
de
paraperigônio),
associadas
ao
seu
isolamento
geográfico,
sugerem
ao
táxon
a
constituição
de
uma
linhagem
evolutiva
independente
dentro
de
Amaryllidaceae
(Traub.
&
Moldenke,
1949;
Martinelli,
1984).
3. Habitat
3.1 Topografia,
Solo
e
Microhabitat
A
região
de
ocorrência
da
espécie
W.
rayneri
se
restringe
às
Escarpas
Serranas
do
sudeste
Brasileiro
(Serra
do
Mar),
unidade
morfoestrutural
do
cinturão
Orogênico
do
Atlântico,
que
se
61
estende
de
Santa
Catarina
até
o
norte
da
Bahia,
apresentando
importantes
feições
geotectônicas,
constituído
de
um
conjunto
diversificado
de
rochas
graníticas
e
gnassíticas,
submetidas
a
diversos
eventos
orogenéticos
ao
longo
do
Pré‐Cambriano
(Almeida
et
al.,
1976,
Heilbron
et
al.,
1995).
A
Serra
do
Mar
compreende
um
conjunto
de
escarpas
montanhosas
festonadas
em
direção
oeste‐sudoeste
a
leste‐nordeste
do
estado,
resultantes
do
soerguimento
e
basculamento
de
blocos.
Essas
escarpas
apresentam
desnivelamentos
extremamente
elevados,
com
vertentes
muito
íngremes
e
rochosas.
Suas
configurações
morfológicas
são
diversificadas,
variando
conforme
a
ação
dos
processos
tectônicos
e
erosivos.
Dentro
da
Unidade
Morfoescultural
das
Escarpas
Serranas,
a
Unidade
Geomorfológica
escarpas
das
Serras
do
Couto
e
dos
Órgãos
são
as
únicas
abrangidas
pela
extensão
de
ocorrência
da
espécie.
Essa
unidade
geomorfológica
consiste
numa
muralha
montanhosa,
uma
barreira
orográfica
abrupta,
que,
em
determinados
locais,
é
coberta
apenas
por
solos
muito
rasos,
pouco
consolidados
(Tab.
1),
nos
quais
a
vegetação
é
dominada
por
campos
de
altitude,
em
alturas
de
até
2.000
m/s.n.m..
A
região
oriental
dessa
unidade
é
mais
elevada,
comportando
altitudes
de
1.400
a
2.000m.
Essa
unidade
possui
sua
cobertura
florestal
bastante
preservada,
especialmente
pelas
unidades
de
conservação
nela
existentes.
No
entanto,
ocorrem
movimentos
de
massa
nas
escarpas,
mesmo
florestadas,
o
que
representa
uma
evolução
geomorfológica
natural
dessa
unidade
de
relevo.
As
populações
de
W.
rayneri
ocorrem
nas
testas
destas
formações
graníticas,
logo
abaixo
da
vegetação
aberta
do
cume.
O
ambiente
é
caracterizado
pela
alta
exposição
à
luz
do
sol,
constante
fluxo
de
água
e
minerais
provenientes
da
vegetação
adjacente
através
de
escoamento
superficial
pelas
encostas
íngremes,
temperaturas
extremas,
exposição
a
fortes
ventos.
62
3.2 Vegetação
A
ocorrência
de
Worsleya
rayneri
é
restrita
aos
campos
de
altitude,
formação
vegetacional
marginal
integrante
do
complexo
Atlântico
costeiro
(Scarano,
2002;
Martinelli,
1996,
2007;
Safford
&
Martinelli,
1998).
Segundo
Safford
(1999a),
os
campos
de
altitude
(Ferri,
1980)
são
formações
vegetacionais
predominantemente
campestres,
restritas
aos
topos
das
montanhas
do
sudeste
brasileiro
e
se
estende
de
Santa
Catarina
até
o
sul
do
estado
do
Espírito
Santo.
Apesar
de
a
flora
ser
diversa
e
caracterizada
por
um
alto
grau
de
endemismo
(Martinelli,
2007),
a
vegetação
apresenta
similaridades
florísticas
com
outras
formações
vegetacionais
de
montanha,
na
cordilheira
dos
Andes
e
da
América
Central
(Safford,
1999b;),
expressas
principalmente
por
casos
de
disjunção
de
espécies
(Ribeiro
2002).
A
composição
florística
dos
campos
de
altitude,
apesar
da
escassez
de
dados
quantitativos
publicados,
surpreende
devido
ao
elevado
número
de
espécies
em
relação
à
disponibilidade
de
habitats.
A
florística
varia
entre
áreas,
devido
à
influência
de
diferentes
formações
vegetacionais
na
riqueza
de
espécies,
porém
Asteraceae,
Poaceae,
Cyperaceae,
Melastomataceae
e
Ericaceae
representam
as
famílias
botânicas
com
maior
número
de
espécies.
Bromeliaceae,
Orchidaceae,
Veloziaceae
e
Eriocualaceae
são
importantes
elementos
na
estruturação
da
vegetação
dos
afloramentos
rochosos
inseridos
nos
campos
de
altitude.
3.3 Clima
O
planalto
de
serras
do
Leste‐Sudeste
se
caracteriza
por
serras
acidentadas
e
com
picos
acima
de
2000
metros.
As
elevadas
altitudes
proporcionam
uma
redução
das
temperaturas
médias,
amenizando
o
clima
tropical
úmido,
característico
do
Estado
do
Rio
de
Janeiro.
Segundo
os
estudos
de
Zoneamento
Ambiental
da
APA
Petrópolis
(Ecotema,
2003),
verifica‐se
que,
especificamente
sobre
a
Serra
do
Mar,
o
clima
tropical
de
altitude
é
predominante.
O
63
relevo,
extremamente
acidentado,
com
a
ocorrência
de
grandes
desvios
de
altitude,
funciona
como
um
paredão
orográfico
às
massas
do
litoral
fluminense.
Dessa
forma,
massas
de
ar
quente‐úmidas
são
bloqueadas,
concentradas
e
obrigadas
a
ascender
a
grandes
altitudes,
muitas
vezes
maiores
do
que
2000
m./s.n.m..
Sendo
assim,
o
clima
da
APA
é
caracterizado
por
uma
transição
entre
os
climas
quentes
das
latitudes
baixas
e
o
mesotérmico
do
tipo
temperado
das
latitudes
médias.
Nessa
situação,
o
contato
das
massas
de
ar
litorâneas
com
o
ar
frio
da
região
alto‐serrana
desencadeia
chuvas
e
tempestades,
constantes
sobre
a
Serra
do
Mar.
Essas
chuvas
no
período
dos
meses
de
verão
são
muito
concentradas
e
implicam,
muitas
vezes,
em
situações
de
calamidade
pública
na
região
de
Petrópolis.
De
acordo
com
Köppen
(1900)
o
clima
da
região
é
do
tipo
Cwb,
correspondente
ao
clima
mesotérmico
com
chuvas
de
verão
e
verões
brandos,
ou
também
definido
como
tropical
de
altitude
com
verões
frescos
e
chuvas
típicas
da
estação,
sendo
que
nos
pontos
mais
altos
a
estação
seca
é
pouco
pronunciada.
4. Biologia
e
Ecologia
4.1 Biologia
Reprodutiva
A
floração
de
W.
rayneri
ocorre
durante
o
término
da
época
chuvosa
(verão),
que
se
estende
de
janeiro
a
março.
Apesar
da
ausência
de
estudos
específicos
sobre
a
biologia
reprodutiva
da
espécie,
os
estudos
conduzidos
sobre
a
espécie
viabilizaram
uma
série
de
observações
de
campo
que
permitem
uma
caracterização
geral
de
aspectos
reprodutivos
de
W.
rayneri.
O
pico
de
floração
ocorre
durante
o
mês
de
fevereiro,
entretanto,
foram
observadas
variações
ao
longo
dos
anos
de
estudo
que
parecem
relacionadas
ao
volume
de
chuvas
dos
meses
anteriores.
A
floração
das
populações
ocorre
de
forma
sincrônica.
A
emissão
das
64
inflorescências
começa
em
meados
de
janeiro.
Já
a
abertura
das
primeiras
flores
se
dá
na
última
semana
de
janeiro.
A
espécie
apresenta
uma
estratégia
de
floração
descrita
por
Gentry
(1974)
como
‘steady
state’,
na
qual
a
inflorescência
vai
emitindo
botões
florais
e
se
mantendo
permanentemente
em
estado
reprodutivo
durante
quase
todo
o
período
de
floração.
Cada
inflorescência
possui
de
4
a
14
flores,
mas
dificilmente
encontramos
em
campo
mais
de
7
flores
abertas
simultaneamente.
Cada
flor
parece
durar
de
48
a
72
horas,
entretanto
a
viabilidade
das
anteras
e
estigma
apresenta
duração
menor.
Após
10
horas
de
observação,
em
diferentes
horários
do
dia
e
da
noite,
não
registramos
a
visita
de
nenhum
polinizador.
Martinelli
(1984)
também
não
foi
capaz
de
registrar
a
presença
de
polinizadores
para
a
espécie,
o
que
nos
leva
à
suspeita
de
que
o
polinizador
possa
já
estar
extinto.
Entretanto,
serão
necessários
estudos
específicos
para
conclusões
mais
consistentes.
Apesar
da
ausência
de
visitantes
florais
que
pudessem
ser
classificados
como
polinizadores,
pequenos
insetos
generalistas
visitam
a
flor,
na
sua
maioria
em
busca
dos
grãos
de
pólen.
Estes,
quando
viáveis,
apresentam
coloração
amarelo
intensa
e
forte
odor.
O
período
de
frutificação
ocorre
de
abril
a
outubro,
sendo
a
abertura
e
dispersão
das
sementes
concentradas
nos
dois
últimos
meses
(setembro
e
outubro).
A
dispersão
das
sementes
parece
se
dever
principalmente
ao
efeito
dos
fortes
ventos
sobre
as
infrutescências.
Entretanto,
na
maioria
das
vezes,
as
sementes
não
alcançam
grandes
distâncias,
caindo
e
se
estabelecendo
bem
próximas
à
planta
mãe.
As
sementes
que
caem
fora
das
ilhas
de
vegetação
são
posteriormente
levadas
pelo
fluxo
vertical
de
água
e
se
depositam
em
ilhas
de
vegetação
mais
abaixo
na
encosta
rochosa.
O
estabelecimento
e
germinação
das
sementes
parecem
depender
da
presença
de
outras
espécies
de
planta
presentes
nas
ilhas
de
vegetação,
constituindo
sítios
favoráveis
para
a
germinação.
65
A
taxa
de
predação
de
frutos
(4%),
apesar
de
baixa,
parece
influenciar
o
sucesso
reprodutivo
da
espécie,
uma
vez
que
é
duas
vezes
maior
do
que
a
taxa
efetiva
de
frutos
que
atingem
a
fase
de
dispersão
das
sementes
(2%)
(MA
Moraes,
em
preparação).
A
predação
de
flores,
por
sua
vez,
parece
ser
uma
ameaça
para
o
sucesso
reprodutivo
da
espécie
e
está
vinculada
à
invasão
e
estabelecimento
de
colônias
de
formigas
nas
comunidades
vegetais
das
encostas
rochosas,
devido
principalmente
a
destruição
das
buffering
zones
do
entorno.
4.2 Estrutura
Genética
A
análise
de
variação
molecular
(tab.
1)
conduzida
por
Moraes
(em
preparação)
indica
que
a
maior
parte
da
variação
genética
(65,39%)
da
espécie,
se
expressa
dentro
das
populações
entre
indivíduos
e
não
entre
populações
(34,61%),
como
esperado
(p
<
0.001).
O
alto
índice
de
fixação
(FST=0.3461)
obtido
pela
análise
indica
que,
além
de
serem
geneticamente
diferentes,
as
populações
estão
divergindo.
Dessa
forma,
qualquer
estratégia
de
conservação
ex‐situ
proposta
para
a
recuperação
da
espécie
deve
evitar
a
retirada
de
indivíduos
das
populações
naturais.
Apesar
das
diferenças
genéticas
entre
as
populações,
todos
os
remanescentes
populacionais
devem
ser
preservados,
de
modo
a
manter
a
estrutura
genética
atual
da
espécie.
4.3 Tamanho
populacional
Atualmente,
21
remanescentes
populacionais
de
W.
rayneri
são
conhecidos
e
estão
distribuídos
por
três
regiões
locais
da
serra
dos
Órgãos:
Serra
da
Maria
Comprida,
Serra
de
Santa
Catarina
e
Serra
da
Estrela.
Estas
populações
juntas
possuem
119.940
indivíduos
(Tab.2),
distribuídos
por
uma
área
de
ocupação
de
60
km,
e
somam
uma
extensão
de
ocorrência
de
340
km2
(Fig.
2).
66
Durante
o
ano
de
2008,
um
grande
incêndio
atingiu
a
região
montanhosa
do
município
de
Petrópolis
afetando
cinco
(23,8%)
remanescentes
populacionais.
Ainda
não
foi
possível
quantificar
a
real
taxa
de
mortalidade
nestas
localidades,
entretanto,
a
extinção
local
destas
populações
implicaria
em
uma
significativa
redução
da
área
de
ocupação,
assim
como
da
extensão
de
ocorrência
da
espécie,
configurando
um
processo
de
declínio
populacional.
Apesar
do
elevado
número
de
indivíduos
estimados,
apenas
2%
(c.
24.000)
destes,
parecem
contribuir
com
sementes
paras
as
gerações
seguintes.
Tab.
1
–
Occurrence
sites
and
remnant
population
status.
Site
Area
2
Size
(km )
(ind.)
Main Threat
Pop 1
Morro do Cuca
4.33
8,660
Critically Exposed
Innapropriate landuse
Pop 2
Pedra Azul
1.1
2,200
Critically Exposed
Fire
Pop 3
Boi Coroado
8.78
17,560
Vulnerable
Real Estate Speculation
Pop 4
Pedra do Catito
5.22
10,440
Vulnerable
Real Estate Speculation
Pop 5
Pico das Almas
1.24
2,480
Vulnerable
Real Estate Speculation
Pop 6
Pico Maria Comprida
2.92
5,840
Exposed
Fire
Pop 7
João Grande
2.97
5,940
Exposed
Fire
Pop 8
Irmã Menor
1.06
2,120
Exposed
Invasive Species
Pop 9
Morro do Milho
1.18
2,360
Critically Exposed
Fire
Pop 10
Alto das Perobas
1.89
3,780
Critically Exposed
Fire
Pop 11
Morro do Pé da Serra
1.69
3,380
Critically Exposed
Invasive Species
Pop 12
Morro do Capim Roxo
1.79
3,580
Exposed
Real Estate Speculation
Pop 13
Pirâmide
5.78
11,560
Exposed
Invasive Species
Pop 14
Pedra do Oratório
5.68
11,360
Critically Exposed
Innapropriate landuse
Pop 15
Morro da Pedreira
0.6
1,200
Critically Exposed
Fire
Pop 16
Pedra da Mombaça
1.18
2,360
Critically Exposed
Invasive Species
Pop 17
Pedra do Bozano
4.01
8,020
Exposed
Invasive Species
Pop 18
Boca da Rebio
2.96
5,920
Exposed
Invasive Species
Pop 19
Pedra do Retiro
3
6,000
Critically Exposed
Invasive Species
Pop 20
Crista da Quinta do Lago
1.87
3,740
Exposed
Invasive Species
Pop 21
Ponta do Complicado
0.72
1,440
Exposed
Invasive Species
67
Conservation Status
Fig.
2
–
Conservation
area,
remnant
populations
and
land
use.
5. Controle
de
Ameaças
5.1 Ameaças
W.
rayneri
é
uma
espécie
rara,
caracterizada
por
pequenas
populações,
em
habitats
muito
específicos,
distribuídos
por
uma
extensão
de
ocorrência
altamente
restrita
(MA
Moraes,
não
publicado;
Martinelli,
1984).
Comparações
entre
os
mapas
de
distribuição
conhecida
e
mapas
de
distribuição
potencial
de
habitats
favoráveis
para
ocorrência
da
espécie
sugerem
que
W.
rayneri
sofreu
redução
da
sua
área
de
ocupação,
evidenciando
um
processo
de
declínio
populacional,
provavelmente
devido
à
ocupação
urbana
e
agrícola
da
região.
Entretanto,
a
ausência
de
dados
históricos
dificulta
a
quantificação
deste
processo.
Além
disso,
sabemos
muito
pouco
sobre
a
biologia
da
espécie
para
sugerir
de
que
forma
as
populações
responderão
à
incidência
de
incêndios
ou
de
outras
ameaças.
De
qualquer
forma,
é
imprescindível
que
possamos
identificar
as
ameaças
conhecidas
e
as
potenciais
causas
de
declínio
populacional
e,
se
possível,
mitigá‐las.
68
5.2 Invasões
Biológicas
Aproximadamente
70%
das
populações
naturais
de
W.
rayneri
estão
sujeitas
a
algum
processo
de
invasão
biológica
de
espécies
exóticas
que
ameaça
a
sobrevivência
local
da
espécie.
Portanto
é
importante
que
sejamos
capazes
de
identificar
estas
espécies
invasoras
e
propor
ações
para
o
seu
manejo,
aumentando
as
chances
de
sobrevivência
de
W.
rayneri.
A
invasão
por
capim
gordura
(Melinis
minutiflora)
é
uma
ameaça
significativa
para
W.
rayneri,
problema
já
apontado
por
Martinelli
(1996).
Alguns
locais
de
ocorrência
atingiram
níveis
de
infestação
alarmantes,
com
implicações
para
a
sobrevivência
de
W.
rayneri,
outros
ainda
permanecem
livres
da
incidência
desta
invasora.
Melinis
minutiflora
cresce
sobre
as
espécies
vegetais
nativas
competindo
ativamente
por
luz.
Além
disso,
suas
raízes
captam
grande
parte
da
água
disponível
no
solo,
tornando
o
ambiente
mais
seco.
Para
muitas
espécies
de
afloramentos
rochosos,
altas
taxas
de
incidência
de
radiação
solar
são
imprescindíveis
para
a
manutenção
de
processos
fisiológicos
que
garantem
a
sobrevivência
dos
indivíduos.
Associadas
a
uma
diminuição
da
disponibilidade
de
água
no
solo,
tais
coberturas
podem
representar
uma
ameaça
significativa
para
muitas
espécies,
inclusive
para
W.
rayneri.
Portanto,
em
locais
onde
o
nível
de
infestação
é
alto,
percebemos
a
diminuição
do
número
de
espécies
associadas
às
ilhas
de
vegetação
formadas
por
W.
rayneri.
Devido
ao
metabolismo
de
Melinis
minutiflora,
a
espécie
é
altamente
combustível.
Dessa
forma,
indiretamente,
a
infestação
por
esta
espécie
invasora
torna
as
populações
naturais
de
W.
rayneri
ainda
mais
vulneráveis
à
incidência
de
incêndios.
Muitas
vezes,
moitas
de
capim
gordura
funcionam
como
elemento
de
ligação
entre
diferentes
remanescentes
populacionais
de
W.
rayneri
em
caso
de
incêndios,
dificultando
o
controle
pelas
agências
ambientais
responsáveis.
69
5.3 Estocasticidade
do
ambiente
W.
rayneri
é
uma
espécie
rara
e
sua
distribuição
altamente
restrita,
sendo
a
maior
distância
entre
suas
populações
de
8
km.
Dessa
forma,
eventos
estocásticos
como
a
introdução
de
uma
doença
ou
praga
nas
populações
ou
um
processo
de
mudança
local
do
clima
podem
representar
uma
ameaça
significativa
para
a
sobrevivência
da
espécie.
Um
destes
eventos
pode
mesmo
causar
a
extinção
local
de
populações
ou
até
a
extinção
completa
da
espécie.
5.4 Manejo
inadequado
Considerando
a
falta
de
conhecimento
sobre
a
biologia
e
ecologia
da
espécie,
o
manejo
apropriado
de
W.
rayneri
e
suas
ameaças
é
um
desafio.
Muitas
vezes
a
falta
de
informações
específicas
sobre
os
processos
ecológicos
e
antrópicos
que
influenciam
a
sobrevivência
da
espécie
pode
levar
à
implementação
de
ações
de
manejo
inadequadas,
que
podem
potencialmente
diminuir
as
chances
de
sobrevivência
de
W.
rayneri.
Portanto,
possíveis
ameaças
decorrentes
destes
processos
são
descritas
abaixo.
Alta
incidência
de
incêndios
De
acordo
com
dados
fornecidos
pelo
Instituto
Estadual
de
Florestas
e
com
o
plano
de
Manejo
da
APA
Petrópolis,
a
maioria
dos
incêndios
na
região
se
inicia
devido
à
implementação
de
práticas
de
manejo
do
solo
inadequadas.
Muitas
vezes,
proprietários
locais
utilizam‐se
do
fogo
para
a
limpeza
de
terrenos
para
a
plantação
de
culturas,
para
o
estabelecimento
de
pastagens
ou
para
a
construção
de
condomínios.
Com
a
destruição
dos
cinturões
de
mata
que
circundam
os
inselbergues
graníticos
da
região,
o
fogo
facilmente
atinge
a
vegetação
aberta
dos
afloramentos
rochosos,
desencadeando
um
processo
de
difícil
controle.
Os
ventos
fortes
das
regiões
mais
altas,
associados
à
vegetação
altamente
combustível,
devido
à
predominância
70
do
metabolismo
C3
e
à
dificuldade
de
acesso
às
áreas,
representam
uma
séria
ameaça
à
persistência
dessas
populações
naturais.
Este
cenário
é
agravado
ainda
pela
cobertura
de
cianobactérias
encontrada
nas
encostas
rochosas
destes
afloramentos,
extremamente
combustível,
que
garante
a
conexão
de
focos
de
incêndio
entre
ilhas
de
vegetação
sobre
a
rocha.
Dessa
forma,
quando
o
fogo
atinge
as
áreas
abertas,
ele
passa
de
uma
montanha
para
outra,
causando
grande
estrago
nas
comunidades
vegetais
sobre
rocha.
Uso
como
pastagens
Não
existem
evidências
conclusivas
que
mostrem
que
o
uso
das
áreas
de
ocorrência
de
W.
rayneri
como
pastagens
de
animais,
domésticos
ou
nativos,
tenha
um
impacto
significativo
sobre
as
populações
naturais
da
espécie.
Entretanto,
além
do
visível
pisoteio
foram
encontrados
indícios
de
que
a
espécie
é
palatável
para
herbívoros
(formigas).
Martinelli
(comunicação
pessoal)
relata
que
o
miolo
do
caule
da
espécie
é
comido
por
cabritos
nas
épocas
secas,
e
por
uma
espécie
de
lagarta.
De
qualquer
forma,
a
presença
de
cavalos
e
cabritos
utilizando
a
área
como
pastagem
parece
ter
grande
impacto
sobre
a
estrutura
das
ilhas
de
vegetação
sobre
rocha,
afetando
indiretamente
a
sobrevivência
local
da
espécie.
Portanto,
o
monitoramento
das
populações
naturais
e
estudos
de
demografia
precisam
ser
conduzidos
com
o
intuito
de
quantificar
os
reais
efeitos
destes
processos
sobre
as
populações.
Devemos
adotar,
no
entanto,
medidas
precatórias
imediatas,
coibindo
o
acesso
de
animais
domésticos
a
estas
populações,
evitando
assim,
qualquer
efeito
negativo
que
possa
ameaçar
a
persistência
da
espécie
na
natureza.
71
5.5 Desenvolvimento
regional
O
desenvolvimento
urbano
da
região
e
a
implementação/expansão
de
empreendimentos
rurais/residenciais
são
considerados
uma
séria
ameaça
para
W.
rayneri.
A
região
é
ocupada
tanto
por
empreendimentos
de
baixa
renda
quanto
por
empreendimentos
de
alta
renda.
A
limpeza
de
terrenos
destinados
à
expansão
urbana
ou
ocupação
humana
em
áreas
imediatamente
adjacentes
aos
inselbergues
pode
constituir
o
caminho
de
entrada
de
diversas
ameaças
às
populações
naturais
de
W.
rayneri.
A
destruição
da
chamada
buffering
zone
atua
como
um
cinturão
protetor
isolando
as
comunidades
vegetais
dos
afloramentos
rochosos
de
sistemas
antropizados.
Apesar
de
não
existirem
estudos
comprovando
o
efeito
positivo
de
buffering
zones
sobre
a
sobrevivência
de
espécies,
o
papel
da
floresta
Atlântica
na
manutenção
das
condições
microclimáticas
nas
encostas
rochosas
de
afloramentos
rochosos
está
bem
documentado
na
literatura
(Larson,
2000;
Porembsky
et
al.
1998;
Safford,
1996).
Além
disso,
os
cinturões
remanescentes
de
floresta
atuam
como
uma
barreira
física,
evitando
a
entrada
de
vetores
que
possam
representar
ameaças
para
as
espécies
destas
comunidades
vegetais
sobre
rocha.
Assim,
o
desenvolvimento
destas
áreas
pode
representar
ameaças
para
as
populações
de
W.
rayneri.
Experiências
anteriores
com
outras
espécies
indicam
que
estes
processos
de
ocupação
expõem
as
espécies
a
potenciais
ameaças
como:
• Introdução
de
espécies
vegetais
exóticas
invasoras
cultivadas
em
jardins.
• Introdução
de
espécies
animais
como
caramujos
ou
insetos
de
jardim
ou
outros
invertebrados
que
podem
atuar
como
vetores
de
patógenos.
• Alterações
no
escoamento
superficial
de
água
através
das
encostas
rochosas
devido
à
implantação
de
sistemas
de
captação
de
água.
72
• Ressecamento
microclimático
devido
à
retirada
da
buffering
zone,
promovendo
a
substituição
de
espécies.
• Potencial
desequilíbrio
das
comunidades
naturais,
proporcionando
um
aumento
nas
taxas
de
herbivoria.
Estes
fatores,
além
de
potencialmente
afetarem
a
sobrevivência
dos
indivíduos
e
a
persistência
das
populações,
podem
ter
efeitos
indiretos
sobre
processos
populacionais,
influenciando
também
a
capacidade
de
a
espécie
resistir
a
distúrbios
naturais
ou
antrópicos.
6. Considerações
socioeconômicas
Quaisquer
implicações
negativas
do
ponto
de
vista
social
ou
econômico,
resultantes
de
possíveis
ações
para
a
conservação
de
W.
rayneri,
são
desconhecidas
ou
insignificantes
até
o
presente
momento.
6.1 Considerações
econômicas
As
populações
naturais
de
W.
rayneri
ocorrem
em
encostas
rochosas
íngremes
com
solos
rasos
e
impróprias
para
o
manejo,
já
consideradas
pela
legislação
brasileira
como
áreas
de
proteção
permanente
(APP)
devido
à
altitude
e
inclinação
das
encostas.
Além
disso,
boa
parte
das
áreas
está
dentro
dos
limites
da
Zona
de
vida
Silvestre
da
APA
Petrópolis,
o
que
inviabiliza
legalmente
qualquer
forma
de
uso.
Os
proprietários
de
terra
do
entorno,
por
sua
vez,
têm
a
obrigação
legal
de
proteger
parte
da
vegetação
natural
de
suas
propriedades
através
do
estabelecimento
de
reservas
legais
dentro
de
seus
domínios.
O
planejamento
do
design
das
reservas
legais
dentro
das
propriedades
deve
priorizar
a
formação
de
um
cinturão
protetor
de
mata
que
possa
isolar
estes
inselbergs
das
áreas
de
uso
intensivo
ou
extensivos
destas
73
propriedades.
Portanto,
a
proteção
dos
remanescentes
populacionais
de
W.
rayneri
não
afeta
em
nada
a
produtividade
destas
propriedades
6.2 Considerações
sociais
A
implementação
deste
plano
de
recuperação
pode
trazer
benefícios
sociais
para
a
comunidade
local,
como
conhecimento
público
e
um
maior
entendimento
dos
problemas
relacionados
a
extinção
de
espécies,
principais
ameaças
e
benefícios
associados
à
manutenção
da
biodiversidade
e
ecossistemas
equilibrados.
Além
disso,
proprietários
de
terra
que
se
envolverem
na
execução
deste
plano
poderão
desenvolver
um
sentimento
de
participação
nestas
ações
e
orgulho
em
fazer
parte
da
conservação
de
uma
espécie
ameaçada
de
extinção
para
gerações
atuais
e
futuras,
promovendo
indiretamente
a
integração
da
comunidade
local.
7. Benefícios
para
a
biodiversidade
A
conservação
de
W.
rayneri
e
seu
habitat
natural
vai
beneficiar
também
outras
plantas
e
animais
e
proteger
as
comunidades
naturais
dos
afloramentos
rochosos
desta
região.
Este
tipo
vegetacional
é
conhecido
por
altas
taxas
de
endemismos
e
riqueza
de
espécies
ameaçadas.
Diversas
espécies
vegetais
ameaçadas
de
extinção
como
Prepusa
connata,
Tilandsia
reclinata,
Tilandsia
grazielle,
Glaziophiton
mirable
entre
outras,
ocorrem
nestas
áreas,
muitas
vezes
em
associação
com
W.
rayneri.
Assim,
a
proteção
destas
espécies
vai
contribuir
para
a
conservação
da
biodiversidade
associada
aos
campos
de
altitude
do
sudeste
brasileiro.
Além
disso,
W.
rayneri
é
considerada
como
um
dos
representantes
mais
primitivos
dentro
do
clado
americano
das
Amaryllidaceaes,
representando
uma
linhagem
evolutiva
independente
dentro
desta
família
botânica.
Portanto,
a
proteção
deste
gênero
74
monoespecífico
é
estratégica
para
o
entendimento
da
evolução
das
monocotiledôneas
no
continente
americano,
sendo
de
grande
importância
para
a
taxonomia.
8. Ações
Prévias
8.1 Pesquisas
Científicas
Os
primeiros
estudos
sobre
a
biologia
e
ecologia
de
W.
rayneri,
foram
conduzidos
no
início
da
década
de
80
por
G.
Martinelli,
do
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro.
Com
o
patrocínio
do
WWF,
o
projeto
tinha
como
foco
realizar
um
levantamento
florístico
dos
campos
de
altitude
do
sudeste
brasileiro.
No
campo,
Martinelli
se
deparou
com
diversas
espécies,
atualmente
consideradas
como
ameaçadas
de
extinção.
Em
1984,
Martinelli
publica
o
primeiro
trabalho
sobre
a
espécie,
sugerindo
uma
potencial
distribuição
para
espécie.
Com
base
na
análise
de
critérios
qualitativos
e
o
conhecimento
de
sete
populações
naturais
da
espécie,
Martinelli
sugere
a
inclusão
da
espécie
na
Lista
Oficial
de
Espécies
da
Flora
Ameaçadas
de
extinção.
Alguns
anos
depois,
Oliveira
&
Pereira
(1986)
publicam
os
resultados
de
testes
de
germinação
conduzidos
no
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro,
com
sementes
de
W.
rayneri.
Os
resultados
indicam
que
a
espécie
apresenta
alta
taxa
de
germinação,
apesar
da
alta
taxa
de
mortalidade
das
plântulas.
Martineli
(1996)
sugere
as
principais
ameaças
incidentes
sobre
a
espécie.
O
presente
estudo
se
propôs
a
reavaliar
o
status
de
conservação
da
espécie,
com
base
em
critérios
quantitativos
e
gerar
um
plano
de
recuperação
para
a
espécie.
Foram
levantadas
informações
sobre
a
distribuição
espacial
da
espécie
e
potencial
de
habitats
favoráveis
para
a
ocorrência
da
mesma,
sobre
a
estrutura
genética
da
espécie
e
sobre
a
biologia
reprodutiva.
75
Entretanto,
mais
estudos
são
necessários
para
consolidar
os
conhecimentos
sobre
a
biologia
e
ecologia
de
W.
rayneri.
8.2 Cultivo
Ao
longo
dos
últimos
anos
foram
conduzidas
duas
tentativas
de
cultivo
da
espécie
no
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro.
Na
primeira,
foram
trazidos
três
indivíduos
provenientes
da
população
do
morro
do
Cuca.
Os
indivíduos
foram
cultivados
no
orquidário
da
instituição.
Entretanto,
morreram
após
alguns
meses.
Na
segunda
tentativa
os
indivíduos
trazidos
ficaram
sob
os
cuidados
do
bromeliário
da
instituição.
A
tentativa
não
obteve
êxito,
os
indivíduos
também
morreram
em
alguns
meses
(Martinelli,
comunicação
pessoal).
Apesar
das
tentativas
sem
sucesso
do
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro,
a
planta
é
cultivada
em
sítios,
fazendas
e
casas
do
município
de
Petrópolis,
no
alto
da
serra.
Apesar
de
ser
contra
a
lei,
diversas
propriedades
possuem
coleções
grandes
da
espécie
em
cultivo.
No
exterior,
a
espécie
é
cultivada
e
comercializada.
No
entanto,
na
maioria
das
vezes,
o
cultivo
se
dá
em
ambientes
controlados
que
reproduzem
os
requerimentos
ambientais
da
espécie.
O
alto
custo
associado
ao
cultivo
desta
espécie
reforça
a
necessidade
de
conservarmos
as
populações
naturais
de
W.
rayneri.
Portanto,
toda
e
qualquer
ação
de
conservação
in‐situ
deve
ser
considerada
prioritária.
O
estabelecimento
de
coleções
ex‐situ
deve
ser
basear
na
micro‐
propagação
de
tecidos
in‐vitro
e
no
estabelecimento
de
bancos
de
sementes,
já
que
estas
estratégias
parecem
mais
apropriadas
e
menos
caras
do
que
o
estabelecimento
de
uma
coleção
viva
da
espécie.
8.3 Proteção
Os
estudos
conduzidos
por
Martinelli
no
início
da
década
de
1980,
sobre
a
vegetação
dos
campos
de
altitude
da
será
dos
Órgãos
levaram
ao
estabelecimento
de
uma
unidade
de
76
conservação
de
uso
sustentável
(APA
Petrópolis)
na
região
de
ocorrência
de
W.
rayneri
e
outras
espécies
ameaçadas
de
extinção.
O
plano
de
manejo
da
unidade
considera
os
afloramentos
rochosos
como
zona
de
vida
silvestre,
onde
está
vetado
qualquer
tipo
de
uso
dos
recursos
naturais.
Esta
medida
certamente
contribui
para
evitar
efeitos
diretos
sobre
as
populações
de
W.
rayneri.
Entretanto,
a
espécie
vem
sofrendo,
ao
longo
dos
anos,
com
os
efeitos
indiretos
da
ocupação
humana.
9. Capacidade
de
Recuperação
de
W.
rayneri
Apesar
da
ausência
de
estudos
sobre
a
capacidade
de
resistência
e
resiliência
da
espécie,
dentre
as
espécies
das
comunidades
vegetais
ocorrentes
sobre
afloramentos
rochosos,
W.
rayneri
parece
ser
umas
das
mais
resistentes
e
resilientes,
devido
às
suas
características
biológicas.
A
grande
quantidade
de
mucilagem
e
o
bulbo
alongado
parecem
ser
extremamente
importantes,
por
exemplo,
na
resistência
a
incêndios
ou
na
resistência
a
períodos
mais
secos.
Outra
importante
característica
da
espécie
que
influi
na
sua
boa
capacidade
de
recuperação
é
seu
hábito
clonal.
Através
de
brotamento,
os
indivíduos
geram
novos
indivíduos
restabelecendo
o
tamanho
populacional
após
a
incidência
de
algum
fator
que
leve
ao
declínio
populacional
local.
10.
Ações
de
Recuperação
Propostas
10.1
Ação
1
–
Proteção
das
áreas
de
ocorrência
Apesar
das
áreas
de
ocorrência
de
W.
rayneri
estarem
hoje,
legalmente
protegidas,
o
manejo
e
uso
inadequado
da
terra
nas
propriedades
do
entorno
e
o
extrativismo
representam
sérias
ameaças
contra
a
persistência
das
populações
naturais
da
espécie.
Portanto,
a
implementação
de
medidas
e
ações
de
conservação
que
garantam
a
proteção
de
longo
prazo
é
de
extrema
importância,
assegurando,
assim,
a
integridade
das
populações
naturais
no
futuro.
77
Em
primeiro
lugar,
todos
os
inselbergs
onde
a
ocorrência
de
W.
rayneri
tenha
sido
registrada,
devem
ser
completamente
cercados,
de
modo
a
evitar
a
incidência
de
vetores
de
ameaça
como
a
entrada
de
animais
domésticos
em
busca
de
pastagens,
pessoas
em
busca
da
prática
de
atividade
outdoor,
ou
coletores
de
plantas
ornamentais.
O
processo
de
cercamento
deve
ser
precedido
por
estudos
que
apontem
o
método
mais
apropriado
para
fazê‐lo,
minimizando
os
efeitos
das
cercas
sobre
a
movimentação
da
fauna
nativa
entre
as
áreas.
Além
disso,
devem
ser
estabelecidos
acordos
legais
entre
o
IBAMA
e
os
proprietários
do
entorno,
de
modo
a
formalizar
um
compromisso
de
responsabilidade
em
participar
ativamente
da
conservação
da
espécie,
através
da
implementação
de
medidas
de
segurança
que
possam
minimizar
a
incidência
de
ameaças
sobre
os
remanescentes
populacionais
próximos
às
propriedades.
Qualquer
negociação
futura
das
propriedades
deverá
respeitar
o
compromisso
estabelecido
pelo
presente
proprietário,
de
forma,
a
garantir
a
proteção
destas
áreas
no
futuro.
Outra
importante
medida
é
transformar
a
zona
de
vida
silvestre
da
APA
Petrópolis
numa
unidade
de
conservação
mais
restritiva,
que
preveja
a
proteção
integral
das
áreas.
Esta
seria
uma
importante
medida,
já
que
daria
arcabouço
legal
para
ações
mais
efetivas
de
combate
a
incidência
de
ameaças.
Resultado
esperado:
• 100%
dos
remanescentes
populacionais
integralmente
cercados
e
devidamente
sinalizados.
• O
estabelecimento
de
medidas
legais
de
proteção
e
segurança
de
longo
prazo,
garantindo
a
preservação
futura
da
espécie
e
seu
habitat.
• Transformação
da
Zona
de
Vida
Silvestre
da
APA
Petrópolis
em
uma
unidade
de
conservação
de
proteção
integral.
78
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
1
ano
/Monitoramento:
1
ano
Obs:
O
prazo
de
1
ano
diz
respeito
ao
cercamento
das
localidades
e
à
proposição
do
acordo
aos
proprietários
e
início
das
negociações.
10.2
Ação
2
–
Recuperação
das
zonas
tampão
O
processo
de
restauração
ecológica
leva
tempo
e
seus
resultados
não
são
percebidos
em
curto
prazo.
Entretanto,
a
persistência
das
populações
naturais
de
W.
rayneri
depende
da
manutenção
dos
requerimentos
ambientais
mínimos
e
condições
microclimáticas
adequadas
indispensáveis
para
a
sobrevivência
da
espécie.
As
áreas
adjacentes
de
floresta
Atlântica
desempenham
importante
papel
na
manutenção
das
variações
naturais
de
temperatura
e
umidade
encontradas
nas
comunidades
vegetais
das
encostas
de
afloramentos
rochosos
do
sudeste
brasileiro
(Larson,
2000;
Porembsky,
1998;
Safford,
1996).
Além
disso,
diversos
estudos
sugerem
o
papel
das
zonas
tampão
como
cinturões
protetores
naturais
que
minimizam
a
incidência
de
ameaças
antrópicas
e
promovem
algum
tipo
de
conectividade
entre
as
áreas.
Por
estas
e
outras
razões,
80%
de
todas
as
áreas
de
ocorrência
devem
estar
circundadas
por
uma
zona
tampão
de
no
mínimo
100
metros
de
largura,
a
partir
das
encostas
de
pedra.
Para
tanto,
deve
ser
feita
uma
avaliação
em
cada
remanescente
populacional,
no
intuito
de
avaliar
quais
áreas
necessitam
de
um
processo
de
restauração
ecológica
destes
cinturões
protetores.
As
áreas
escolhidas
para
a
implantação
destas
zonas
tampão
devem
atender
a
três
principais
critérios
de
prioridade:
a)
proximidade
à
localização
da
população;
b)
estrutura
genética
da
população;
c)
ligação
com
outros
cinturões
protetores.
A
ligação
entre
a
vegetação
do
cume,
da
encosta
e
da
base
do
inselberg
deve
ser
mantida
funcional
(Larson,
2000).
79
As
áreas
adjacentes
aos
remanescentes
populacionais
são,
na
maioria
das
localidades,
ocupadas
por
condomínios
residenciais
ou
favelas,
o
que
representa
uma
barreira
para
alcançar
os
objetivos
deste
plano.
Entretanto,
todas
as
propriedades
privadas
situadas
dentro
de
unidades
de
conservação
devem
manter
uma
reserva
legal
de
pelo
menos
30%
de
vegetação
nativa
dentro
de
suas
propriedades
(SNUC/IBAMA
1992).
Portanto,
as
agências
ambientais
devem
atuar
advertindo,
orientando
e
supervisionando
a
comunidade
local
na
execução
da
lei,
de
modo
a
implementar
um
design
de
reserva
legal
que
otimize
o
estabelecimento
de
um
cinturão
protetor.
Resultado
esperado:
• 80
%
dos
locais
de
ocorrência
devem
possuir
um
cinturão
protetor
de
pelo
menos
100
m
de
largura
a
partir
das
encostas
rochosas,
de
modo
a
garantir
a
manutenção
das
condições
microclimáticas
adequadas
para
W.
rayneri.
• Otimização
dos
desenhos
de
reserva
legais
em
propriedades
do
entorno
das
áreas
de
ocorrência
da
espécie.
Prazo: Planejamento:
1
ano/
Execução:
5
anos
/Monitoramento:
3
anos
10.3
Ação
3
–
Controle
de
ameaças
Com
o
intuito
de
avaliar
a
efetividade
das
ações
implementadas
no
que
diz
respeito
à
incidência
de
ameaças
sobre
as
populações
naturais
de
W.
rayneri,
um
sistema
de
controle
e
monitoramento
de
ameaças
deve
ser
desenvolvido
e
implementado.
A
partir
deste,
devem
ser
estabelecidos
indicadores
que
permitam
o
acompanhamento
periódico
das
populações.
A
partir
de
metas
estabelecidas
para
as
ações
será
possível
avaliar
a
eficácia
das
mesmas,
permitindo
ajustes
no
plano
de
execução,
evitando
assim
o
investimento
de
recursos
em
ações
80
de
conservação
ineficazes.
Os
dados
gerados
por
este
sistema
podem
ser
usados
para
outras
espécies
ameaçadas,
desenvolvendo
uma
cultura
de
prevenção
de
ameaças,
ao
invés
de
mitigação
de
efeitos
negativos.
Resultado
esperado:
•
Indicadores
e
medidas
que
permitam
avaliar
a
eficácia
de
ações
voltadas
para
o
controle
da
incidência
de
ameaças
sobre
as
populações
naturais
de
W.
rayneri.
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
6
meses
/Monitoramento:
anual
10.4
Ação
4
–
Monitoramento
populacional
Com
o
intuito
de
determinar
se
as
populações
naturais
de
W.
rayneri
estão
em
declínio,
permanecem
estáveis
ou
aumentando,
um
programa
de
monitoramento
populacional
deve
ser
desenvolvido
e
implementado.
Os
dados
coletados
no
início
da
implementação
do
programa
servirão
para
comparações
após
monitoramento
anual
dos
indicadores
escolhidos.
Resultado
esperado:
• Protocolo
padrão
de
coleta
de
dados
que
permita
a
identificação
ao
longo
do
tempo
de
tendências
de
mortalidade
e
recrutamento,
além
de
medidas
iniciais,
que
irão
guiar
os
esforços
de
manejo
ao
longo
dos
anos.
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
6
meses
/Monitoramento:
anual
10.5
Ação
5
–
Manejo
de
espécies
exóticas
invasoras
A
incidência
de
diferentes
ameaças
sobre
as
populações
naturais
de
W.
rayneri
geram
um
desequilíbrio
das
relações
ecológicas
locais,
facilitando
a
entrada
de
espécies
exóticas
81
invasoras.
A
presença
destas
espécies
representa,
por
si
só,
uma
séria
ameaça
para
a
persistência
de
espécies
nativas.
Muitas
das
espécies
vegetais
sobre
afloramentos
rochosos
são
heliófilas,
ou
seja,
dependem
de
altas
taxas
de
incidência
de
radiação
solar.
A
espécie
invasora
mais
comum
nas
áreas
de
ocorrência
de
W.
rayneri
é
o
capim
gordura
(Melinis
minutiflora)
que
normalmente
forma
tapetes
de
vegetação
que
crescem
sobre
outras
plantas,
competindo
por
luz.
Assim,
o
controle
destas
invasões,
apesar
de
representarem
um
desafio,
pode
reduzir
significativamente
a
pressão
competitiva
sobre
as
populações
naturais
da
espécie.
Além
disso,
a
invasão
de
espécies
como
o
capim
gordura
gera
mudanças
ambientais
como
o
ressecamento
das
ilhas
de
vegetação,
tornando
a
vegetação
mais
suscetível
ao
fogo.
Apesar
de
diversos
estudos
sobre
o
manejo
de
espécies
exóticas
invasoras,
serão
necessários
estudos
específicos
para
avaliar
as
contingencialidades
do
contexto
local,
de
modo
a
minimizar
efeitos
negativos
do
capim
gordura
e
outras
invasoras
sobre
W.
rayneri
e
outras
espécies
nativas.
O
aumento
da
incidência
de
formigueiros
dentro
das
áreas
de
ocorrência
de
W.
rayneri
também
representa
uma
ameaça
significativa
que
afeta
diretamente
o
sucesso
reprodutivo
da
espécie.
Portanto,
é
muito
importante
que
durante
os
meses
de
dezembro
e
Janeiro
seja
feita
a
retirada
manual
destes
formigueiros,
evitando
assim
a
predação
de
flores
e
inflorescências
da
espécie.
Resultado
esperado:
•
Diminuição
da
pressão
competitiva
sobre
W.
rayneri
e
outras
espécies
ocorrentes
em
afloramentos
rochosos.
•
Aumento
do
sucesso
reprodutivo
da
espécie.
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
2
anos/
Monitoramento:
anual
82
10.6
Ação
6
–
Pesquisas
ecológicas
Estudos
sobre
a
biologia
e
ecologia
da
espécie
W.
rayneri
são
escassos.
Portanto,
a
realização
de
pesquisas
específicas,
particularmente
sobre
ecologia
de
populações
e
biologia
reprodutiva,
é
de
extrema
importância
para
fundamentação
de
ações
para
a
conservação
da
espécie.
Áreas
específicas
de
estudos
necessárias
para
o
conhecimento
dos
requerimentos
ambientais
da
espécie
incluem:
• Fenologia
da
floração,
sistemas
sexuais,
polinizadores
e
produção
de
sementes.
• Viabilidade
de
sementes,
viabilidade
da
implementação
de
um
banco
de
sementes.
• Germinação
de
sementes,
requerimentos
para
a
germinação
e
sobrevivência
de
plântulas.
• Taxas
de
longevidade,
mortalidade
e
recrutamento.
• Requerimentos
de
habitat.
Além
destas
pesquisas,
devem
ser
conduzidos
estudos
experimentais
sobre
o
efeito
do
fogo
e
outras
perturbações
físicas
como
pisoteio
por
animais
domésticos.
Os
órgão
ambientais
da
administração
federal,
estadual
e
municipal,
responsáveis
devem
incentivar
instituições
de
pesquisa
reconhecidas
nacionalmente
a
conduzir
estudos
que
possam
auxiliar
no
levantamento
de
informações
ecológicas
sobre
a
espécie,
através
da
abertura
de
editais,
fornecendo
financiamento
para
determinados
projetos.
Resultado
esperado:
• Determinar
a
dinâmica
populacional
da
espécie
• Determinar
a
biologia
reprodutiva
da
espécie
• Determinar
a
taxa
de
germinação
das
sementes
em
campo
e
em
laboratório.
83
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
5
anos
/Monitoramento:
anual
10.7
Ação
7
–
Pesquisas
genéticas
Os
estudos
genéticos
conduzidos
para
a
espécie
foram
realizados
a
partir
da
utilização
de
marcadores
dominantes,
que
trazem
poucas
informações
relacionadas
ao
parentesco
dos
perfis
genéticos
amostrados.
Estudos
mais
específicos
são
necessários
para
elucidar
de
que
forma
os
padrões
de
estruturação
genética
das
populações
se
mantêm
ao
longo
do
tempo.
Resultado
esperado:
• Determinar
a
relação
de
parentesco
entre
populações
distintas,
de
modo
a
entender
o
processo
de
dispersão
da
espécie
e
ocupação
da
paisagem.
• Determinar
as
áreas
prioritárias
para
a
conservação
da
espécie.
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
2
anos
/Monitoramento:
5
em
5
anos
10.8
Ação
8
–
Envolvimento
da
Comunidade
Muitos
proprietários
locais
exploram
o
valor
ornamental
da
espécie
através
da
manutenção
de
coleções
vivas
em
suas
propriedades.
A
planta
é
muito
usada
no
paisagismo
local,
principalmente
por
ser
uma
espécie
rara,
endêmica
da
região.
Os
proprietários
contratam
moradores
locais
para
escalar
as
montanhas
e
coletar
indivíduos
para
cultivo.
Apesar
de
constituir
um
crime
federal
inafiançável,
já
que
a
espécie
integra
a
lista
oficial
brasileira
de
espécies
ameaçadas
de
extinção,
a
prática
é
comum
na
região.
Por
essa
razão,
um
programa
educativo
deve
ser
desenvolvido
e
implementado
no
intuito
de
aumentar
o
conhecimento
público
local
sobre
a
diversidade
de
campos
de
altitude
e
afloramentos
rochosos
e
a
respeito
da
importância
de
conservar
áreas
mega
diversas
como
as
84
encontradas
na
região.
É
importante
ressaltar
a
responsabilidade
local
em
conservar
as
espécies
endêmicas
locais
ameaçadas
de
extinção,
de
modo
a
promover
maior
envolvimento
da
comunidade
em
questões
conservacionistas.
As
ONGs
locais
podem
desempenhar
um
importante
papel,
integrando
a
comunidade
às
políticas
ambientais
públicas,
estabelecendo
um
canal
de
comunicação
aberto
entre
atores
locais
como
proprietários,
moradores
ou
empresas
privadas
e
o
governo.
Resultado
esperado:
•
Programa
educativo
voltado
para
o
desenvolvimento
do
conhecimento
público
sobre
a
importância
da
conservação
da
diversidade
local,
de
modo
a
gerar
maior
envolvimento
da
comunidade
com
a
implementação
de
ações
de
conservação
e
o
monitoramento
das
áreas
de
ocorrência
desta
espécie.
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
2
anos
/Monitoramento:
5
em
5
anos
10.9
Ação
9
–
Estabelecimento
de
coleções
ex‐situ
W.
rayneri
ocorre
em
pequenas
populações
isoladas,
ameaçada
de
extinção
devido
à
pressão
antrópica
e
sujeita
à
estocasticidade
ambiental.
É,
portanto,
importante,
estabelecermos
uma
coleção
ex‐situ
viável
e
representativa,
como
uma
garantia
contra
possíveis
perdas
de
diversidade
(genes,
indivíduos
ou
populações)
na
natureza.
Estudos
relacionados
à
viabilidade
do
estabelecimento
de
um
banco
de
sementes
já
estão
em
andamento
e
devem
gerar
resultados
dentro
de
6
meses.
A
espécie
já
esta
armazenada
no
banco
de
DNA
do
Instituto
de
Pesquisas
Jardim
Botânico
do
Rio
de
Janeiro,
representada
por
amostras
provenientes
de
10
populações
distintas.
Entretanto,
devemos
pesquisar
a
viabilidade
do
estabelecimento
de
bancos
de
tecido
através
de
micro‐propagação
in‐vitro,
já
que
o
cultivo
de
indivíduos
vivos
não
parece
ser
uma
opção
viável.
85
Resultado
esperado:
• Banco
de
germoplasma
ex‐situ
estabelecido
que
possa
fornecer
material
futuras
reintroduções
ou
estudos,
caso
a
espécie
se
torne
extinta
localmente
ou
na
natureza.
Prazo: Planejamento:
1
ano/
Execução:
5
anos
/Monitoramento:
anual
10.10
Ação
10
–
Coordenação
do
Plano
de
Recuperação
A
coordenação
efetiva
deste
plano
é
essencial
para
garantir
que
sua
implementação
seja
eficiente
em
termos
de
tempo
e
custo.
Tal
coordenação
envolverá
o
estabelecimento
de
parcerias
entre
intuições
de
pesquisa
e
agências
de
monitoramento
ambiental,
evitando
que
a
implementação
das
ações
propostas
para
W.
rayneri
represente
ameaças
para
a
sobrevivência
de
outras
espécies
ameaçadas
ocorrentes
na
região.
A
coordenação
deverá
também
se
empenhar
no
estabelecimento
de
parcerias
e
acordos
entre
proprietários
de
terra
ou
moradores
locais,
agências
ambientais,
ONGs
e
instituições
de
pesquisa,
no
intuito
de
rever
o
plano
e
acompanhar
sua
implementação
de
modo
a
garantir
os
interesses
da
comunidade
como
um
todo.
Resultado
esperado:
• Implementação
e
coordenação
do
plano
de
recuperação
de
maneira
eficiente,
de
modo
que
se
torne
possível
atingir
os
objetivos
propostos.
Prazo: Planejamento:
6
meses/
Execução:
5
anos
/Monitoramento:
anual
86
11.
Data
de
Revisão
Este
Plano
de
Recuperação
e
o
status
de
conservação
de
W.
rayneri
devem
ser
revisados
dentro
de
cinco
anos
a
partir
da
data
de
publicação
do
mesmo.
Para
a
avaliação
da
efetividade
do
plano
deverá
ser
convocada
uma
audiência
pública
que
envolva
a
comunidade
local
e
agências
do
governo,
de
modo
a
garantir
uma
análise
sob
diferentes
pontos
de
vista.
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Portaria
no
093/80‐P
Inclusão
da
espécie
Worsleya
rayneri
no
item
2
do
artigo
1o
da
portaria
no
303
de
29
de
maio
de
1968.
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Klassification
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Safford,
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mesoclimate
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the
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habitats
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Brasileiro
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Meio
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dos
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(2000)
Lei
no
9.985,
de
18
de
julho
de
2000.
Traub,
H.
&
Moldenke,
H.N.
(1949)
Amaryllidaceae:
Tribe
Amarylleae.
The
American
Plant
Life
Society.
Stanford,
California.
88
CONCLUSÕES
GERAIS
Após
a
quantificação
e
avaliação
de
indicadores,
de
acordo
com
o
protocolo
estabelecido
por
IUCN
(2001),
a
espécie
vegetal
W.
rayneri
foi
considerada
ameaçada
de
extinção
sob
a
categoria
Criticamente
Ameaçada
(CR).
De
acordo
com
nossos
resultados
a
espécie
está
sujeita
a
uma
redução
do
tamanho
populacional
de
mais
de
25%
nos
próximos
cinco
anos,
principalmente
devido
aos
efeitos
de
incêndios,
comuns
durante
a
época
seca
(Junho
a
Setembro).
Além
disso,
a
análise
da
distribuição
geográfica
da
espécie
indica
um
padrão
altamente
fragmentado,
com
baixa
área
de
ocupação
e
extensão
de
ocorrência
restrita,
sujeitos
a
um
processo
de
declínio
populacional.
A
disponibilidade
de
habitats
favoráveis
está
limitada
aos
inselbergs
da
região,
que
estão
sujeitos
a
pressão
da
ocupação
humana
de
seu
entorno.
Efeitos
diretos
e
indiretos
desta
ocupação
representam
ameaças
para
a
persistência
das
populações
naturais
de
W.
rayneri
e
devem,
portanto,
serem
controlados.
Apesar
da
reavaliação
do
status
de
conservação
da
espécie
ter
sido
feita
exclusivamente
com
base
em
critérios
quantitativos,
nossas
conclusões
se
assemelham
as
de
Martinelli
(1984)
que
avaliou
o
status
da
espécie
unicamente
com
base
em
critérios
qualitativos.
Apesar
do
intenso
debate
na
literatura
(Soberon
&
Mendellín,
2007;
de
Grammont
&
Cuarón,
2006;
Grigera
&
Rau,
2000;
Cofré
&
Marquet,
1999;
Mace
&
Lande,
1991)
sobre
a
utilidade
destes
critérios,
e
do
caráter
fundamentalmente
normativo
do
processo
de
especificação
das
condições
para
considerarmos
uma
espécie
como
ameaçada
de
extinção,
até
que
ponto
uma
determinada
espécie
atende
as
condições
estabelecidas
é
uma
determinação
puramente
científica
(Vucetich
et
al.
2006)
e
na
maioria
das
vezes
irá
esbarrar
na
subjetividade
da
opinião
do
especialista.
Até
mesmo
a
aplicação
dos
critérios
estabelecidos
por
IUCN
(2001)
depende
da
interpretação
de
expressões
como:
“parte
significativa
de
sua
extensão
de
ocorrência”,
ou
“tipicamente”.
Este
papel
cabe
única
e
exclusivamente
ao
89
pesquisador,
que
a
partir
do
conhecimento
adquirido
sobre
a
biologia
e
ecologia
da
espécie
em
questão,
vai
avaliar
aplicação
destas
expressões
e
conceitos.
De
qualquer
modo,
critérios
qualitativos
podem
ser
úteis
para
a
avaliação
do
status
de
conservação
de
espécies
vegetais.
Entretanto,
sua
utilidade
é
limitada,
como
veremos
adiante,
e
está
atrelada
à
utilidade
das
listas
vermelhas
de
espécies
ameaçadas.
As
listas
vermelhas
de
espécies
ameaçadas
se
tornaram
uma
importante
ferramenta
com
aplicações
para
a
Biologia
da
Conservação
(Colyvan
et
al.
1999).
Porém,
a
elaboração
destas
listas
pode,
muitas
vezes,
atender
a
objetivos
distintos
como
sugerir
taxa
sob
risco
de
extinção,
atrair
a
atenção
para
fatores
causadores
de
ameaças,
subsidiar
programas
de
conservação,
orientar
áreas
prioritárias
para
a
conservação,
limitar
o
desenvolvimento
urbano
e
a
exploração
indiscriminada
de
recursos
naturais
ou
ainda
servir
de
parâmetro
para
uma
avaliação
do
status
de
conservação
da
biodiversidade
(Possingham
et
al.
2002;
Collar,
1996;
Mace
&
Lande
1991;
Colyvan
et
al.
1999),
e
portanto,
demandar
sistemas
de
avaliação
diferentes
(Soberon
&
Mendellín,
2007).
Dessa
forma,
para
muitos
países
a
adoção
de
um
sistema
prático,
adequado
à
realidade
socioeconômica;
à
infraestrutura
científica;
e
à
complexidade
biológica,
é
mais
útil
do
que
a
adoção
de
um
sistema
de
difícil
implementação
(Soberon
&
Mendellín,
2007)
que
dependa
de
uma
alta
capacidade
de
gerar
e
processar
informações.
O
sistema
de
categorização
proposto
por
IUCN
(2001)
foi
adotado
em
diversos
países
(de
Grammont
&
Cuarón,
2006).
Entretanto,
vêm
recebendo
muitas
críticas,
já
que
sua
aplicação
depende
do
levantamento
de
extensivas
informações
biológicas
e
ecológicas
(Reca
et
al.
1994;
Cofré
&
Marquet
1999;
Grigera
&
Rau
2000).
Principalmente
em
países
em
desenvolvimento,
onde
está
concentrada
a
maior
parte
da
diversidade
biológica
do
planeta
e
a
disponibilidade
de
informações
para
muitas
espécies
é
insuficiente
ou
não
existe
(Myers
et
al.
2000).
Assim,
diversos
autores
(e.g.
Ceballos
&
Navarro,
1991;
Reca
et
al.
1994;
Cofré
&
90
Marquet,
1999),
vêm
propondo
a
adoção
de
sistemas
de
categorização
alternativos,
baseados
principalmente
em
informações
biológicas
disponíveis
associadas
a
vulnerabilidade
das
espécies
e
a
incidência
de
distúrbios
antrópicos.
De
uma
maneira
geral,
sistemas
de
categorização
devem
ser
amparados
pela
adoção
de
critérios
específicos,
nos
quais
se
basearão
as
categorias
de
ameaça
e
o
status
de
conservação
das
espécies
(de
Grammont
&
Cuarón,
2006).
Idealisticamente,
as
categorias
devem
se
basear
em
análises
quantitativas
e
indicar
a
probabilidade
de
uma
espécie
se
tornar
extinta
dentro
de
um
período
de
tempo
determinado
(Munton
1987,
Fitter
&
Fitter
1987,
Mace
and
Lance
1991,
Mace
and
Stuart,
1994).
Quando
as
categorias
de
risco
não
incluem
definições
ou
são
estruturadas
com
base
em
elementos
subjetivos,
a
avaliação
conduzida
por
pessoas
diferentes
pode
levar
a
interpretações
distintas
em
relação
ao
risco
de
extinção.
De
acordo
com
Munton
(1987),
muitos
sistemas
confundem
categorias
de
ameaça
com:
a)
fatores
que
colocam
as
espécies
em
risco
(e.g.
superexploração);
b)
parâmetros
que
podem
ser
usados
para
quantificar
o
risco
(e.g.
raridade);
ou
ainda
c)
falta
de
informações
disponíveis
para
a
espécie
(e.g.
indeterminado.).
Em
outros
casos,
critérios
adotados
para
a
avaliação
do
status
de
conservação
de
uma
espécie,
devem,
na
verdade,
ser
usados
para
a
definição
de
prioridades
de
conservação
para
a
espécie
em
questão.
Dessa
forma,
uma
avaliação
sobre
a
utilidade
dos
indicadores
adotados
pelo
presente
trabalho
nas
diferentes
etapas
do
processo
de
conservação
de
uma
espécie
ameaçada
de
extinção
(avaliação
do
status
de
conservação,
planejamento
e
proposição
de
ações,
proteção
e
monitoramento
e
recuperação)
se
faz
necessária.
No
estudo
de
caso
conduzido
para
W.
rayneri,
a
avaliação
do
status
de
conservação
da
espécie
se
baseou
principalmente
em
análises
de
sistemas
de
informações
geográficas
(SIG),
com
dados
disponibilizados
pelo
Instituto
Brasileiro
de
Geografia
e
Estatística
(IBGE).
Esta
91
ferramenta
se
mostrou
extremamente
útil
para
a
geração
de
indicadores
quantitativos
que
atendem
as
especificações
dos
critérios
propostos
por
IUCN
(2001).
A
utilização
de
imagens
de
satélite
ajudou
a
minimizar
desvios
amostrais
que
pudessem
influenciar
os
resultados
das
análises,
já
que
é
de
extrema
importância
estar
atento
ao
nível
de
incerteza
associado
às
metodologias
adotadas
(Akçacaya
et
al.
2000;
Regan
et
al.
2000;
Regan
and
Colyvan,
2000).
A
definição
de
prioridades
e
estratégias
de
conservação
para
espécie
se
baseou
principalmente
nas
análises
biológicas
de
parâmetros
intrínsecos
à
espécie.
A
análise
da
estrutura
genética
das
populações
de
W.
rayneri
nos
forneceu
informações
imprescindíveis
para
a
definição
de
uma
estratégia
de
conservação
ex‐situ
apropriada,
além
de
nos
ajudar
a
entender
qual
a
melhor
abordagem
para
otimizar
a
conservação
in‐situ
das
populações
naturais,
dada
a
falta
de
fiscalização
e
a
disponibilidade
limitada
de
recursos
financeiros.
A
condução
de
experimentos
de
viabilidade
e
germinação
de
sementes
em
laboratório,
além
de
experimentos
sobre
a
biologia
reprodutiva
da
espécie,
indicaram
a
viabilidade
da
adoção
e
implementação
de
estratégias
de
conservação
específicas,
auxiliando
na
determinação
das
ações
mais
adequadas
para
o
caso
de
W.
rayneri.
O
acompanhamento
dos
indicadores
descritos
acima,
ao
longo
do
tempo
futuro,
ajudará
no
monitoramento
do
status
de
W.
rayneri.
Além
disso,
uma
criteriosa
análise
quantitativa
de
ameaças
incidentes
sobre
as
populações
pode
representar
uma
importante
ferramenta
de
monitoramento,
já
que
expressa
indiretamente
o
nível
de
pressão
antrópica
sobre
a
espécie.
No
caso
de
W.
rayneri,
critérios
qualitativos
se
mostraram
úteis
para
a
avaliação
do
status
de
conservação
da
espécie,
enquanto
critérios
quantitativos
se
mostraram
úteis
para
estabelecimento
de
prioridades,
metas
e
indicadores
que
possam
ser
objeto
de
comparações
entre
espécies
ou
avaliações
em
diferentes
momentos
no
tempo.
Afinal,
o
processo
de
avaliação
do
status
de
conservação
de
espécies
difere
do
processo
de
estabelecimento
de
prioridades
para
a
conservação
(Murton,
1987).
O
primeiro
se
limita
a
estimativas
acerca
dos
92
riscos
de
extinção
da
espécie.
Já
o
segundo,
além
de
considerar
este
aspecto
(Lamoreux
et
al
2003),
leva
em
conta
também
fatores
como
efetividade
das
ações
propostas
(Balmford
et
al.
1996),
considerações
econômicas,
sociais
e
políticas
(Ehrlich
&
Ehrlich
1992),
além
de
singularidades
taxonômicas
da
espécie
ou
grau
de
endemismo
(de
Grammont
&
Cuarón,
2006).
O
estabelecimento
de
prioridades
é,
portanto,
uma
tarefa
política
diretamente
ligada
à
opinião
pública
que
determina
a
alocação
de
recursos
financeiros
para
a
conservação,
ao
invés
de
uma
atribuição
da
comunidade
científica
(Czech
et
al.
1998).
Porém,
apesar
da
definição
de
prioridades
refletir
valores
sociais,
ainda
assim,
pode
fazer
parte
de
uma
estrutura
de
planejamento
consistente
e
objetiva,
desde
que
obedeça
a
metas
claramente
estabelecidas
(e.g.
Vane‐Wright
et
al.
1991;
Margules
&
Pressey
2000).De
qualquer
forma,
tanto
o
processo
de
avaliação
do
status
de
conservação
de
espécies,
quanto
o
processo
de
estabelecimento
de
prioridades
para
a
conservação
são
imprescindíveis
para
a
elaboração
de
um
plano
de
recuperação
para
espécies.
Em
muitos
países,
como
Estados
Unidos
(ESA,
1973),
Australia
(Woinarski
&
Fisher,
1999)
ou
Canadá
(SARA
2002;
revisado
em
VanderZwaag
&
Hutchings
2005),
quando
uma
espécie
é
considerada
ameaçada
de
extinção,
automaticamente
passa
a
ser
responsabilidade
do
governo
subsidiar
ações
que
garantam
sua
proteção
e
recuperação.
De
acordo
com
Male
&
Bean
(2005),
proteção
é
o
primeiro
passo
do
processo
de
recuperação
de
uma
espécie
e
pode
por
si
só
reverter
processos
de
declínio
populacional,
minimizando
a
incidência
de
ameaças
antrópicas.
Entretanto,
ainda
existe
bastante
confusão
conceitual
na
aplicação
destes
termos.
O
plano
de
recuperação
determina
a
viabilidade
biológica
da
reversão
de
um
provável
processo
de
extinção
enquanto
um
plano
de
ação
detalha
aspectos
socioeconômicos
da
relação
custo‐benefício
da
implementação
das
estratégias
propostas
(Mooers
et
al.
2007).
No
Brasil,
historicamente,
a
lista
vermelha
de
espécie
da
flora
sempre
esteve
muito
mais
ligada
ao
amparo
de
uma
legislação
criada
para
atender
a
compromissos
internacionais
93
estabelecidos
em
âmbito
das
convenções
e
acordos
multilaterais
do
que
a
uma
demanda
interna
nacional
de
proteção
da
biodiversidade.
Antes
da
revisão
da
lista
de
espécies
da
flora
ameaçada
de
extinção
concluída
em
2008,
as
espécies
ameaçadas
eram
divididas
em
categorias
que
expressavam
o
risco
de
extinção.
Entretanto,
não
havia
distinção
legal
entre
as
categorias
que
implicassem
em
ações
ou
estratégias
de
conservação
diferenciadas.
Portanto,
essa
abordagem
vai
contra
o
conceito
de
categorias
de
ameaça,
que
necessariamente,
como
vimos
anteriormente,
está
atrelada
ao
estabelecimento
de
prioridades.
A
lista
atual
(MMA
2008)
considera
apenas
duas
categorias:
a)
ameaçadas
(Anexo
I);
b)
dados
deficientes
(Anexo
II).
As
espécies
contidas
no
Anexo
I
são
aquelas
com
alto
risco
de
desaparecimento
da
natureza
em
futuro
próximo.
Já
as
contidas
no
Anexo
II
são
aquelas
cujas
informações
(distribuição
geográfica,
ameaças/impactos
e
usos,
entre
outras)
são
ainda
deficientes.
Ambas
as
definições
são
vagas
e
contém
conceitos
subjetivos
como
‘alto
risco’
ou
‘futuro
próximo’.
Além
disso,
estas
categorias
não
refletem
o
grau
de
ameaça
das
espécies.
Apenas
amparam
uma
legislação
que
prevê
a
proteção
de
espécies
ameaçadas
e
orientam
a
alocação
dos
recursos
para
a
conservação.
Assim,
a
prioridade
para
as
espécies
do
Anexo
I
é
a
elaboração
de
planos
de
ação
com
vista
à
sua
futura
retirada
da
lista,
enquanto
a
prioridade
para
as
do
Anexo
II
é
o
desenvolvimento
de
estudos
que
possam
subsidiar
a
definição
do
real
status
de
conservação
de
tais
espécies.
Como
podemos
perceber,
existe
grande
confusão
sobre
definições
conceituais,
abordagens
prioritárias
e
estratégias
para
a
conservação.
A
falta
de
estratégia
para
a
conservação
da
biodiversidade
brasileira
ameaçada
de
extinção
foi
evidenciada
por
de
Grammont
&
Cuarón
(2006)
onde
o
sistema
de
categorização
até
então
adotado
pelo
governo
brasileiro
foi
considerado
entre
os
cinco
mais
inadequados
dentre
25
sistemas
adotados
por
20
países
do
continente
americano.
A
atualização
da
lista
de
espécies
da
flora
brasileira
ameaçadas
de
extinção
(MMA
2008)
não
traz
avanços
significativos
no
que
diz
respeito
a
uma
94
política
consistente
para
a
conservação
da
biodiversidade.
A
adoção
do
sistema
da
IUCN
(2001)
continua
sendo
a
melhor
alternativa
para
a
avaliação
do
status
de
conservação
de
nossas
espécies
ameaçadas,
já
que
ainda
não
são
investidos
esforços
no
desenvolvimento
de
uma
estratégia
nacional
de
conservação.
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del
II
taller:
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el
estado
de
conservación
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La
fauna
silvestre
mediante
su
aplicación
a
um
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Gestión
Ambiental
6:
55‐71.
Hartley,
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no
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Atualização
e
reconhecimento
da
Lista
Oficial
da
Flora
Brasileira
ameaçada
de
extinção.
IBDF
(1980)
Portaria
no
093/80‐P
Inclusão
da
espécie
Worsleya
rayneri
no
item
2
do
artigo
1o
da
portaria
no
303
de
29
de
maio
de
1968.
IUCN
(1994)
International
Union
for
the
Conservation
of
Nature
Red
List
Categories.
(Species
Survival
Comission)
.
Lamoreux,
J.,
et
al.
(2003)
Value
of
IUCN
Red
List.
Trends
in
Ecology
and
Evolution
18:
214‐215.
Larson,
D.W.,
Matthes,
U.
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Kelly,
P.E.
(2000)
Cliff
Ecology.
Patterns
and
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