avaliação da sensibilidade da avifauna em fragmentos florestais … · 2019-11-20 · aos...
TRANSCRIPT
Universidade Federal de Ouro Preto
Programa de Pós-graduação em Ecologia de Biomas Tropicais
DISSERTAÇÃO
EFEITO DA ESTRUTURA DA PAISAGEM NA CONECTIVIDADE PARA
OCORRÊNCIA DE AVES FLORESTAIS EM FRAGMENTOS DE MATA
ATLÂNTICA EM UM CENÁRIO URBANO
TULACI BHAKTI FARIA DUARTE
OURO PRETO, MG
2017
Universidade Federal de Ouro Preto
Programa de Pós-graduação em Ecologia de Biomas Tropicais
EFEITO DA ESTRUTURA DA PAISAGEM NA CONECTIVIDADE PARA
OCORRÊNCIA DE AVES FLORESTAIS EM FRAGMENTOS DE MATA
ATLÂNTICA EM UM CENÁRIO URBANO
Candidato: Tulaci Bhakti Faria Duarte
Orientadora: Prof. Dra. Yasmine
Antonini
Co-orientadores: Prof. Dr. Cristiano
Schetini de Azevedo e Dr. Fernando F.
Goulart
OURO PRETO, MG
2017
Dissertação apresentada ao Programa
de Pós-Graduação em Ecologia de
Biomas Tropicais da Universidade
Federal de Ouro Preto, como requisito
parcial para obtenção do título de
Mestre em Ecologia de Biomas
Tropicais.
Catalogação: www.sisbin.ufop.br
D812e Duarte, Tulaci Bhakti Faria. Efeito da estrutura da paisagem na conectividade para ocorrência de avesflorestais em fragmentos de mata atlântica em um cenário urbano [manuscrito] / Tulaci Bhakti Faria Duarte. - 2017. 73f.: il.: color; grafs; tabs; mapas; fotos.
Orientador: Prof. Dr. Yasmine Antonini. Coorientador: Prof. Dr. Cristiano Schetini de Azevedo.
Dissertação (Mestrado) - Universidade Federal de Ouro Preto. Instituto deCiências Exatas e Biológicas. Departamento de Biodiversidade, Evolução e MeioAmbiente. Programa de Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais . Área de Concentração: Evolução e Funcionamento de Ecossistemas.
1. Ecossistema - Mata atlântica. 2. Paisagem - Proteção. 3. Conservação danatureza. 4. Ornitologia. I. Antonini, Yasmine. II. Azevedo, Cristiano Schetinide . III. Universidade Federal de Ouro Preto. IV. Titulo.
CDU: 574
a juliana, minha pilar
iv
AGRADECIMENTOS
A Ju, Frida e Guaraná por serem vocês e por ficaram sempre ao meu lado com todos os
humores possíveis, desde @#$@# da vida com a chuva que não parava e meus campos
não começavam, a quando estava feliz quando finalmente tudo começou a dar certo. E
por terem segurado as pontas quando estava longe e por me receberam sempre tão bem
quando retornava para casa.
A minha família pelo incentivo e apoio desde me inscrever para fazer a prova de seleção
e por todo os processos. Obrigado pela educação, livros e muita Rede Minas desde criança
(ao invés de novelas) e tudo que me permitiu chegar onde estou e acreditar que há muito
ainda há fazer.
A minha orientadora Yasmine pela sua amizade e por ter acreditado e escolhido participar
desse desafio comigo. Tornou possível ser feito algo que era apenas uma ideia rascunhada
e por me apoiar em todos momentos de desespero com incentivos e direções, mesmo
quando estava longe.
Aos meus Co-orientadores: Cristiano e Fernando, pelas amizade, caronas, tardes de
“roadie” e músicas de anos 80 a rock progressivo. Além de toda ajuda para diversos
problemas que passei e dicas nesse projeto do início ao fim.
A Stella e Adriana, por me acolherem em dias chuvosos, e também pela enorme amizade
e carinho, sem vocês Ouro Preto não seria a mesma, realmente sempre me senti em casa
(não só por ter cópias das chaves).
A minha aikifamaly que me adoram e juntos com treinos e pizza fizeram com me sentisse
em casa, obrigado Sensei Ronan e Sávio e todos amigos que fiz, principalmente
Alessandra, Samir, Letícia, Bruna, PH, Matheus, Lázaro, Gabriel e Túlio. E todos os
demais que conheci nesses quase dois de Aikido.
A minha família marianense que me ofereceram um lar e tornaram o mestrado possível,
obrigado Tia Vanda, Sueli, Bruno, Gilson, Cristian, Viviane, Diego e Suliane.
A equipe de campo que tornou esse projeto possível: Guilherme, Eduardo e Larissa. E a
todos que me auxiliaram em campo mesmo muitas vezes não sendo da área (mas amigos),
seja no reconhecimento, nas escolhas das áreas ou mesmo como companhia nos
alojamento e campos: Ricardo, Stella, Marcos, Samir, Alessandra, Ceres, Francis,
Fernando, Fernanda, Yasmine, Rodrigo e Hilde (que foi de grande ajuda nos métodos
utilizados e em áreas escolhidas).
Aos meus colegas de mestrado que tanto me aturaram e foram companhias indispensáveis
em vários os momentos: Stella, Brehna, Fernanda, Ceres, Marcela, João, Victor e Carlos.
v
Aos colegas de laboratório pela companhia, dicas e conversas que auxiliaram no processo
desde minha chegada: Nath, Reisla, Ricardo, Rodrigo, Joyce, Danilo Grazi e Marina
(obrigado as duas pela ajuda no R).
Aos meus amigos João pela leitura prévia deste projeto, a Daniel pelas revisões e Pedro
por toda disposição em me ajudar com o ArcGis. E a Fabíola por fazer o R ser mais legal.
Aos professores e funcionários do Biomas/DEBIO (Rubens salvou sempre!) Por todo
apoio e pelas disciplinas oferecidas.
A banca de qualificação pelos dias e e-mails com artigos e tira dúvidas importantíssimos:
Ubirajara e Guilherme Freitas.
Ao Instituto Estadual de Florestas (IEF/GPROP) pela licença para uso dos parques
estaduais. A esquipe do Parque Estadual do Itacolomi pelo apoio e suporte no uso do
parque e do alojamento – Adriana, Apoliane e Filipe e demais funcionários. A esquipe da
Estação Ecológica do Tripuí – Cícero e Juarez e demais pelo uso da infraestrutura do
parque.
A UFOP pela estrutura. Ao departamento de transporte, principalmente ao Bráulio por
toda ajuda em agendar os veículos e também aos motoristas: Nico, Márcio, Carlos,
Fabiano, Reinaldo, Sapo, Samuel, Sérgio que em muitos momentos foram minhas
maiores companhias em campo na madrugada a fora, ouviram minhas lamurias e que
muito me ajudaram do início ao fim desse projeto.
A Prefeitura de Ouro Preto: Sirlene e Bruno da Secretaria de Meio Ambiente pela licença
e Priscila da Secretaria Municipal de Patrimônio por fornecer dados sobre o zoneamento
de Ouro Preto e toda a atenção e gentileza.
A Tânia e equipe da empresa Vermelhão Ltda. por permitirem que usasse as terras
pertencentes a empresa, que se mostraram muito importantes para este projeto. Além de
terem sido a única empresa que realmente atendeu a minha solicitação e colaboram com
pesquisas cientificas na região (as demais ficaram apenas em promessas).
Aos moradores de Ouro Preto: Eloisio, José Geraldo e família (Passa Dez), Lupércio e
Antônio pela permissão de executar meu trabalho em suas terras.
A Ênio e equipe da ASSETFOP pela entrada na Sede Campestre, além dos moradores
vizinhos que auxiliam no uso do local.
Ao Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) pelo
fornecimento da bolsa de estudos que permitiu que o mestrado fosse realizado.
A todos os compositores e bandas que me acompanharam o tempo todo em minhas trilhas
mentais e reais em todo esse tempo. Sentirei falta da rádio do Spotify na viagem Ouro
Preto-Mariana.
The echo of a distant tide
Comes willowing across the sand
And everything is green and submarine
And no one showed us to the land
And no one knows the where’s or whys
But something stirs and
Something tries
And starts to climb towards the light
(Echoes -Waters, Wright, Mason e Gilmour, 1971)
SUMÁRIO
INTRODUÇÃO GERAL ................................................................................................. 9
Referências ..................................................................................................................... 11
CAPÍTULO 1 - EFEITOS DA CONFIGURAÇÃO DA PAISAGEM, MUDANÇAS NO
USO DO SOLO E ZONEAMENTO NA CONSERVAÇÃO DE AVES ENDÊMICAS
DE FLORESTAS EM UMA ÁREA URBANIZADA ................................................... 14
Resumo ....................................................................................................................... 14
Abstract ....................................................................................................................... 15
Introdução ................................................................................................................... 16
Métodos ...................................................................................................................... 17
Área de estudo ......................................................................................................... 17
Classificação da paisagem ....................................................................................... 19
Escolha das espécies e amostragem em campo ....................................................... 19
Análises ................................................................................................................... 21
Resultados ................................................................................................................... 23
Amostragem das Espécies ....................................................................................... 23
Conectividade dos fragmentos na paisagem urbana ............................................... 23
Estrutura da Paisagem ............................................................................................. 24
Discussão .................................................................................................................... 31
Referências .................................................................................................................. 35
CAPÍTULO 2 - EFEITO MULTIESCALARES NA OCORRÊNCIA DE AVES
FLORESTAIS EM UMA PAISAGEM FRAGMENTADA .......................................... 41
Resumo ....................................................................................................................... 41
Abstract ....................................................................................................................... 42
Introdução ................................................................................................................... 43
Métodos ...................................................................................................................... 44
Área de estudo ......................................................................................................... 44
Amostragem das aves .............................................................................................. 46
Caracterização ambiental multiescalar .................................................................... 47
Análises estatísticas ................................................................................................. 51
Resultados ................................................................................................................... 51
Discussão .................................................................................................................... 54
Referências .................................................................................................................. 57
CONCLUSÃO GERAL ................................................................................................. 63
ANEXOS ........................................................................................................................ 64
ANEXO A - Espécies de aves escolhidas ................................................................... 64
Referências .................................................................................................................. 68
ANEXO B - Áreas de Estudo ..................................................................................... 71
ANEXO C - Metodologia ........................................................................................... 72
Equipamentos utilizados ......................................................................................... 72
Classificação do uso do solo ................................................................................... 72
Fotografia de Dossel................................................................................................ 73
9
INTRODUÇÃO GERAL
O bioma da Mata Atlântica é um dos mais ameaçados do mundo, com menos de
16% da sua cobertura original remanescente e composto muitas vezes por pequenas
manchas de vegetação, menores que 50 ha, apresentando principalmente florestas
secundárias ou em recuperação (RIBEIRO et al., 2009; TEIXEIRA et al., 2009) imersos
em uma matriz composta por habitats abertos (JOLY et al., 2014). Esta fragmentação e
redução do habitat compromete a reprodução e alimentação de diversos grupos de
animais, como artrópodes e aves, além do isolamento de subpopulações, o que contribui
para o declínio destas espécies, sendo grande responsável pela perda de biodiversidade
numa escala global (BRAWN; ROBINSON; THOMPSON III, 2001; FAHRIG, 2003;
HADDAD et al., 2015).
Uma das causas da fragmentação está ligada diretamente ao processo de
urbanização da cidades e aumento da população, com as consequentes pressões antrópicas
(BENCKE et al., 2006). Com uma paisagem urbanizada, o habitat favorável para diversas
espécies florestais resulta em manchas de vegetação circundados por uma matriz
(FERRAZ et al., 2014; GIMENES; ANJOS, 2003). A matriz apresenta-se como um
habitat não favorável com distúrbios antrópicos, em maior porcentagem de área na
paisagem e circundando as manchas habitáveis para as espécies definidas como modelos
a serem testadas como objeto de estudo (KUPFER; MALANSON; FRANKLIN, 2006),
influenciando na colonização e extinção das espécies (KENNEDY et al., 2011). Esta
matriz pode ser quantificada conforme a sua permeabilidade para as espécies, sendo mais
permeável quando permite melhor deslocamento através dela (UMETSU; METZGER;
PARDINI, 2008).
Para auxiliar a compreensão de estudos que avaliem a interação entre a
heterogeneidade de ambientes formados pelos processos de fragmentação, perda de
habitat e a respostas biológica das espécies utiliza-se princípios da ecologia da paisagem
(METZGER, 2001). Principalmente utilizando análise da estrutura da paisagem que
permite maior compreensão da relação entre a fragmentação, a perda de habitat e a
consequente redução da conectividade para a conservação da biodiversidade (FAHRIG,
2003; LINDENMAYER et al., 2008). As análises ocorrem por meio das métricas da
paisagem que avaliam as manchas de habitat fazendo uso da teoria dos grafos, que
relaciona a conectividade e a disponibilidade de habitat para certa espécie (PASCUAL-
10
HORTAL; SAURA, 2008; URBAN; KEITT, 2001). A partir das métricas definidas, estas
ainda podem ser separas dependendo da escala, considerando que ao utilizar diferentes
escalas possibilita melhor avaliação das respostas ecológicas das espécies e assim
resultados mais robustos para a conservação (BOSCOLO; METZGER, 2009; CORRY,
2005).
Para aplicação da ecologia da paisagem utiliza-se grupos ou grupo de espécies que
servirão como indicadores, por exemplo, de processos relacionados a antropização dos
ambientes naturais (METZGER, 2001). Dentre os diversos grupos que podem ser
utilizado como indicadores, temos as aves que tem tido o papel como indicadores em
diversos estudos, como por exemplo, que correlacionam os impactos da fragmentação e
seus efeitos sobre as comunidades, incluindo áreas urbanizadas (MARZLUFF;
BOWMAN; DONNELLY, 2001), distúrbios gerados por ruídos (SCHROEDER et al.,
2012) e intensificação da agricultura (GOULART et al., 2013).
Aves, como as insetívoras de sub-bosque, têm sido apresentadas como ideais para
compor modelos de sensibilidade a distúrbios antrópicos, perda de habitat e outras formas
de impactos antrópicos (ANJOS et al., 2015; POWELL; CORDEIRO; STRATFORD,
2015) atestando a qualidade do habitat (SICK, 1997) e proporcionando formas de avaliar
as condições do ambiente (ANJOS et al., 2009). E assim sua ocorrência pode ser
relacionada com os efeitos da fragmentação sobre os parâmetros da comunidade, como
riqueza, abundância, área de ocorrência, e sua dispersão (ANJOS, 2004; MARTENSEN
et al., 2012; STRATFORD; STOUFFER, 2015), por meio de estudos da conectividade
entres as manchas de habitat favorável (BOSCOLO et al., 2008; UEZU; BEYER;
METZGER, 2008).
Este trabalho foi desenvolvido na região de Ouro Preto, Minas Gerais, localizada
na região sul da Cadeia do Espinhaço, que possuí grandes remanescentes florestais,
principalmente de Florestas Estacionais Semidecíduas e está inserida em uma área
prioritária para conservação da aves (IBA), Espinhaço Sul, sendo a mineração a principal
pressão antrópica sobre a região (BENCKE et al., 2006; DRUMMOND et al., 2005).
O objetivo principal deste trabalho foi avaliar a conectividade entre os fragmentos
florestais de Mata Atlântica existentes na região de Ouro Preto, relacionando com as
atuais direções do governo municipal através do Plano Diretor. Pretende-se também
indicar qual a importância deste fragmento para a conectividade da paisagem como um
todo, por meio de aves florestais.
11
Esta dissertação foi dividida em dois capítulos sendo que o primeiro analisa a
sensibilidade das aves com relação a conectividade e tamanhos das áreas, além de avaliar
o plano diretor da cidade e seus impactos sobre as áreas florestais. No segundo analisamos
o uso de várias escalas para determinar quais características da paisagem influenciam
melhor a presença de espécies de aves florestais.
Referências
ANJOS, L. DOS. Species richness and relative abundance of birds in natural and
anthropogenic fragments of Brazilian Atlantic forest. Anais da Academia Brasileira de
Ciencias, v. 76, n. 2, p. 429–434, 2004.
ANJOS, L. DOS et al. Sobre o uso de níveis de sensibilidade de aves à fragmentação
florestal na avaliação da integridade biótica: Um estudo de caso no norte do Estado do
Paraná, sul do Brasil. Revista Brasileira de Ornitologia, v. 17, n. 1, p. 28–36, 2009.
ANJOS, L. DOS et al. Can habitat specialization patterns of Neotropical birds highlight
vulnerable areas for conservation in the Atlantic rainforest, southern Brazil? Biological
Conservation, v. 188, p. 32–40, 2015.
BENCKE, G. A. et al. (EDS.). Áreas Importantes para a Conservação das Aves no
Brasil. Parte I – Estados do Domínio da Mata Atlântica. São Paulo: SAVE Brasil,
2006.
BOSCOLO, D. et al. Importance of interhabitat gaps and stepping-stones for lesser
woodcreepers (Xiphorhynchus fuscus) in the Atlantic forest, Brazil. Biotropica, v. 40, n.
3, p. 273–276, 2008.
BOSCOLO, D.; METZGER, J. P. Is bird incidence in Atlantic forest fragments
influenced by landscape patterns at multiple scales? Landscape Ecology, v. 24, n. 7, p.
907–918, 14 jun. 2009.
BRAWN, J. D.; ROBINSON, S. K.; THOMPSON III, F. R. The role of disturbance in
the ecology and conservation of birds. Annual Review of Ecology and Systematics, v.
32, p. 251–276, 2001.
CORRY, R. C. Characterizing fine-scale patterns of alternative agricultural landscapes
with landscape pattern indices. Landscape Ecology, v. 20, n. 5, p. 591–608, 2005.
DRUMMOND, G. M. et al. (EDS.). Aves. In: Biodiversidade em Minas Gerais: um
atlas para sua conservacão. 2. ed. Belo Horizonte: Fundação Biodiversitas, 2005. p. 54–
64.
FAHRIG, L. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of
Ecology, Evolution, and Systematics, v. 34, p. 487–515, 2003.
FERRAZ, S. F. B. et al. How good are tropical forest patches for ecosystem services
provisioning? Landscape Ecology, v. 29, n. 2, p. 187–200, 2014.
GIMENES, M. R.; ANJOS, L. DOS. Efeitos da fragmentação florestal sobre as
comunidades de aves. Acta Scientiarum, v. 25, n. 2, p. 391–402, 2003.
12
GOULART, F. F. et al. How do different agricultural management strategies affect bird
communities inhabiting a savanna-forest mosaic? A qualitative reasoning approach.
Agriculture, Ecosystems and Environment, v. 164, p. 114–130, 2013.
HADDAD, N. M. et al. Habitat fragmentation and its lasting impact on Earth’s
ecosystems. Science Advances, v. 1, n. 2, p. e1500052–e1500052, 20 mar. 2015.
JOLY, C. A. et al. Experiences from the Brazilian Atlantic Forest: ecological findings
and conservation initiatives. New Phytologist, v. 204, p. 459–473, 2014.
KENNEDY, C. M. et al. Landscape matrix mediates occupancy dynamics of Neotropical
avian insectivores. Ecological Applications, v. 21, n. 5, p. 1837–1850, 2011.
KUPFER, J. A.; MALANSON, G. P.; FRANKLIN, S. B. Not seeing the ocean for the
islands: The mediating influence of matrix-based processes on forest fragmentation
effects. Global Ecology and Biogeography, v. 15, n. 1, p. 8–20, 2006.
LINDENMAYER, D. et al. A checklist for ecological management of landscapes for
conservation. Ecology Letters, v. 11, n. 1, p. 78–91, 2008.
MARTENSEN, A. C. et al. Associations of forest cover, fragment area, and connectivity
with neotropical understory bird species richness and abundance. Conservation Biology,
v. 26, n. 6, p. 1100–1111, 2012.
MARZLUFF, J. M.; BOWMAN, R.; DONNELLY, R. Avian ecology and conservation
in an urbanizing world. 1st. ed. New York: Springer Science + Business Media, 2001.
METZGER, J. P. O que é ecologia de paisagens. Biota Neotropica, v. 1, n. 1, p. 1–9,
2001.
PASCUAL-HORTAL, L.; SAURA, S. Integrating landscape connectivity in broad-scale
forest planning through a new graph-based habitat availability methodology: application
to capercaillie (Tetrao urogallus) in Catalonia (NE Spain). European Journal of Forest
Research, v. 127, n. 1, p. 23–31, 9 jan. 2008.
POWELL, L. L.; CORDEIRO, N. J.; STRATFORD, J. A. Ecology and conservation of
avian insectivores of the rainforest understory: A pantropical perspective. Biological
Conservation, v. 188, p. 1–10, abr. 2015.
RIBEIRO, M. C. et al. The Brazilian Atlantic Forest: How much is left, and how is the
remaining forest distributed? Implications for conservation. Biological Conservation, v.
142, n. 6, p. 1141–1153, 2009.
SCHROEDER, J. et al. Passerine birds breeding under chronic noise experience reduced
fitness. PLoS ONE, v. 7, n. 6, p. 1–8, 2012.
SICK, H. Ornitologia Brasileira. Rio de Janeiro: Nova Fronteira, 1997.
STRATFORD, J. A.; STOUFFER, P. C. Forest fragmentation alters microhabitat
availability for Neotropical terrestrial insectivorous birds. Biological Conservation, v.
188, p. 109–115, ago. 2015.
TEIXEIRA, A. M. G. et al. Modeling landscape dynamics in an Atlantic Rainforest
region: Implications for conservation. Forest Ecology and Management, v. 257, n. 4, p.
13
1219–1230, fev. 2009.
UEZU, A.; BEYER, D. D.; METZGER, J. P. Can agroforest woodlots work as stepping
stones for birds in the Atlantic forest region? Biodiversity and Conservation, v. 17, n.
8, p. 1907–1922, 2008.
UMETSU, F.; METZGER, J. P.; PARDINI, R. Importance of estimating matrix quality
for modeling species distribution in complex tropical landscapes: A test with Atlantic
forest small mammals. Ecography, v. 31, n. 3, p. 359–370, 2008.
URBAN, D.; KEITT, T. Landscape connectivity: A graph-theoretic perspective.
Ecology, v. 82, n. 5, p. 1205–1218, 2001.
14
CAPÍTULO 1 - EFEITOS DA CONFIGURAÇÃO DA PAISAGEM, MUDANÇAS
NO USO DO SOLO E ZONEAMENTO NA CONSERVAÇÃO DE AVES
ENDÊMICAS DE FLORESTAS EM UMA ÁREA URBANIZADA
Resumo
A fragmentação das florestas pela ação antrópica tem como consequência a redução de
habitat disponível, levando ao declínio da biodiversidade e interrompe processos
ecológicos. A urbanização é apontada como umas das principais causas, acarretando em
redução da permeabilidade da matriz, e resultando em danos para espécies especialistas
em habitats florestais, como alguns grupos de aves. Avaliamos a importância de
fragmentos de Mata Atlântica para a manutenção de 10 espécies de aves, com diferentes
níveis de sensibilidade a perturbações antrópicas. Avaliamos também a relação entre os
fragmentos florestais e os níveis de proteção de cada, a partir da presença de Unidades de
Conservação e do Plano Diretor municipal. Nossa hipótese é que a relação entre
disponibilidade de habitat relacionada ao tamanho do fragmento e conectividade entre
eles, influencia a ocorrências das aves. Para responder a isto, foram selecionados 13
fragmentos florestais na região de Ouro Preto (MG) onde por meio de playback verificou-
se a presença/ausência das aves. Modelos mistos generalizados foram criados para análise
da estrutura da paisagem, usando as métricas: ÁREA, CORE, ENN, PROX e dIIC, com
16 de 40 modelos significativos, condizendo com dados sobre a história natural destas
aves. A paisagem da região apresentou grande conectividade entre os fragmentos. As aves
foram encontradas principalmente nos maiores fragmentos, mas fragmentos pequenos
com grande proximidade de outros fragmentos também foram possível detectar a
presença das espécies de aves. Verificamos que 21 % das áreas florestais estão em
Unidade de Conservação, sendo as demais definidas por meio do plano diretor da cidade.
Analisando o zoneamento municipal e a perda de florestas dos últimos 15 anos,
verificamos a necessidade de que novas Unidades de Conservação sejam definidas para
melhoria para a conectividade entre os fragmentos menores e isolados, que se mostraram
de grande importância da manutenção de espécies de aves florestais.
Palavras-chave: Ecologia da paisagem; Manejo; Mata Atlântica; Ouro Preto.
15
Abstract
The forests fragmentation by anthropic action results in the reduction of available habitat,
leading to the decline of biodiversity and the interruption of ecological processes.
Urbanization is indicated as one of the main causes, causing in reduction of the
permeability of the matrix, resulting in damage to species that are specialists in forestry
habitats, such as some groups of birds. We evaluated the importance of fragments of
Atlantic Forest for the maintenance of 10 species of birds, with different levels of
sensitivity to anthropic disturbances. We also evaluated the relationship between the
forest fragments and the levels of protection of each, based on the presence of
Conservation Units and the Municipal Master Plan. Our hypothesis is that the relationship
between habitat availability related to fragment size and connectivity between them
influence the occurrence of birds. To respond to this, 13 forest fragments were selected
in the region of Ouro Preto (MG), where by means of playback the presence / absence of
birds was confirmed. Generalized mixed models were created to analyze the landscape
structure using the metrics: AREA, CORE, ENN, PROX and dIIC, with 16 of 40
significant models, matching data on the natural history of these birds. The landscape
structure of the region presented great connectivity between the fragments. Birds were
found mainly in the largest fragments, but small fragments with great proximity to other
fragments were also able to detect the presence of bird species. We verified that 21% of
the forest areas are in Conservation Unit, the others being defined through the city master
plan. Analyzing the municipal zoning and the loss of forests of the last 15 years, we
verified the need for new Conservation Units to be defined for improvement for the
connectivity between the smaller and isolated fragments that were shown to be of great
importance for the maintenance of forest birds.
Keywords: Landscape Ecology; management, Atlantic forest, Ouro Preto.
16
Introdução
A fragmentação das florestas pela ação antrópica leva a perda de habitat e é uma
das principais causas do declínio da biodiversidade e interrupção de processos ecológicos
(FAHRIG, 2003). Dentre as causas da fragmentação está a urbanização (BENCKE et al.,
2006), sendo que a matriz urbana possui baixa permeabilidade ao deslocamento da maior
parte das aves, causando o isolamento das populações (BARTH; IAN FITZGIBBON;
STUART WILSON, 2015; TREMBLAY; ST. CLAIR, 2011).
Essa baixa permeabilidade da matriz aumenta ainda mais os efeitos da
fragmentação, como isolamento das populações, sobre os diversos grupos animais, com
consequências mais severas nas espécies dependentes de florestas com a diminuição da
área e conectividade (CROOKS; SUAREZ; BOLGER, 2004; HANSEN et al., 2005). As
aves têm sido amplamente utilizadas como indicadores dos impactos da fragmentação e
da urbanização (PIRATELLI et al., 2008) e alguns trabalhos têm relacionado os efeitos
negativos do crescimento urbano sobre a avifauna (MARZLUFF; BOWMAN;
DONNELLY, 2001; VILLEGAS; GARITANO-ZAVALA, 2010).
Algumas espécies de aves, como as insetívoras de sub-bosque, têm sido
apresentadas como ideais para compor modelos de sensibilidade a distúrbios, perda de
habitat e outras formas de impactos antrópicos (ANJOS et al., 2015; POWELL;
CORDEIRO; STRATFORD, 2015). Em geral os insetívoros de sub-bosque são muito
sensíveis à fragmentação florestal (BREGMAN; SEKERCIOGLU; TOBIAS, 2014),
devido à baixa tolerância a matriz circundante e a redução da área total de hábitat
disponível, bem como aumento do efeito de borda que acarreta em alterações no
microclima dos fragmentos (LAURANCE et al., 2002). Desta forma afeta a riqueza destas
espécies, assim como para diversas grupos de aves encontradas em florestas tropicais
(BELMAKER; SEKERCIOGLU; JETZ, 2012; LI YONG et al., 2011).
A presença de áreas florestais em ambientes urbanizados tem sido relatada como
importante para a manutenção de biodiversidade como um todo, incluindo o grupo das
aves (SAVARD; CLERGEAU; MENNECHEZ, 2000). Parques e demais áreas verdes
urbanas, como praças e vegetação de rua, proporcionam a manutenção de espécies de
aves em ambientes urbanos, principalmente com a presença de vegetação arbórea, que
permite o deslocamento destas espécies entre fragmentos de florestas por meio da matriz
urbana (BARTH; IAN FITZGIBBON; STUART WILSON, 2015; MYCZKO et al.,
2014; SHIMAZAKI et al., 2016).
17
Considerando a importância dos fragmentos florestais em uma matriz urbana para
a manutenção de comunidades de aves, o objetivo foi avaliar a estrutura da paisagem na
ocorrência de algumas espécies de aves florestais de Mata Atlântica com diferentes níveis
de sensibilidade a alterações antrópicas em uma paisagem urbana. Avaliou-se também a
relação entre a presença de fragmentos florestais e o nível de proteção a partir do Plano
Diretor municipal. Nossa hipótese é que a relação entre disponibilidade de habitat
relacionada ao tamanho dos fragmentos e conectividade entre eles afeta a ocorrência de
algumas espécies de aves florestais de Mata Atlântica. Espera-se que fragmentos
florestais maiores e mais conectados, assim como menores e mais conectados tenham
relação positiva a ocorrência destas aves.
Métodos
Área de estudo
O estudo foi realizado no município de Ouro Preto (Figura 1), Minas Gerais
(20°23'28"S, 43°30'20"W), região inserida no bioma Mata Atlântica. A área de estudo
apresenta áreas bem preservadas com diversas unidades de conservação: Parque Estadual
do Itacolomi, Estação Ecológica do Tripuí e Área de Proteção das Andorinhas (SILVA et
al., 2015) com elevações superiores a 1000 m acima do nível do mar (IBGE, 2014). O
clima é o tropical de altitude caracterizado por verões temperados e chuvosos e invernos
secos (ALVARES et al., 2013).
A região de Ouro Preto se caracteriza por fragmentos de Floresta Estacional
Semidecidual em diferentes graus de preservação, cujo tamanho varia de 0,1 a mais de
4.000 ha, sendo que a maioria apresenta um tamanho médio de aproximadamente 10 ha
(FERREIRA et al., 2013), circundados por um mosaico de áreas antropizadas (área
urbana, eucaliptais, vegetação campestre e afloramentos rochosos), bem como áreas
naturais (campos rupestres e afloramentos rochosos). Para este estudo foram selecionados
13 fragmentos florestais (Figura 1), onde foram possíveis a obtenção de licença para
realização deste trabalho sendo seis deles dentro de Unidades de Conservação (UC) e os
demais espalhados na paisagem (Tabela 1). Para a seleção das áreas levou-se em
consideração a ocorrência de floresta natural, áreas previamente definidas como florestas
estacionais semidecidual (ver S.O.S. MATA ATLÂNTICA, 2008).
18
Figura 1. Mapa da área de estudo com a distribuição dos pontos de amostragem (em roxo) nos fragmentos
florestais de Mata Atlântica na cidade de Ouro Preto-MG-Brasil (2016), para verificar a ocorrência de
algumas aves florestais. Mapa desenvolvido a partir de imagem Rapideye (2011) para classificação do uso
do solo.
Tabela 1. Unidades de amostragem separadas pelos fragmentos que foram utilizados para a amostragem na
ocorrência de aves florestais em Ouro Preto (MG) - 2016. A área foi determinada para área total do
fragmento dentro da área de estudo (buffer de 5 km). Altitude é dada em metros acima do nível do mar e
as coordenadas em UTM (Zona 23).
Unidades de Amostragem Área (ha) Tipo Altitude Coordenadas
1. Estação Ecológica do Tripuí (EET) 295,30 UPI 1233 652038.00 m E / 7745500.00 m S
2. Parque Estadual do Itacolomi (PEIT) 5995,52 UPI 1348 655844.80 m E / 7740589.13 m S
3. Parque Natural Municipal das Andorinhas (Andorinhas I) 18,17 UPI 1419 656270.00 m E / 7747330.00 m S
4. Parque Natural Municipal das Andorinhas (Andorinhas II) 12,12 UPI 1364 656578.00 m E / 7746577.00 m S
5. Parque Natural Municipal Horto dos Contos (Horto dos
Contos)
5,58 UPI 1137 655901.00 m E / 7745450.00 m S
6. Fazenda da Brígida (Brígida) 139,04 Outros* 1363 655372.00 m E / 7747552.00 m S
7. Cadeia 31,48 - 1178 653636.00 m E / 7745597.00 m S
8. Campo 12,12 - 1376 655785.27 m E / 7746457.38 m S
9. Padre Faria 13,32 - 1058 658202.00 m E / 7744862.00 m S
10. Passa Dez (Jardim Botânico) 10,09 ** 1156 654052.00 m E / 7746209.00 m S
11. Sede Campestre 4,27 - 1062 656807.00 m E / 7743918.00 m S
12. Trevo 11,93 - 1242 652812.00 m E / 7746029.00 m S
13. Vermelhão 11,02 - 1184 653007.00 m E / 7742820.00 m S
Unidades de Proteção Integral (UPI). * Área sem classificação de UC – pertencente a UFOP. ** Área em estudo para se tornar uma UC
municipal.
19
Classificação da paisagem
Para a classificação e confecção do mapa de uso do solo foi realizado o processo
de classificação supervisionada de imagem Rapideye com resolução de cinco metros
(obtidas em MMA, 2011), utilizando o software ArcGis 10.4, extensão Spatial Analyst.
Para classificação e validação foram selecionados 822 pontos marcadas por um GPS e as
bandas do satélite foram definidas por estudos desenvolvidos anteriormente na região
(FARIA; FERNANDES_FILHO, 2013). Um buffer de 5 km ao redor de cada ponto nas
áreas de amostragem (21 pontos) foi utilizado para a delimitação da área de estudo
totalizando 21.000 ha. Esse valor foi definido a partir dos valores de deslocamento
máximo realizados pelas espécies de aves selecionadas (ver Marini, 2010). As classes
foram escolhidas a partir da altura do estrato vegetal e interferência antrópicas (Tabela
2). A classificação determinou a seguinte distribuição para cada classe: florestas
(45,68%), campo rupestre (24,63%), vegetação arbustiva (24,59%), área urbana (4,74%),
água (0,21%) e barragem de rejeitos (0,15%). O mapa pode ser visto no Anexo C.
Tabela 2. Definição das classes utilizadas para a classificação do uso do solo, ver ANEXO C, e que tipo de
uso do solo foi incluído em cada classe. A classificação foi construída com base em uma imagem de satélite
Rapideye, ano 2011, obtida no Ministério do Meio Ambiente.
Classes Características
Florestas Vegetação com estrutura arbórea, incluindo áreas naturais em regeneração e antigos eucaliptais.
Área Urbana Áreas edificadas, pavimentas e degradadas com solo exposto, incluindo mineração.
Vegetação Arbustiva Vegetação arbustiva, incluindo pastos e áreas com plantios de candeias.
Campos Rupestres Afloramentos rochosos e pouco vegetados.
Água Lagoas e rios.
Barragem de Rejeitos Locais destinados a receber rejeitos de mineração.
Escolha das espécies e amostragem em campo
Foram selecionadas 10 espécies de aves com registro de ocorrência na região de
Ouro Preto (RIBON et al., 2006) e com diferentes níveis de sensibilidade às perturbações
antrópicas (STOTZ et al., 1996) (Tabela 3). Todas as espécies apresentam hábitos
florestais e são endêmicas da Mata Atlântica (BROOKS; TOBIAS; BALMFORD, 1999;
MOREIRA-LIMA, 2014). Quanto à alimentação, todas são insetívoras, com exceção do
20
frugívoro Chiroxiphia caudata (LIMA et al., 2010; SICK, 1997). A escolhas das espécies
ainda levou em consideração que algumas destas aves foram anteriormente utilizadas em
estudos que avaliaram a sensibilidade a fragmentação, capacidade de dispersão e
territorialidade (ANJOS et al., 2015; AWADE; METZGER, 2008; BOSCOLO;
METZGER, 2009; GOULART et al., 2015; HANSBAUER et al., 2010a; MARINI, 2010;
MATHIAS; DUCA, 2016; RIBON; MARINI, 2016; UEZU; METZGER, 2011). Para
detalhes verificar ANEXO A.
Tabela 3. Aves endêmicas de Mata Atlântica escolhidas na região de Ouro Preto, indicando nomes
populares, família, o nível de sensibilidade a perturbações antrópicas (NS) de acordo com Stotz (1996), a
capacidade média de dispersão em áreas abertas, em metros, e o tamanho territorial médio estimado, em
hectares.
Espécie Nome popular Família NS Dispersão Território Sclerurus scansor (Ménétriès, 1835) vira-folha Scleruridae Alta 150 -
Xiphorhynchus fuscus (Vieillot, 1818) arapaçu-rajado Dendrocolaptidae Alta 100 3,3
Myiothlypis leucoblephara (Vieillot, 1817) pula-pula assobiador Parulidae Média - -
Formicivora serrana Hellmayr, 1929 formigueiro-da-serra Thamnophilidae Média - 1,0
Automolus leucophthalmus (Wied, 1821) barranqueiro-de-olho-
branco
Furnariidae Média 150 5,4
Pyriglena leucoptera (Vieillot, 1818) papa-taoca-do-sul Thamnophilidae Média - 1,4
Drymophila ochropyga (Hellmayr, 1906) * choquinha-de-dorso-
vermelho
Thamnophilidae Média - 0,83
Mackenziaena leachii (Such, 1825) borralhara-assobiadora Thamnophilidae Média - -
Chiroxiphia caudata (Shaw & Nodder, 1793) tangará Pipridae Baixa 150 -
Thamnophilus caerulescens Vieillot, 1816 choca-da-mata Thamnophilidae Baixa 80 1,3
*Espécie na lista vermelha da International Union for Conservation of Nature - IUCN (BIRD LIFE INTERNATIONAL, 2016) na categoria
de quase ameaçada.
Os estudos de campo foram realizados entre janeiro e abril de 2016, entre 6:00h
as 10:00h da manhã. A presença das aves foi verificada utilizando a técnica de playback,
com vocalizações obtidas dos seguintes bancos de dados: Macaulay Library
(http://macaulaylibrary.org/ 94922, 174727, 113395, 112729 e 192252), Xeno-canto
(http://www.xeno-canto.org/ XC285522, XC80160 e XC77916) e WikiAves
(http://www.wikiaves.com.br/ 22065 e 22031). Para a escolha dos arquivos foi
considerado a localização geográficas e a existência de subespécies, priorizando
vocalizações gravadas mais próximas a região de Ouro Preto. As vocalizações foram
reproduzidas por 30 segundos, alternando-as com 30 segundos de silêncio, até completar
cinco minutos, por espécie (adaptado de Boscolo et al. 2006). A sequência das
vocalizações foi sorteada previamente. Esse método foi testado no período entre outubro
e dezembro de 2015 verificar sua viabilidade. Para detecção da espécie foram utilizados
câmeras e binóculos, além de gravações das vocalizações, para posterior conferência. Ao
21
reproduzir o playback era anotado quantos indivíduos respondiam e/ou aproximavam, e
quando possível o sexo.
Em cada fragmento escolhido foi definido a quantidade de pontos de amostragem,
sendo considerado a área total e a disponibilidade de acesso as mesmas, como a existência
de trilhas ou cursos d´água que permitiriam melhor deslocamento pelos fragmentos. Em
áreas de maior tamanho (Itacolomi, Tripuí e Brígida) foram definidos três pontos de
amostragens, nas áreas Cadeia e Vermelhão dois pontos, e nas demais um ponto de
amostragem. Os pontos foram escolhidos previamente a partir de imagens de satélite com
uma distância ideal de 200 m entre si e de 100 m em relação a borda do fragmento. Todos
as áreas foram amostradas três vezes, com intervalos de 30 dias entre uma visita e outra.
Não foram realizadas amostragens em dias chuvosos para evitar interferência da chuva
na presença das aves.
Análises
Para determinar a acurácia da classificação do uso do solo, ou seja, o quanto cada
classe pode ser separada das demais reduzindo a variabilidade no seu interior foi realizada
uma análise discriminante (IMANI; GHASSEMIAN, 2015). Para responder as questões
estabelecidas para este estudo foi considerado apenas a classe floresta.
O Índice Integral de Conectividade (IIC) foi utilizado para analisar a
conectividade entre os fragmentos florestais dentro do buffer da área de estudo, calculado
pelo software Conefor v.2.6 (SAURA; TORNÉ, 2012). O cálculo do IIC é dado por:
𝐼𝐼𝐶 = ∑ 𝑖=1
𝑛 ∑ 𝑗=1𝑛 𝑎𝑖.𝑎𝑗
1+𝑛𝑙𝑖𝑗
𝐴𝐿2
Em que ai representa a variável que descreve cada fragmento florestal (ou nodo) e nlij o
número de ligações existentes entre os fragmentos mais próximos, entre nodos i e j.
Para o cálculo do IIC foi determinado o valor de 600 m, este valor foi escolhido
por ser considerado um valor de deslocamento médio para as espécies de aves florestais
escolhidas (MARINI, 2010). O IIC é representado pelo delta IIC (dIIC) que estabelece a
porcentagem da importância individual de cada fragmento na paisagem e o quanto cada
um contribui para a conectividade funcional (PASCUAL-HORTAL; SAURA, 2008)
permitindo avaliar respostas biológicas das espécies em relação a paisagem
(BAGUETTE; VAN DYCK, 2007). O dIIC é dado por:
(1)
22
𝑑𝐼𝐼𝐶 = 100𝐼𝐼𝐶 − 𝐼𝐼𝐶′
𝐼𝐼𝐶
Onde IIC e IIC’ correspondem respectivamente aos valores de IIC antes e depois da
retirada do fragmento florestal (nodo).
A classificação dos resultados do dIIC foi realizada utilizando o método Natural
Break no ArcGis v.10.4, resultando em cinco classes para que assim houvesse o máximo
de diferença entre as classes (BAZ; GEYMEN; ER, 2009). O mapa gerado foi então
sobreposto ao mapa do Plano Diretor da cidade de Ouro Preto, para verificar, de acordo
com o zoneamento proposto pelo plano quais as decisões governamentais para os
fragmentos florestais, dentro da área estudada, se proteção ou uso antrópico.
A avaliação da estrutura da paisagem foi feita a partir do software FRAGSTATS
v.4 (MCGARIGAL; CUSHMAN; ENE, 2012), com o uso de cinco métricas (incluindo o
dIIC) relacionadas às manchas de fragmentos dentro do buffer de 5 km estabelecido. Para
analisar a influência de cada métrica na ocorrência de cada espécie de ave foram criados
modelos lineares generalizados (GLM - Generalized linear model), com distribuição
binomial. Para os modelos foram usadas como variáveis explicativas: ÁREA - que
corresponde ao tamanho total de cada fragmento; ENN - distância euclidiana do
fragmento vizinho mais próximo de borda a borda; e PROX - Índice de proximidade que
é determinado pela soma das áreas dos fragmentos de mesma classe (floresta) divididos
pela distância euclidiana borda a borda, num raio determinado de 2.000 m. O PROX é
dado por:
𝑃𝑅𝑂𝑋 = ∑𝑎𝑖𝑗𝑠
ℎ𝑖𝑗𝑠
n
s=0
Sendo que a represente a área (m2) da mancha de vegetação ijs num raio (em metros)
especifico de acordo com os fragmentos vizinhos a mancha ij e hijs a distância (m) entre
as manchas de vegetação florestal ijs e o fragmento alvo ijs, de acordo com a distância
entre bordas e centroide.
Para os modelos criados as variáveis dependentes foram a presença ou ausência
aparente das aves em cada fragmento. No total foram gerados 40 modelos. Para os
modelos em que houve significância extraiu-se os valores de AIC (Akaike's information
criterion), este tem a função de indicar qual modelo melhor explica a ocorrência das
espécies de aves investigadas (SYMONDS; MOUSSALLI, 2011). Para cada resultado
(2)
(3)
23
significativo também foi gerado um modelo de regressão logística para determinar a
probabilidade da ocorrência das espécies, em relação aos valores dos índices da paisagem.
Os dados de AREA, dIIC e PROX foram logaritmizados para melhor representação
gráfica.
Para complementar o estudo da paisagem foram utilizados dados referentes a
alteração na cobertura do solo, em relação às perdas e ganhos de florestas na região do
período que compreende 2000 a 2014 (HANSEN et al., 2013). Assim foi possível indicar,
numa visão geral, quais áreas passaram por maiores alterações em relação à cobertura
florestal associando as mudanças determinadas pelo Plano Diretor da cidade de Ouro
Preto
Resultados
Amostragem das Espécies
O esforço amostral foi de 78h. Das dez espécies investigadas, apenas
Thamnophilus caerulescens foi encontrada em todos os fragmentos. Myiothlypis
leucoblephara, Chiroxiphia caudata e Pyriglena leucoptera foram avistadas em 12, 11 e
10 fragmentos respectivamente. Xiphorhynchus fuscus foi encontrado em sete áreas e as
demais espécies (quatro) em cinco áreas, com exceção de Automolus leucophthalmus, que
foi registrada em apenas quatro fragmentos.
Em três fragmentos foram encontradas as dez espécies: Itacolomi, Tripuí e
Vermelhão. Na Fazenda da Brígida, apenas a espécie Automolus leucophthalmus não foi
avistada. Nas demais áreas, o número de espécies variou de quatro a seis, exceto para o
Horto dos Contos, com duas espécies apenas (Thamnophilus caerulescens e Myiothlypis
leucoblephara) (Tabela 4).
Conectividade dos fragmentos na paisagem urbana
A acurácia acumulada das classes definidas pelo mapa de uso do solo foi de 80%,
com acurácia individual para a classe floresta, objeto deste estudo, de 83%. O que o
resultado do IIC apontou 4016 nodos indicados como florestais indicando seus valores de
importância por meio do dIIC (Figura 2). Em relação aos fragmentos amostrados, a área
onde se localiza a Fazenda da Brígida é mais conectada concentrando cerca de 43% das
florestas de toda a área de estudo; seguido pelos fragmentos que estão inseridos o
Itacolomi (28%) e o Tripuí (5%). Já as áreas florestais mais localizadas no centro da área
24
de estudo apresentam menores valores de importância para a conectividade como um
todo.
Tabela 4. Ocorrência das espécies de aves florestais endêmicas de Mata Atlântica na região de Ouro Preto
(MG) separadas entre 13 fragmentos amostrados.
Fragmento S.
scansor
X.
fuscus
M.
leucoblephara
F.
serrana
A.
leucophthalmus
P.
leucoptera
C.
caudata
T.
caerulescens
D.
ochropyga
M.
leachii
Andorinhas I * * * * *
Andorinhas II * * * *
Cadeia * * * * * *
Campo * * * *
EE Tripuí * * * * * * * * * *
Fazenda da Brígida * * * * * * * * *
Horto dos Contos * *
Padre Faria * * * *
Passa Dez * * * *
Itacolomi * * * * * * * * * *
Sede Campestre * * * * *
Trevo * * * *
Vermelhão * * * * * * * * * *
A partir da classificação do uso do solo foi possível por sobreposição ao Plano
Diretor municipal verificar que 2152 ha da área de estudo estão classificados como Zona
de Proteção Ambiental que reúne áreas que devem ser preservadas ou recuperadas de
acordo com seu valor ambiental, sendo que 456,35 ha (21%) são compostos por cobertura
vegetal florestal. E para as áreas que serão destinadas para a expansão urbana, um total
de 1327 ha, cerca de 672 ha são de florestas (51%) (Figura 2).
A classe floresta está presente na paisagem, definida pelo buffer de 5 km, em um
total de 9482,88 ha, sendo que pouco mais de 21% se encontra em Unidades de Proteção
Integral, com maiores valores no Itacolomi (15,23%) e EE do Tripuí (2,2%). Na Área de
Proteção Ambiental (APA) Cachoeira das Andorinhas há 35,66% de florestas inseridas.
Estrutura da Paisagem
Dos 40 modelos calculados para análise da paisagem, 16 apresentaram valores
significativos, valor de p<0,05 (Tabela 5). Apenas seis espécies de aves apresentaram
ocorrência relacionada com o tamanho da área e o quanto está conectada na paisagem: S.
scansor, X. fuscus, F. serrana, P. leucoptera, D. ochropyga e M. leachii. Para F. serrana
ocorreu também relação para proximidade entre os fragmentos.
25
Figura 2. A - Mapa da
classificação baseado nos
valores de delta do índice
integral de conectividade
(dIIC). A classificação
definiu as classes muito alto
(69.99 a 35.38%), alto
(35.38 a 7.78%), médio
(7.78 a 2.22%), baixo (2.22
a 0.47%) e muito baixo
(0.47 a 0%) para os
fragmentos florestais de
Mata Atlântica da região de
Ouro Preto (MG) (2016).
Indicando ainda quais as
áreas das unidades de
conservação. B –
Zoneamento urbano da
cidade de Ouro Preto
definido a partir do Plano
Diretor, indicando áreas de
proteção ambiental, áreas de
futuro crescimento urbano,
o centro histórico e os
fragmentos florestais de
Mata Atlântica. A área de
estudo foi limitada a partir
de um buffer de 5 km ao
redor dos pontos de
amostragem de aves
florestais.
.
26
Tabela 5. Resultados significativos da análise de modelos lineares generalizados (GLM), relacionando cada
espécie aos índices da paisagem (área, dIIC e PROX) para fragmentos florestais da região de Ouro Preto
(MG) (2016), incluído o valor do AIC de cada modelo e seu coeficiente (Coef.).
Na paisagem estuda existem muitos fragmentos com alto índice de proximidade,
com grandes áreas, acima de 1000 ha, e com baixo grau de isolamento (Figura 3). Esses
fragmentos estão concentrados principalmente nas regiões dos pontos Fazenda da Brígida
e Parque Estadual do Itacolomi.
A partir da regressão logística (Figuras. 4-6) verifica-se que em todos os casos
ocorreu relação positiva entre a presença das espécies e o índice usado, sendo considerado
apenas os significativos. Para a área a probabilidade de ocorrência das espécies: S.
scansor a partir de 2000 ha, X fuscus acima de 500 ha, F. serrana acima de 400 ha, P.
leucoptera acima de 10 ha, D. ochropyga acima de 4.000 ha e M. leachii acima de 500
ha. Em relação ao dIIC, a probabilidade de ocorrência aumenta para S. scansor, X. fuscus,
F. serrana, D. ochropyga e M. leachii quando o índice é superior a 70%, e em P.
leucoptera superior a 10%. A espécie F. serrana tem maior probabilidade de ser
encontrada quando o índice de proximidade é superior a 650.
Quanto aos dados de alterações na cobertura florestal, entre os anos de 2000 e
2014 (Figura 7) na região de estudo houve maior perda do que ganho de florestas, perdido
167,88 ha e ganho de 70,10 ha. Ainda, há uma região concentrou grande parte das perdas
e também dos ganhos (destacado na Figura 7) numa área que está fora de qualquer
Unidade de Conservação. Como ampliado na (Figura 7), a área destacada concentrou
grande parte das alterações quanto a mudança na cobertura florestal, dentro da área de
estudo, região limítrofe entre o distrito sede de Ouro Preto e o distrito de Lavras Novas.
Variáveis da Paisagem Espécie de ave Modelo Valor p AIC Coef.
AREA
Sclerurus scansor Sclerurus scansor ~ AREA 0,0074 14,16 0,01
Xiphorhynchus fuscus Xiphorhynchus fuscus ~ AREA 0,0270 17,05 0,06
Formicivora serrana Formicivora serrana ~ AREA 0,0064 13,88 0,04
Pyriglena leucoptera Pyriglena leucoptera ~ AREA 0,0002 4,00 43,54
Drymophila ochropyga Drymophila ochropyga ~ AREA 0,0080 14,29 0,01
Mackenziaena leachii Mackenziaena leachii ~ AREA 0,0071 14,08 0,01
dIIC
Sclerurus scansor Sclerurus scansor ~ dIIC 0,0069 14,01 1,07
Xiphorhynchus fuscus Xiphorhynchus fuscus ~ dIIC 0,0259 16,98 4,60
Formicivora serrana Formicivora serrana ~ dIIC 0,0041 13,10 8,03
Pyriglena leucoptera Pyriglena leucoptera ~ dIIC 0,0073 10,86 25,62
Drymophila ochropyga Drymophila ochropyga ~ dIIC 0,0078 14,25 0,69
Mackenziaena leachii Mackenziaena leachii ~ dIIC 0,0072 14,10 0,83
PROX
Formicivora serrana Formicivora serrana ~ PROX 0,0171 15,63 0,00
27
Figura 3. Métricas da
paisagem utilizadas
para avaliar a estrutura
dos fragmentos de
Mata Atlântica da
região de Ouro Preto
(MG) - 2016. Sendo: A
- ÁREA dada em
hectares; B - o ENN a
distância do vizinho
mais próximo de
mesma classe borda a
borda e, C - PROX o
índice de proximidade
(com distância de
dispersão de 100 m).
Pontos indicam
localização dos
fragmentos amostrados
para verificação da
ocorrência de algumas
espécies de aves
florestais selecionadas.
A B
C
28
Figura 4. Regressão logística em relação a Área (os valores foram logaritmizados) dos fragmentos de mata
e a presença/ausência das espécies de aves nos fragmentos florestais de Mata Atlântica da região de Ouro
Preto (MG), 2016.
29
Figura 5. Regressão logística em relação ao índice integral de conectividade (dIIC - com valores
logaritmizados) dos fragmentos de mata e a presença/ausência das espécies de aves nos fragmentos
florestais de Mata Atlântica da região de Ouro Preto (MG), 2016.
30
Figura 7. Mapa com a distribuição de perda e ganhos de florestas no período de 2000 a 2014 para a região de Ouro
Preto (MG). Com destaque para o limite entre o distrito sede de Ouro Preto e o distrito de Lavras Novas.
Figura 6. Regressão logística em
relação ao índice integral de
proximidade PROX (com
valores logaritmizados) dos
fragmentos de mata e a
presença/ausência da espécie
Formicivora serrana nos
fragmentos florestais de Mata
Atlântica da região de Ouro
Preto (MG), 2016.
31
Discussão
A manutenção dos fragmentos de Mata Atlântica na área urbana de Ouro Preto
garante a conservação das espécies de aves florestais investigadas neste estudo,
principalmente para aquelas em que a ocorrência foi influenciada pela estrutura da
paisagem: S. scansor, X. fuscus, F. serrana, P. leucoptera, D. ochropyga e M. leachii. A
preservação de fragmentos que sejam compostos por vegetação florestal, mesmo em meio
a matriz urbana, permitem que espécies de aves permaneçam nesses locais, ou os utilizem
como conectores entres os fragmentos (BOSCOLO et al., 2008; GALINA; GIMENES,
2006; GILLIES; ST. CLAIR, 2010). O que resulta em uma relação positiva entre a
existência destes fragmentos e a riqueza de aves (FONTANA; BURGER;
MAGNUSSON, 2011) em diversos níveis de urbanização (BARTH; IAN FITZGIBBON;
STUART WILSON, 2015; REIS; LÓPEZ-IBORRA; PINHEIRO, 2012). A ocorência
destas espécies também pode estar condicionada ao atrazo de resposta aos efeitos da
fragmentação, devido ao terrritorialismo expressado por diversas espécies insetívoras
florestais (UEZU; METZGER, 2016).
As características da paisagem urbana podem favorecer a ocorrência de espécies
de aves, principalmente as mais exigentes quanto aos requerimentos de habitat, como
aves insetívoras florestais (KENNEDY et al., 2011) o que é favorecido pela área utilizada
neste estudo apresentar uma grande concentração de florestas, definidas a partir da
classificação de uso do solo. A conectividade foi uma variável importante para a
ocorrência de seis das dez espécies estudadas: S. scansor, X. fuscus, F. serrana, P.
leucoptera, D. ochropyga e M. leachii, especialmente se as distâncias entre os fragmentos
forem curtas, menores que 50 m, e no geral, com um baixo nível de isolamento, valores
do índice de proximidade altos, como na região de Ouro Preto (Figura 3).
A alta proximidade dos fragmentos florestais leva a um maior fluxo entre as
subpopulações das espécies possibilitando a manutenção da dinâmica da meta-população
em longo prazo (HANSKI, 1998). A relevância da alta conectividade pode ser corrobora
com outros estudos que avaliam o movimento de espécies de aves florestais de Mata
Atlântica, indicando baixo deslocamento por áreas abertas (MARINI, 2010).
Considerando que tais espécies possuem preferência por fragmentos com vegetação
florestal contínua, concentrando seu deslocamento em áreas com as mesmas
características (NEUSCHULZ; BROWN; FARWIG, 2013). Embora possam,
ocasionalmente, fazer uso de fragmentos menores que permitam a ligação com outros
(KENNEDY et al., 2011) a falta de conectividade afeta as espécies de sub-bosque devido
32
ao reduzido deslocamento na matriz (MARTENSEN; PIMENTEL; METZGER, 2008) e
é vista como um dos motivos para o declínio deste grupo na região neotropical (VISCO
et al., 2015).
O tamanho do fragmento também foi determinante para seis espécies, quanto
maior o fragmento maior a ocorrência das espécies florestais e de sub-bosque investigadas
(ITACOLOMI e Tripuí). A área é apontada como uma característica importante para
riqueza e abundância de aves no caso de áreas urbanas (CROOKS; SUAREZ; BOLGER,
2004), áreas maiores permitem um maior número de espécies, incluindo as insetívoras
florestais que tem redução com a diminuição da área (BREGMAN; SEKERCIOGLU;
TOBIAS, 2014; MORANTE-FILHO et al., 2015). Áreas menores estão sujeitas a um
maior efeito de borda, que regula a composição de aves e também influencia no
deslocamento das espécies (BANKS-LEITE; EWERS; METZGER, 2010;
HANSBAUER et al., 2008a).
A proximidade entres os fragmentos influenciou a ocorrência da espécie F.
serrana, indicando que o aumento da proximidade entre áreas florestais possibilita maior
ocorrência dessa espécie. Sendo que estudos específicos sobre deslocamento desta
espécie são necessários para confirmação do quando a proximidade entre fragmentos
interfere diretamente em sua ocorrência. No entanto a atual estrutura da paisagem da
região de Ouro Preto é importante para esta confirmação, considerando que o valores do
índice de proximidade foram em sua maioria superiores a 500 (Figura 3) e em comparação
com outros estudo em florestas semidecíduas, estes valores foram próximos a 200
(LOPES et al., 2016).
Os valores do índice integral de conectividade indicam qual a importância de cada
fragmento na manutenção da conectividade da paisagem e se mostrou importante para
determinar quais fragmentos urbanos necessitam ser conservados para a manutenção das
populações de aves florestais. A região norte apresenta fragmentos representando
aproximadamente 70% da importância para a conectividade desta paisagem, além de
conter 43% de todas as áreas florestadas. Essa região está inserida dentro de uma UC de
uso sustentável, conta com um Zoneamento Ecológico Econômico (IEF/UFV, 2006) que
determina quais áreas devem ser prioritárias para a conservação da biodiversidade. Outra
área que foi classificada com alta importância também contempla uma UC, o Parque
Estadual do Itacolomi e sua Zona de Amortecimento com 35% de importância. Na zona
de amortecimento existem fragmentos que se conectam com outros através do Itacolomi
(SILVA et al., 2015), no entanto esses fragmentos não estão sob nenhuma proteção legal,
33
ao contrário, serão destinados a expansão urbana (OURO PRETO, 2006). Com o processo
de ampliação de áreas urbanas, aumenta-se a possibilidade de degradação ao redor dos
fragmentos existentes com a perda de habitat e aumento do efeito da fragmentação
(CHACE; WALSH, 2006), como consequência, tende-se a favorecer maior riqueza de
espécies onívoras em detrimentos de outras guildas mais especializadas como as de
insetívoros (ALLEN; O’CONNOR, 2000). As áreas citadas, florestas presentes na zona
de amortecimento do Itacolomi, coincidem com as áreas com maior perda florestal entre
os anos de 2000 a 2014 (HANSEN et al., 2013), indicando que os órgãos competentes
precisam rever e reestruturar o plano de expansão da cidade. Um dos possíveis motivos
para esta ser uma área com grandes alterações na concentração florestal seria o
desenvolvimento urbano do distrito de Lavras Novas nas últimas décadas (VARAJÃO;
DINIZ, 2014).
Alguns fragmentos estão isolados na paisagem e contribuíram pouco para a
conectividade. No entanto, eles abrigam todas as espécies estudadas, mesmo em uma área
considerada pequena para abrigar grupos mais sensíveis, como os insetívoros de sub-
bosque (BREGMAN; SEKERCIOGLU; TOBIAS, 2014) representados neste estudo. Um
exemplo é a espécie S. scansor, que é descrito como sensível a matriz, dependente de
interior florestal e considerado um bom indicador dos efeitos da fragmentação
(HANSBAUER et al., 2010a, 2010b; PIRATELLI et al., 2008), esteve presente em
fragmentos pequenos com 10 ha (Passa Dez e Vermelhão). Considerando que podem
atravessar áreas abertas superiores a 150 m (MARINI, 2010), é possível que, pela
proximidade entre os fragmentos, esta espécie esteja deslocando-se pela paisagem. Estas
conclusões podem ser igualmente aplicadas a espécies A. leucophthalmus, devido a sua
baixa ocorrência e características semelhantes ao S. scansor quanto ao deslocamento
(MARINI, 2010).
As espécies F. serrana, M. leachii e D. ochropyga também foram aves pouco
frequentes ocorrendo em quatro ou cinco fragmentos. As duas primeiras possuem poucos
dados descritos sobre seu deslocamento pelo ambiente ou quanto a área de vida, sendo
que os estudos são mais focados em área de ocorrência (FILHO; DO AMARAL; FIRME,
2011; PACHECO et al., 2008). Drymophila ochropyga é descrita como uma espécie
abundante em florestas ombrófilas e com território inferior a 1 ha (MATHIAS; DUCA,
2016), o que diferiu do que foi encontrado na região de Ouro Preto. As três espécies foram
encontradas principalmente em área maiores que 300 ha e altamente conectadas, embora
34
o padrão aqui encontrado necessite que sejam realizados estudos específicos para que seja
confirmado.
Dentre as espécies analisadas, P. leucoptera apresentou uma resposta
intermediária à fragmentação. Apesar de SICK (1997) descrever a espécie como
ocorrendo apenas em fragmentos florestais maiores que 300 ha, foi verificada a
ocorrência desta espécie em fragmentos com tamanhos inferiores a 15 ha. UEZU et al.
(2005) sugere que o tamanho dos fragmentos não exerce influência sobre a ocorrência da
espécie, desde que exista alta conectividade entre os fragmentos, exatamente o observado
para a região de Ouro Preto, o que explicaria o porquê de ela ser encontrada em tantas
áreas. O fato da espécie ser frequentemente encontrada em Ouro Preto indica,
provavelmente, um baixo grau de isolamento dos fragmentos florestais para P.
leucoptera.
Outra espécie que apresentou uma resposta intermediária à fragmentação foi X.
fuscus, descrita como altamente sensível a distúrbios (STOTZ et al., 1996). Ela ocorreu
também em fragmentos de diversos tamanhos, a partir de 5 ha, e conectividades,
diferentes importâncias pela classificação do dIIC. Xiphorhynchus fuscus consegue
deslocar-se na matriz com o auxílio de árvores isoladas com 100 m de distância da borda
dos fragmentos, que funcionaram como poleiros (BOSCOLO et al., 2008), o que poderia
explicar a larga ocorrência na área de estudo.
Algumas espécies tiveram, diferentemente do descrito por STOTZ et al., (1996)
quanto ao grau de sensibilidade a perturbações antrópicas, grande número de registros,
como M. leucoblephara que só não foi mais comum que T. caerulescens. A primeira, já
descrita com baixa sensibilidade à fragmentação na literatura (UEZU; METZGER;
VIELLIARD, 2005), foi bastante ocorrente na região. Já a segunda foi encontrada em
todos os fragmentos amostrados, corroborando com a literatura que a trata como uma
espécie florestal territorialista abundante, sendo encontrada muitas vezes em bordas de
matas (ANJOS et al., 2015; DUCA; GUERRA; MARINI, 2006; MATHIAS; DUCA,
2016).
Outra espécie de grande ocorrência foi C. caudata, descrita como sendo pouco
afetada pela fragmentação da paisagem, e que pode fazer uso de áreas abertas, incluindo
savanas, para ampliar seu território (HANSBAUER et al., 2008b; MARINI, 2010; UEZU;
METZGER; VIELLIARD, 2005). Estas características oferecem sustentação para o que
foi encontrado neste estudo, pois não houve relação entre o tamanho ou a conectividade
dos fragmentos com a ocorrência de C. caudata.
35
Notamos aqui por se tratar de uma paisagem com fragmentos florestais muito
próximos e com distâncias curtas entres eles, estas características permitiram a
conectividade influenciasse maior a ocorrência das espécies de aves investigadas em
relação a área total do fragmento. Ressaltamos assim existência das Unidades de
Conservação na região que regulam a ocupação do uso do solo e permitem a configuração
que encontramos para a estrutura da paisagem. Fragmentos que apresentaram, neste
estudo, valores baixos de dIIC precisam de atenção quanto ao papel para conectividade
da paisagem, considerando sua importância para a ocorrência das aves investigadas, é
necessário que sejam realizadas propostas de restauração e manutenção das mesmas.
Concluímos que a região possui uma grande área florestal e que, pela análise da
estrutura da paisagem, ela se mostrou conectada o que influencia positivamente a
ocorrência de algumas aves florestais. As espécies selecionadas se mostraram boas
indicadoras para estudos referentes à fragmentação, considerando suas respostas
diferenciadas em relação às métricas, em que foi possível detectar desde espécies
indiferentes a espécies mais exigentes quanto a estrutura da paisagem. A utilização de
bons indicadores num estudo de paisagem auxilia na identificação de área prioritárias
para a conservação e uma restauração (BANKS-LEITE et al., 2011). Para fins de uma
gestão da paisagem por meio de órgãos públicos ou privados colocamos como indicação
a criação de novas Unidades de Proteção sobretudo em áreas localizadas entre as
existentes, para que se possa manter, e consequentemente permitir maior conectividade
na paisagem.
Referências
ALLEN, A. P.; O’CONNOR, R. J. Hierarchical correlates of bird assemblage structure
on Northeastern U.S.A. Lakes. Environmental Monitoring and Assessment, v. 62, p.
15–37, 2000.
ALVARES, C. A. et al. Köppen’s climate classification map for Brazil. Meteorologische
Zeitschrift, v. 22, n. 6, p. 711–728, 1 dez. 2013.
ANJOS, L. DOS et al. Can habitat specialization patterns of Neotropical birds highlight
vulnerable areas for conservation in the Atlantic rainforest, southern Brazil? Biological
Conservation, v. 188, p. 32–40, 2015.
AWADE, M.; METZGER, J. P. Using gap-crossing capacity to evaluate functional
connectivity of two Atlantic rainforest birds and their response to fragmentation. Austral
Ecology, v. 33, n. 7, p. 863–871, 2008.
BAGUETTE, M.; VAN DYCK, H. Landscape connectivity and animal behavior:
Functional grain as a key determinant for dispersal. Landscape Ecology, v. 22, n. 8, p.
36
1117–1129, 2007.
BANKS-LEITE, C. et al. Comparing species and measures of landscape structure as
indicators of conservation importance. Journal of Applied Ecology, v. 48, n. 3, p. 706–
714, 2011.
BANKS-LEITE, C.; EWERS, R. M.; METZGER, J. P. Edge effects as the principal cause
of area effects on birds in fragmented secondary forest. Oikos, v. 119, n. 6, p. 918–926,
2010.
BARTH, B. J.; IAN FITZGIBBON, S.; STUART WILSON, R. New urban developments
that retain more remnant trees have greater bird diversity. Landscape and Urban
Planning, v. 136, p. 122–129, abr. 2015.
BAZ, I.; GEYMEN, A.; ER, S. N. Development and application of GIS-based
analysis/synthesis modeling techniques for urban planning of Istanbul Metropolitan Area.
Advances in Engineering Software, v. 40, n. 2, p. 128–140, 2009.
BELMAKER, J.; SEKERCIOGLU, C. H.; JETZ, W. Global patterns of specialization
and coexistence in bird assemblages. Journal of Biogeography, v. 39, n. 1, p. 193–203,
2012.
BENCKE, G. A. et al. (EDS.). Áreas Importantes para a Conservação das Aves no
Brasil. Parte I – Estados do Domínio da Mata Atlântica. São Paulo: SAVE Brasil,
2006.
BIRD LIFE INTERNATIONAL. Drymophila ochropyga, Ochre-rumped Antbird. The
IUCN Red List of Threatened, v. 8235, p. 1–8, 2016.
BOSCOLO, D. et al. Importance of interhabitat gaps and stepping-stones for lesser
woodcreepers (Xiphorhynchus fuscus) in the Atlantic forest, Brazil. Biotropica, v. 40, n.
3, p. 273–276, 2008.
BOSCOLO, D.; METZGER, J. P. Is bird incidence in Atlantic forest fragments
influenced by landscape patterns at multiple scales? Landscape Ecology, v. 24, n. 7, p.
907–918, 14 jun. 2009.
BOSCOLO, D.; METZGER, J. P.; VIELLIARD, J. M. E. Efficiency of playback for
assessing the occurrence of five bird species in Brazilian Atlantic Forest fragments. Anais
da Academia Brasileira de Ciências, v. 78, n. 4, p. 629–644, dez. 2006.
BREGMAN, T. P.; SEKERCIOGLU, C. H.; TOBIAS, J. A. Global patterns and
predictors of bird species responses to forest fragmentation: Implications for ecosystem
function and conservation. Biological Conservation, v. 169, p. 372–383, jan. 2014.
BROOKS, T.; TOBIAS, J.; BALMFORD, A. Deforestation and bird extinctions in the
Atlantic forest. Animal Conservation, v. 2, n. 3, p. 211–222, ago. 1999.
CHACE, J. F.; WALSH, J. J. Urban effects on native avifauna: A review. Landscape
and Urban Planning, v. 74, n. 1, p. 46–69, 2006.
CROOKS, K. R.; SUAREZ, A. V; BOLGER, D. T. Avian assemblages along a gradient
of urbanization in a highly fragmented landscape. Biological Conservation, v. 115, p.
451–462, 2004.
37
DUCA, C.; GUERRA, T. J.; MARINI, M. Â. Territory size of three Antbirds (Aves,
Passeriformes) in an Atlantic Forest fragment in southeastern Brazil. Revista Brasileira
de Zoologia, v. 23, n. 3, p. 692–698, set. 2006.
FAHRIG, L. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of
Ecology, Evolution, and Systematics, v. 34, p. 487–515, 2003.
FARIA, M. M.; FERNANDES_FILHO, E. I. Avaliação dos algoritmos SVM e Maxver
para a classificação de sistemas florestais monodominantes de candeia (Eremanthus sp.).
Anais XVI Simpósio Brasileiro de Sensoriamento Remoto, p. 3222–3229, 2013.
FERREIRA, R. P. et al. Old Fragments of Forest Inside an Urban Area Are Able to Keep
Orchid Bee (Hymenoptera: Apidae: Euglossini) Assemblages? The Case of a Brazilian
Historical City. Neotropical Entomology, v. 42, n. 5, p. 466–473, 2013.
FILHO, H. B.; DO AMARAL, F. R.; FIRME, D. H. New specimens extend the range of
Serra Antwren Formicivora serrana. Cotinga, v. 33, n. 1, p. 145–147, 2011.
FONTANA, C. S.; BURGER, M. I.; MAGNUSSON, W. E. Bird diversity in a subtropical
South-American City: Effects of noise levels, arborisation and human population density.
Urban Ecosystems, v. 14, n. 3, p. 341–360, 2011.
FUNDAÇÃO SOS MATA ATLÂNTICA. Atlas dos remanescentes florestais da Mata
Atlântica, período de 2000 a 2005. [s.l.] Fundação S.O.S. Mata Atlântica e Instituto
Nacional de Pesquisas Espaciais. http://www.sosmatatlantica.org.br, 2008.
GALINA, A. B.; GIMENES, M. R. Riqueza, composição e distribuição espacial da
comunidade de aves em um fragmento florestal urbano em Maringá, Norte do Estado do
Paraná, Brasil. Acta Scientiarum Biological Sciences, v. 28, n. 4, p. 379–388, 16 nov.
2006.
GILLIES, C. S.; ST. CLAIR, C. C. Functional responses in habitat selection by tropical
birds moving through fragmented forest. Journal of Applied Ecology, v. 47, n. 1, p. 182–
190, 2010.
GOULART, F. F. et al. Where matrix quality most matters? Using connectivity models
to assess effectiveness of matrix conversion in the Atlantic Forest. Natureza &
Conservação, v. 25, p. 1–7, 2015.
HANSBAUER, M. M. et al. Movements of neotropical understory passerines affected by
anthropogenic forest edges in the Brazilian Atlantic rainforest. Biological Conservation,
v. 141, n. 3, p. 782–791, 2008a.
HANSBAUER, M. M. et al. Comparative range use by three Atlantic Forest understorey
bird species in relation to forest fragmentation. Journal of Tropical Ecology, v. 24, n. 3,
p. 291–299, 2008b.
HANSBAUER, M. M. et al. Landscape perception by forest understory birds in the
Atlantic Rainforest: Black-and-white versus shades of grey. Landscape Ecology, v. 25,
n. 3, p. 407–417, 2010a.
HANSBAUER, M. M. et al. Microhabitat Selection of three Forest Understory Birds in
the Brazilian Atlantic Rainforest. Biotropica, v. 42, n. 3, p. 355–362, 2010b.
38
HANSEN, A. J. et al. Effects of exurban development on biodiversity: patterns,
mechanisms, and research needs. Ecological Applications, v. 15, n. 6, p. 1893–1905,
2005.
HANSEN, M. C. et al. High-Resolution Global Maps of 21st-Century Forest Cover
Change (In: http://earthenginepartners.appspot.com/science-2013-global-forest).
Science, v. 342, p. 850–53, 2013.
HANSKI, I. Metapopulation dynamics. Nature, v. 396, n. 6706, p. 41–49, 1998.
IBGE. Estimativa da População 2011-2015. Disponível em:
<http://cod.ibge.gov.br/10Q>. Acesso em: 1 jan. 2015.
IEF/UFV. Zoneamento Ecológico-Econômico da Área de Proteção Ambiental
Cachoeira das Andorinhas. Viçosa, MG: nstituto Estadual de Florestas / Universidade
Federal de Viçosa, 2006.
IMANI, M.; GHASSEMIAN, H. Feature space discriminant analysis for hyperspectral
data feature reduction. ISPRS Journal of Photogrammetry and Remote Sensing, v.
102, p. 1–13, 2015.
KENNEDY, C. M. et al. Landscape matrix mediates occupancy dynamics of Neotropical
avian insectivores. Ecological Applications, v. 21, n. 5, p. 1837–1850, 2011.
LAURANCE, W. F. et al. Ecosystem Decay of Amazonian Forest Fragments: a 22-Year
Investigation. Conservation Biology, v. 16, n. 3, p. 605–618, 2002.
LI YONG, D. et al. Do insectivorous bird communities decline on land-bridge forest
islands in Peninsular Malaysia? Journal of Tropical Ecology, v. 27, n. January 2011, p.
1–14, 2011.
LIMA, C. A. et al. Dieta de aves da Mata Atlântica: uma abordagem baseada em
conteúdos estomacais. Ornitología Neotropical, v. 21, n. May, p. 425–438, 2010.
LOPES, E. V. et al. Effects of Connectivity on the Forest Bird Communities of Adjacent
Fragmented Landscapes. Ardeola, v. 63, n. 2, p. 279–293, 14 dez. 2016.
MARINI, M. Â. Bird movement in a fragmented Atlantic Forest landscape. Studies on
Neotropical Fauna and Environment, v. 45, n. 1, p. 1–10, 21 abr. 2010.
MARTENSEN, A. C.; PIMENTEL, R. G.; METZGER, J. P. Relative effects of fragment
size and connectivity on bird community in the Atlantic Rain Forest: Implications for
conservation. Biological Conservation, v. 141, n. 9, p. 2184–2192, 2008.
MARZLUFF, J. M.; BOWMAN, R.; DONNELLY, R. Avian ecology and conservation
in an urbanizing world. 1st. ed. New York: Springer Science + Business Media, 2001.
MATHIAS, L. B.; DUCA, C. Territoriality of six thamnophilidae species in a cloud forest
in southeastern Brazil. The Wilson Journal of Ornithology, v. 128, n. 4, p. 752–759,
dez. 2016.
MCGARIGAL, K.; CUSHMAN, S.; ENE, E. Fragstats v4: Spatial pattern analysis
program for categorical and continuous maps. Computer software program
produced by the authors at the University of Massachusetts,
39
AmherstAmherstUniversity of Massachusetts, , 2012.
MMA. Catálogo de imagens de satélite Rapideye do Ministério do Meio Ambiente.
Disponível em: <www.geocatalogo.mma.gov.br>. Acesso em: 5 jun. 2016.
MORANTE-FILHO, J. C. et al. Birds in Anthropogenic Landscapes: The Responses of
Ecological Groups to Forest Loss in the Brazilian Atlantic Forest. PLoS ONE, v. 10, n.
6, p. e0128923, jan. 2015.
MOREIRA-LIMA, L. Aves da Mata Atlântica: riqueza, composição, status,
endemismos e conservação. São Paulo: Universidade de São Paulo, 2014.
MYCZKO, Ł. et al. Urbanization Level and Woodland Size Are Major Drivers of
Woodpecker Species Richness and Abundance. PLoS ONE, v. 9, n. 4, p. e94218, 16 abr.
2014.
NEUSCHULZ, E. L.; BROWN, M.; FARWIG, N. Frequent bird movements across a
highly fragmented landscape: the role of species traits and forest matrix. Animal
Conservation, v. 16, n. 2, p. 170–179, 2013.
OURO PRETO. Plano Diretor do Município de Ouro PretoLei Complementar no 29.
Prefeitura Municipal de Ouro Preto, 2006.
PACHECO, J. F. et al. A avifauna do Parque Estadual do Ibitipoca e áreas adjacentes,
Minas Gerais, Brasil, com uma revisão crítica dos registros prévios e comentários sobre
biogeografia e conservação. Cotinga, v. 30, p. 16–32, 2008.
PASCUAL-HORTAL, L.; SAURA, S. Integrating landscape connectivity in broad-scale
forest planning through a new graph-based habitat availability methodology: application
to capercaillie (Tetrao urogallus) in Catalonia (NE Spain). European Journal of Forest
Research, v. 127, n. 1, p. 23–31, 9 jan. 2008.
PIRATELLI, A. et al. Searching for bioindicators of forest fragmentation: passerine birds
in the Atlantic forest of southeastern Brazil. Brazilian Journal of Biology, v. 68, n. 2, p.
259–268, maio 2008.
POWELL, L. L.; CORDEIRO, N. J.; STRATFORD, J. A. Ecology and conservation of
avian insectivores of the rainforest understory: A pantropical perspective. Biological
Conservation, v. 188, p. 1–10, abr. 2015.
REIS, E.; LÓPEZ-IBORRA, G. M.; PINHEIRO, R. T. Changes in bird species richness
through different levels of urbanization: Implications for biodiversity conservation and
garden design in Central Brazil. Landscape and Urban Planning, v. 107, n. 1, p. 31–42,
2012.
RIBON, R. et al. Plano de Manejo do Parque Estadual do Itacolomi - Relatório Final
- Avifauna. Ouro Preto - MG: [s.n.].
RIBON, R.; MARINI, M. Â. Small territory sizes and high densities of insectivorous
birds in an Atlantic Forest secondary fragment, Brazil. Revista Brasileira de
Ornitologia, v. 24, n. 4, p. 303–313, 2016.
SAURA, S.; TORNÉ, J. Conefor User Manual v. 2.6. MadridUniversidad Politécnica
de Madrid, , 2012.
40
SAVARD, J. P. L.; CLERGEAU, P.; MENNECHEZ, G. Biodiversity concepts and urban
ecosystems. Landscape and Urban Planning, v. 48, n. 3–4, p. 131–142, 2000.
SHIMAZAKI, A. et al. Urban permeability for birds: An approach combining mobbing-
call experiments and circuit theory. Urban Forestry and Urban Greening, v. 19, p. 167–
175, 2016.
SICK, H. Ornitologia Brasileira. Rio de Janeiro: Nova Fronteira, 1997.
SILVA, R. A. et al. Avaliação da cobertura florestal na paisagem de Mata Atlântica No
Ano De 2010, Na Região De Ouro Preto - MG. Cerne, v. 21, n. 2, p. 301–309, 2015.
STOTZ, D. F. et al. (EDS.). Neotropical birds: ecology and conservation. Chicago,
USA: University of Chicago Press, 1996.
SYMONDS, M. R. E.; MOUSSALLI, A. A brief guide to model selection, multimodel
inference and model averaging in behavioural ecology using Akaike’s information
criterion. Behavioral Ecology and Sociobiology, v. 65, p. 13–21, 2011.
TREMBLAY, M. A.; ST. CLAIR, C. C. Permeability of a heterogeneous urban landscape
to the movements of forest songbirds. Journal of Applied Ecology, v. 48, n. 3, p. 679–
688, 2011.
UEZU, A.; METZGER, J. P. Vanishing bird species in the Atlantic Forest: relative
importance of landscape configuration, forest structure and species characteristics.
Biodiversity and Conservation, v. 20, n. 14, p. 3627–3643, 13 set. 2011.
UEZU, A.; METZGER, J. P. Time-Lag in Responses of Birds to Atlantic Forest
Fragmentation: Restoration Opportunity and Urgency. PLoS ONE, v. 11, n. 1, p.
e0147909, jan. 2016.
UEZU, A.; METZGER, J. P.; VIELLIARD, J. M. E. Effects of structural and functional
connectivity and patch size on the abundance of seven Atlantic Forest bird species.
Biological Conservation, v. 123, n. 4, p. 507–519, jun. 2005.
VARAJÃO, G. F. D. C.; DINIZ, A. M. A. Turismo, produção do espaço e
urbanização:evolução do uso e ocupação do solo de Lavras Novas, Ouro Preto-MG.
Caderno de Geografia, v. 24, n. 42, p. 73–89, 2014.
VILLEGAS, M.; GARITANO-ZAVALA, Á. Bird community responses to different
urban conditions in La Paz, Bolivia. Urban Ecosystems, v. 13, n. 3, p. 375–391, 2010.
VISCO, D. M. et al. Patterns and causes of understory bird declines in human-disturbed
tropical forest landscapes: A case study from Central America. Biological Conservation,
v. 191, n. March 2016, p. 117–129, 2015.
41
CAPÍTULO 2 - EFEITO MULTIESCALARES NA OCORRÊNCIA DE AVES
FLORESTAIS EM UMA PAISAGEM FRAGMENTADA
Resumo
As espécies respondem ao habitat em múltiplas escalas, entretanto a maioria dos estudos
de ecologia analisam respostas biológicas dentro de uma única escala espacial (seja
micro-habitat, paisagem ou regional). Essa falta de compreensão dos efeitos das
características do habitat em multiescalas, reflete-se em estratégias de manejo e
conservação que não coincidem com a complexidade dos fenômenos biológicos, levando
a uma baixa efetividade das mesmas. Analisamos como a ocorrência de aves florestais é
afetada por características locais, regionais e de paisagem, em uma paisagem fragmentada
de Mata Atlântica brasileira, região considerada como um hotspot da biodiversidade e
endemismos. Analisamos também qual escala da paisagem é mais importante para
determinar a ocorrência das espécies, associando sua ocorrência à sensibilidade e à
fragmentação. Por meio de playback averiguamos a presença de 10 espécies de aves
florestais, em 13 fragmentos de diversos tamanhos no sudeste do Brasil. Dividimos a
escala em três níveis e por meio de diversas variáveis: Pontual (altura, CAP e dossel),
local (% floresta, % urbano e RENDVI), regional (área, Core, Prox. e dIIC). Foram
realizados GLMs associando cada espécie às variáveis de todas as escalas. Foi encontrada
relação positiva e significativa entre as várias analisadas em 48 modelos, sendo 12 - escala
pontual, 12 - local e 24 - escala regional. Por meio dos valores de AICc e w de cada
modelo, determinou-se quais variáveis foram mais influentes para ocorrência das
espécies, sendo altura, área, core e dIIC significativas para seis espécies: Sclerurus
scansor, Xiphorhynchus fuscus, Drymophila ochropyga, Pyriglena leucoptera e
Mackenziaena leachii. A altura das árvores foi o modelo de maior peso, seguida pela área
do fragmento. Estudos que consideram múltiplas escalas da paisagem representam uma
forma mais refinada de se compreender a paisagem, de forma que possa entender melhor
como a fragmentação interfere na biodiversidade. Combinando dados sobre a paisagem
do macro ao micro, a partir da utilização de variáveis que podem influenciar na ocorrência
de aves especialistas florestais, sugerindo-as como bons indicadores para avaliação da
paisagem. A influência na ocorrência de espécies dependentes de algum tipo de habitat
associada à multiescalas da paisagem fornece respostas robustas em determinar variáveis
importantes.
Palavras-chave: Fragmentação; Brasil; conservação; Mata Atlântica.
42
Abstract
Habitat characteristics are known to affect species occurrences at multiple spatial scales,
despite of the fact that most ecological studies regard single scale effects (such as micro
habitat, landscape, regional). This lack of knowledge about spatial multi-scalar effects
reflect simplistic managements and conservation strategies which does not coincide with
the complexity of environmental phenomena, and due to this is likely to fail in conserving
biodiversity. We analyzed how forest bird occurrences are affected by local, landscape
and regional characteristics in a patchy landscape of the Brazilian Atlantic Forest, a region
considered a global hotspot of biodiversity and endemism. We also analyzed which scale
of the landscape was most important to determine the occurrence of species by associating
their occurrence with the sensitivity to fragmentation. Playback was used to detect the
presence of 10 species of endemic forest birds in 13 fragments of different sizes in
southeast Brazil. We divided the scale into three levels and through several variables:
punctual (height, CAP and canopy), local (% forest, %urban and RENDVI), regional
(area, core, prox. and dIIC). GLM models were run, associating each species with the
variable of each scale. Positive and significant relationship was found among the analyzed
variables in 48 models, being 12 - punctual scale, 12 - local scale and 24 – regional scale.
By means of the AICc and w values of each model determined which variables were most
influential for species occurrence, being significant height, area, core and dIIC for six
species: Sclerurus scansor, Xiphorhynchus fuscus, Drymophila ochropyga, Pyriglena
leucoptera e Mackenziaena leachii. The height of the trees was the highest weight model,
followed by the area of the fragment. Studies that consider multiple landscape scales
represent a more refined way of understanding how fragmentation influences
biodiversity. Combining data on the landscape from the macro to the micro we have seen
here how several variables can influence the occurrence of forest specialist birds,
suggesting them as good indicators for the landscape evaluation. The influence on the
occurrence of species dependent on some type of habitat associated with landscape
multiscale provides robust responses in determining important variables.
Keywords: fragment; Brazil; conservation; Atlantic Forest
43
Introdução
Estudos de ecologia associam as características ambientais com a presença ou
abundância de determinada espécie, sendo que a maioria destes analisam tais respostas
em apenas uma escala espacial (DENOËL; LEHMANN, 2006; MATEO-SÁNCHEZ et
al., 2016). Na escala da paisagem, a estrutura da mesma é fundamental para a manutenção
da biodiversidade, sendo que a perda de habitat e a fragmentação levam a eventos de
extinção local e redução da riqueza de espécies mais exigentes quanto a presença de
habitat natural (FAHRIG, 2003; LINDENMAYER et al., 2008). Dentre as métricas de
paisagens, as estruturais avaliam padrões espaciais como área, conectividade,
proximidade das manchas de habitat e características físicas da matriz circundante
(TISCHENDORF; BENDER; FAHRIG, 2003). As métricas funcionais avaliam as
respostas biológicas das espécies em relação a estrutura da paisagem (BAGUETTE; VAN
DYCK, 2007).
No que se refere às características locais a ocorrência e abundância dos
organismos pode ser prevista de acordo com a estrutura do micro-habitat (UEZU;
METZGER, 2011). Por exemplo, aves florestais como os arapaçus ocorrem em florestas
maduras, evitando matas secundárias ou clareiras (POLETTO et al., 2004), enquanto
alguns formicarídeos se beneficiam com a presença de lianas e cipós (HANSBAUER et
al., 2010a).
Apesar da importância desses estudos, sabe-se que as respostas dos organismos a
perda e fragmentação de habitat não se limita a uma única escala espacial, sendo
frequentemente associados a processos e fenômenos multiescalares (CORRY, 2005).
Dessa forma, análises que abarquem múltiplas escalas espaciais possibilitam melhorar o
entendimentos sobre a ecologia, conservação e manejo das espécies (MATEO-
SÁNCHEZ et al., 2016).
Dentre os raros exemplos de trabalhos utilizando a abordagem multiescalar, um
estudo associou a estrutura da paisagem em diversas escalas com a eventos de parasitismo
de ninhos de aves (THOMPSON et al., 2002); outro mostrou que a ocorrência de aves é
determinada pelas características locais e da paisagem em áreas urbanas (MELLES;
GLENN; MARTIN, 2003); enquanto Boscolo e Metzger (2009) apontaram para o fato de
que a utilização de modelos de paisagem que combinam métricas em multiescalas são
melhores preditores da ocorrência de aves em fragmentos florestais do que abordagens
em uma única escala.
44
Na escala paisagística a fragmentação resulta em uma diminuição das manchas
habitáveis e no aumento do isolamento (FAHRIG, 2003) interferindo na composição de
espécies, na disposição dos fragmentos existentes e conectividade entre eles. O efeito da
fragmentação é ainda mais intenso nas espécies que demandam grandes áreas de vida,
nos grupos com grandes territórios, como algumas aves e grandes mamíferos (FISCHER;
LINDENMAYER, 2007; WALZ, 2011) ou espécies com baixa dispersão na matriz
(FOLEY et al., 2005). Em escala local, a fragmentação e degradação florestal leva a uma
alta mortalidade de árvores de grandes porte, principalmente nas proximidades das
bordas, levando a alteração da estrutura fitossociológica (MESQUITA; DELAMÔNICA;
LAURANCE, 1999), também leva a formação de clareiras e no aumento de espécies
vegetais secundárias, como lianas e cipós (MURCIA, 1995).
Dentre os organismos modelos para estudos de fragmentação de habitat se
destacam as aves florestais tropicais (HANSBAUER et al., 2008; SEKERCIOGLU et al.,
2002; STRATFORD; STOUFFER, 2015; VISCO et al., 2015). Tal grupo apresenta alta
riqueza de espécies, grande variedade na utilização de habitat e diferentes graus
sensibilidade a mudanças na paisagem (BELMAKER; SEKERCIOGLU; JETZ, 2012; LI
YONG et al., 2011; POWELL; CORDEIRO; STRATFORD, 2015). Portanto, esse grupo
têm sido usado como uma forma de medir a qualidade do habitat por serem bons
bioindicadores (ANJOS et al., 2015; HANSEN et al., 2005; PIRATELLI et al., 2008).
Logo, estudos de ecologia da paisagem utilizando aves florestais podem contribuir para
o entendimento e conservação de outros grupos.
Tendo em vista tais aspectos, o presente estudo analisou o efeito das
características ambientais multiescalar (pontual, local e regional) na ocorrência de aves
florestais em uma paisagem fragmentada da Floresta Atlântica. Espera-se que as espécies
respondam diferentemente a cada nível de escala utilizada, entretanto espera-se que as
características em diferentes escalas sejam importantes para a ocorrência das aves
florestais.
Métodos
Área de estudo
O estudo foi realizado no município de Ouro Preto (Figura 1), no estado de Minas
Gerais (20°23'28"S, 43°30'20"W) numa área total de aproximadamente 21.000 ha. A
região está inserida no bioma de Floresta Atlântica e apresenta fragmentos florestais bem
preservados com diversas unidades de conservação (SILVA et al., 2015). O clima é o
45
tropical de altitude, com verões amenos e chuvosos e invernos secos (ALVARES et al.,
2013).
Figura 1. Mapa da área de estudo com a distribuição dos pontos de amostragem (em roxo) nos fragmentos
florestais de Mata Atlântica na cidade de Ouro Preto-MG-Brasil (2016), para verificar a ocorrência de
algumas aves florestais. Mapa desenvolvido a partir de imagem Rapideye (2011) para classificação do uso
do solo.
A fitofisionomia predominante nas manchas florestais da paisagem é a Floresta
Estacional Semidecidual, em diferentes graus de preservação, com fragmentos acima de
4000ha, sendo que a maioria apresenta tamanho médio de aproximadamente 10 ha
(FERREIRA et al., 2013). Para este estudo foram selecionados 13 fragmentos florestais
(Figura 1), onde foram possíveis a obtenção de licença para realização deste trabalho
sendo seis deles dentro de Unidades de Conservação (UC) e os demais espalhados na
paisagem (Tabela 1). Para a seleção das áreas levou-se em consideração a ocorrência de
floresta natural, áreas previamente definidas como florestas estacionais semidecidual (ver
S.O.S. MATA ATLÂNTICA, 2008).
46
Tabela 1. Unidades de amostragem separadas pelos fragmentos que foram utilizados para a amostragem na
ocorrência de aves florestais em Ouro Preto (MG) - 2016. A área foi determinada para área total do
fragmento dentro da área de estudo (buffer de 5 km). Altitude é dada em metros acima do nível do mar e
as coordenadas em UTM (Zona 23).
Unidades de Amostragem Área (ha) Tipo Altitude Coordenadas
1. Estação Ecológica do Tripuí (EET) 295,30 UPI 1233 652038.00 m E / 7745500.00 m S
2. Parque Estadual do Itacolomi (PEIT) 5995,52 UPI 1348 655844.80 m E / 7740589.13 m S
3. Parque Natural Municipal das Andorinhas (Andorinhas I) 18,17 UPI 1419 656270.00 m E / 7747330.00 m S
4. Parque Natural Municipal das Andorinhas (Andorinhas II) 12,12 UPI 1364 656578.00 m E / 7746577.00 m S
5. Parque Natural Municipal Horto dos Contos (Horto dos
Contos)
5,58 UPI 1137 655901.00 m E / 7745450.00 m S
6. Fazenda da Brígida (Brígida) 139,04 Outros* 1363 655372.00 m E / 7747552.00 m S
7. Cadeia 31,48 - 1178 653636.00 m E / 7745597.00 m S
8. Campo 12,12 - 1376 655785.27 m E / 7746457.38 m S
9. Padre Faria 13,32 - 1058 658202.00 m E / 7744862.00 m S
10. Passa Dez (Jardim Botânico) 10,09 ** 1156 654052.00 m E / 7746209.00 m S
11. Sede Campestre 4,27 - 1062 656807.00 m E / 7743918.00 m S
12. Trevo 11,93 - 1242 652812.00 m E / 7746029.00 m S
13. Vermelhão 11,02 - 1184 653007.00 m E / 7742820.00 m S
Unidades de Proteção Integral (UPI). * Área sem classificação de UC – pertencente a UFOP. ** Área em estudo para se tornar uma UC
municipal.
Amostragem das aves
Foram selecionadas 10 espécies de aves com registro de ocorrência na região de
Ouro Preto (RIBON et al., 2006) e com diferentes níveis de sensibilidade às perturbações
antrópicas (STOTZ et al., 1996) (Tabela 3). Todas as espécies apresentam hábitos
florestais e são endêmicas da Mata Atlântica (BROOKS; TOBIAS; BALMFORD, 1999;
MOREIRA-LIMA, 2014). Quanto à alimentação, todas são insetívoras, com exceção do
frugívoro Chiroxiphia caudata (LIMA et al., 2010; SICK, 1997). A escolhas das espécies
ainda levou em consideração que algumas destas aves foram anteriormente utilizadas em
estudos que avaliaram a sensibilidade a fragmentação, capacidade de dispersão e
territorialidade (ANJOS et al., 2015; AWADE; METZGER, 2008; BOSCOLO;
METZGER, 2009; GOULART et al., 2015; HANSBAUER et al., 2010a; MARINI, 2010;
MATHIAS; DUCA, 2016; RIBON; MARINI, 2016; UEZU; METZGER, 2011). Para
detalhes verificar ANEXO A.
47
Tabela 2. Aves endêmicas de Mata Atlântica escolhidas na região de Ouro Preto, indicando nomes
populares, família, o nível de sensibilidade a perturbações antrópicas (NS) de acordo com Stotz (1996), a
capacidade média de dispersão em áreas abertas, em metros, e o tamanho territorial médio estimado, em
hectares.
Espécie Nome popular Família NS Dispersão Território Sclerurus scansor (Ménétriès, 1835) vira-folha Scleruridae Alta 150 -
Xiphorhynchus fuscus (Vieillot, 1818) arapaçu-rajado Dendrocolaptidae Alta 100 3,3
Myiothlypis leucoblephara (Vieillot, 1817) pula-pula assobiador Parulidae Média - -
Formicivora serrana Hellmayr, 1929 formigueiro-da-serra Thamnophilidae Média - 1,0
Automolus leucophthalmus (Wied, 1821) barranqueiro-de-olho-
branco
Furnariidae Média 150 5,4
Pyriglena leucoptera (Vieillot, 1818) papa-taoca-do-sul Thamnophilidae Média - 1,4
Drymophila ochropyga (Hellmayr, 1906) * choquinha-de-dorso-
vermelho
Thamnophilidae Média - 0,83
Mackenziaena leachii (Such, 1825) borralhara-assobiadora Thamnophilidae Média - -
Chiroxiphia caudata (Shaw & Nodder, 1793) tangará Pipridae Baixa 150 -
Thamnophilus caerulescens Vieillot, 1816 choca-da-mata Thamnophilidae Baixa 80 1,3
*Espécie na lista vermelha da International Union for Conservation of Nature - IUCN (BIRD LIFE INTERNATIONAL, 2016) na categoria
de quase ameaçada.
A presença das espécies foi aferida utilizando o método de playback (BIBBY;
JONES; MARSDEN, 2000), entre janeiro e abril de 2016, sempre no período da manhã
(6:00 as 10:00h). As vocalizações eram compostas pelo chamado e pelo canto dos machos
das espécies, e eram reproduzidas por 30 segundos, seguidas de mais 30 segundos de
silêncio, e assim sucessivamente, totalizando cinco minutos para cada espécie (adaptado
de BOSCOLO; METZGER; VIELLIARD, 2006).
Em cada fragmento escolhido foi definido a quantidade de pontos de amostragem,
sendo considerado a área total e a disponibilidade de acesso as mesmas, como a existência
de trilhas ou cursos d´água que permitiriam melhor deslocamento pelos fragmentos. Em
áreas de maior tamanho (Itacolomi, Tripuí e Brígida) foram definidos três pontos de
amostragens, nas áreas Cadeia e Vermelhão dois pontos, e nas demais um ponto de
amostragem. Os pontos foram escolhidos previamente a partir de imagens de satélite com
uma distância ideal de 200 m entre si e de 100 m em relação a borda do fragmento. Todos
as áreas foram amostradas três vezes, com intervalos de 30 dias entre uma visita e outra.
Não foram realizadas amostragens em dias chuvosos para evitar interferência da chuva
na presença das aves.
Caracterização ambiental multiescalar
Para análise da estrutura da paisagem definida pela área de estudo utilizamos
imagens de satélite Rapideye com resolução de 5 m (MMA, 2011) para criação do mapa
de classificação do uso com solo utilizando o software ArcGis v.10.4. As classes
48
utilizadas para esta caracterização foram: florestas (vegetação com estrutura arbóreas,
áreas naturais em regeneração e antigos eucaliptais) e área urbana (edificações, vias
pavimentas e áreas degradadas com solo exposto) que compunham 45,68% e 4,74% da
paisagem respectivamente. As demais classes foram agrupadas em: outras classes. A
acurácia da classificação foi medida por meio de análise discriminante (IMANI;
GHASSEMIAN, 2015), com valor acumulado em 80%, sendo valores individuais de 83%
(floresta) e 92% (área urbana). Para visualizar a classificação completa ver ANEXO C.
Dividiu-se a estrutura ambiental em três escalas: pontual, local e regional (Tabela
3) para avaliar a influência da escala de avaliação sobre a ocorrência das espécies de aves.
Estas escalas foram propostas de acordo com a criação de buffers a partir dos pontos de
amostragem, 30 m, 300 m e 5.000 m respectivamente. As variáveis analisadas foram:
altura e circunferência a altura do peito das árvores – CAP e abertura de dossel (Pontual);
porcentagem de área florestal e urbana, e índice de vegetação - RENDVI (local); e área
total do fragmento, área nuclear do fragmento - CORE, índice de proximidade – PROX e
delta do índice integral de conectividade - dIIC (regional).
Tabela 3. Descrição das variáveis independentes utilizadas para avaliar a estrutura local, regional e
paisagem dos fragmentos florestais de Mata Atlântica da região de Ouro Preto.
Tipo de Escala Descrição
Pontual
ALTURA Média das alturas da vegetação.
CAP Circunferência a altura do peito.
DOSSEL Proporção de abertura do dossel.
Local
FLORESTA (%) Proporção de área de floresta dentro do buffer de 300 metros.
URBANO (%) Proporção de área urbana dentro do buffer de 300 metros.
RENDVI Índice de Vegetação por Diferença Normalizada da Borda de Vermelho.
Regional
AREA Área do fragmento, em hectares.
CORE Área nuclear de cada fragmento, definido por uma borda de 100 m.
PROX Índice de proximidade com raio de busca de 2.000 m.
ENN Distância do fragmento vizinho mais próximo borda-a-borda, em metros.
dIIC Delta do Índice integral de conectividade.
Escala Pontual
Para obtenção das variáveis ambientais em nível pontual foram traçados buffers
de 30 metros (Figura 2) por meio de cinco transectos de 30 m (seguindo as direções norte,
49
leste, sudeste, sudoeste e oeste) ao redor de cada ponto central (PC) de amostragem. Em
todos os pontos (PC, P1 a P5) foram medidas a circunferência a altura do peito (CAP) e
a altura total da árvore mais próxima, desde que fosse maior que 2 m e com CAP superior
a 20 cm. O cálculo da cobertura de dossel foi feito por fotografias hemisféricas utilizando
uma câmera com lente olho-de-peixe acoplada ao equipamento Mid-OMount (ver
ANEXO C), com uma altura de 65 cm do solo. As fotografias foram analisadas pelo
software WinSCANOPY (REGENT INSTRUMENTS INC., 2012) que resultou na
proporção de área aberta em cada ponto. Para as análises foram utilizadas as médias
obtidas em cada ponto de amostragem.
Figura 2. Representação da escala pontual com buffers de 30 m. Transectos de 30m foram traçados partindo
da árvore próxima ao ponto central (PC) de amostragem. Demais pontos seguiram as direções N, E, SE,
SW, W.
Escala Local
A escala local foi definida a partir da criação de buffers de 300 metros ao redor
dos pontos de amostragem (Figura 3), de forma a determinar a proporção das classes:
proporções de floresta e área urbana presentes. Também foi produzido mapa com base
em índices de vegetação, utilizando o Red Edge Normalized Difference Vegetation Index
(RENDVI), que determina a estrutura de dossel e o estado da vegetação, variando de -1
a 1, sendo áreas com vegetação com valores mais próximo de 1 (GITELSON;
MERZLYAK; LICHTENTHALER, 1996). Esse índice é uma alteração do NDVI próprio
50
para a banda de satélite Red Edge (presente no satélite Rapideye. Índices de vegetação,
como RENDVI possibilitam estimar a riqueza de espécies em áreas fragmentadas (BINO
et al., 2008) por auxiliar em modelos que envolvem fragmentação na caracterização das
florestas (SAHANA; SAJJAD; AHMED, 2015) quantificando a qualidade da vegetação,
a partir da densidade e estrutura da mesma (SIMS; GAMON, 2002). Neste estudo
utilizamos a média dos valores de RENDVI de cada pixel dentro do buffer.
Figura 3. Escala Local com buffer de 300 metros ao redor do ponto de amostragem, usado para cálculo da
proporção de florestas e área urbana
Escala Regional
Para a escala regional foram utilizados cinco variáveis, sendo quatro métricas
obtidas por meio do software FRAGSTATS v.4 (MCGARIGAL; CUSHMAN; ENE,
2012): Área - que corresponde ao tamanho total de cada fragmento; Core – área nuclear
com borda de 100 m; ENN - distância do fragmento vizinho mais próximo borda-a-borda;
e PROX - Índice de proximidade, que resulta das áreas dos fragmentos dividido pelos
valores de ENN, utilizando um raio de 2.000 metros. A quinta variável foi o Índice
Integral de Conectividade (IIC) que determina a porcentagem da importância individual
de cada fragmento na paisagem e o quanto cada um contribui para a conectividade, por
meio dos valores do delta IIC (dIIC) (PASCUAL-HORTAL; SAURA, 2008), utilizando
o software Conefor v.2.6 (SAURA; TORNÉ, 2012).
51
Análises estatísticas
Com o objetivo de analisar a influência de cada métrica na ocorrência de cada uma
das espécies de ave consideradas foram criados modelos lineares generalizados (GLM)
com distribuição binomial. Para os modelos foram usadas como variáveis explicativas:
as métricas explicadas acima de uma das três escalas consideradas. Em todas as escalas e
modelos foram utilizadas como variáveis dependentes a presença e ausência das dez
espécies de aves consideradas.
Foram criados 110 modelos, dos quais foram extraídos os valores de AIC
(Akaike’s information criterion), corrigidos através do AICc. Para cada um foi gerado o
peso do modelo (w), e esse peso foi utilizado como critério de comparação entre os
modelos da mesma variável resposta, indicando a força a favor de cada modelo
significativo. Todas as análise foram realizadas usando o software R v.3.3.2 (pacotes
lme4 e AICcmodavg) (R DEVELOPMENT CORE TEAM, 2008).
Resultados
Foram encontradas relações positivas e significativas para quase todas as variáveis
analisadas, exceto para o CAP e dossel que foram negativas para todas relações
significativas, num total de 36 modelos relacionando com a ocorrência das espécies. Dos
modelos que apresentaram relações significativas, 9 representam a escala pontual, 8 a
local e 19 a escala regional (Tabela 4).
Oito espécies de aves responderam às variáveis pontuais (Figura 4) Sclerurus
scansor (altura e dossel), Xiphorhynchus fuscus (altura), Formicivora serrana (altura),
Automolus leucophthalmus (altura), Pyriglena leucoptera (CAP), Drymophila ochropyga
(altura), Mackenziaena leachii (altura) e Chiroxiphia caudata (CAP).
Nos modelos representativos da escala local, quatro espécies apresentaram
modelos significativos (Figura 4): Sclerurus scansor (RENDVI e FLORESTA),
Formicivora serrana (RENDVI e FLORESTA), Pyriglena leucoptera (RENDVI e
FLORESTA), Mackenziaena leachii (RENDVI e FLORESTA).
Em relação à escala da paisagem foi encontrada relação significativa para seis
espécies (Figura 4) sendo elas: Sclerurus scansor, Xiphorhynchus fuscus, Drymophila
ochropyga, Pyriglena leucoptera e Mackenziaena leachii (em todas ÁREA, CORE e
dIIC), Formicivora serrana (ÁREA, CORE, PROX e dIIC).
52
Tabela 4. Modelos lineares generalizados significativos (p<0,05) representados com a variável dependente
seguida da variável independente. São apresentados os valores de Akaike’s information criterion (AIC) com
seus respectivos delta e peso (ΔAIC e wAIC), além dos valores de Akaike’s information criterion corrigidos
para amostras pequenas (AICc) com seu respectivos delta e peso (ΔAICc e wAICc).
Escala Modelos (Variável dependente ~Variável
Independente) Valor p AIC ΔAIC wAIC AICc ΔAICc wAICc
Pontual Automolus leucophthalmus ~ALTURA 0,0015 9,94 NA NA 11,14 NA NA
Pontual Chiroxiphia caudata ~CAP 0,0079 8,11 NA NA 9,31 NA NA
Regional Drymophila ochropyga ~CORE 0,0070 14,06 0 0,28 15,26 0 0,28
Regional Drymophila ochropyga ~AREA 0,0080 14,29 0,2 0,25 15,49 0,2 0,25
Regional Drymophila ochropyga ~dIIC 0,0078 14,25 0,2 0,25 15,45 0,2 0,25
Pontual Drymophila ochropyga ~ALTURA 0,0088 14,45 0,4 0,23 15,65 0,4 0,23
Local Formicivora serrana ~RENDVI 0,0028 12,41 0 0,295 13,61 0 0,295
Regional Formicivora serrana ~dIIC 0,0041 13,10 0,7 0,208 14,30 0,7 0,208
Regional Formicivora serrana ~AREA 0,0064 13,88 1,5 0,141 15,08 1,5 0,141
Local Formicivora serrana ~FLORESTA 0,0065 13,92 1,5 0,138 15,12 1,5 0,138
Regional Formicivora serrana ~CORE 0,0070 14,04 1,6 0,13 15,24 1,6 0,13
Regional Formicivora serrana ~PROX 0,0171 15,63 3,2 0,059 16,83 3,2 0,059
Pontual Formicivora serrana ~ALTURA 0,0388 17,05 4,6 0,029 18,25 4,6 0,029
Pontual Mackenziaena leachii ~ALTURA 0,0032 12,61 0 0,335 13,81 0 0,335
Regional Mackenziaena leachii ~CORE 0,0068 14,01 1,4 0,166 15,21 1,4 0,166
Regional Mackenziaena leachii ~AREA 0,0071 14,08 1,5 0,161 15,28 1,5 0,161
Regional Mackenziaena leachii ~dIIC 0,0072 14,10 1,5 0,159 15,30 1,5 0,159
Local Mackenziaena leachii ~RENDVI 0,0112 14,89 2,3 0,107 16,09 2,3 0,107
Local Mackenziaena leachii ~FLORESTA 0,0176 15,69 3,1 0,072 16,89 3,1 0,072
Local Pyriglena leucoptera ~FLORESTA 0,0002 4,00 0 0,468 5,20 0 0,468
Regional Pyriglena leucoptera ~AREA 0,0002 4,00 0 0,468 5,20 0 0,468
Local Pyriglena leucoptera ~RENDVI 0,0038 9,67 5,7 0,028 10,87 5,7 0,028
Regional Pyriglena leucoptera ~CORE 0,0068 10,73 6,7 0,016 11,93 6,7 0,016
Regional Pyriglena leucoptera ~dIIC 0,0073 10,86 6,9 0,015 12,06 6,9 0,015
Pontual Pyriglena leucoptera ~CAP 0,0261 13,10 9,1 0,005 14,30 9,1 0,005
Pontual Sclerurus scansor ~ALTURA 0,0032 12,61 0 0,323 13,81 0 0,323
Regional Sclerurus scansor ~dIIC 0,0069 14,01 1,4 0,16 15,21 1,4 0,16
Regional Sclerurus scansor ~CORE 0,0070 14,06 1,5 0,156 15,26 1,5 0,156
Regional Sclerurus scansor ~AREA 0,0074 14,16 1,6 0,149 15,36 1,6 0,149
Local Sclerurus scansor ~RENDVI 0,0076 14,20 1,6 0,146 15,40 1,6 0,146
Pontual Sclerurus scansor ~DOSSEL 0,0419 17,18 4,6 0,033 18,38 4,6 0,033
Local Sclerurus scansor ~FLORESTA 0,0415 17,17 4,6 0,033 18,37 4,6 0,033
Pontual Xiphorhynchus fuscus ~ALTURA 0,0141 15,92 0 0,36 17,12 0 0,36
Regional Xiphorhynchus fuscus ~CORE 0,0227 16,75 0,8 0,23 17,95 0,8 0,23
Regional Xiphorhynchus fuscus ~dIIC 0,0259 16,98 1,1 0,21 18,18 1,1 0,21
Regional Xiphorhynchus fuscus ~AREA 0,0270 17,05 1,1 0,2 18,25 1,1 0,2
53
Figura 4. Número de espécies em que houve significância (p<0,05) para a ocorrência de aves florestais de
acordo com a variável utilizada separada entre as três escalas definidas. Para a escala pontual as espécies
foram, de acordo com a variável, altura: Sclerurus scansor, Xiphorhynchus fuscus, Formicivora serrana,
Automolus leucophthalmus, Drymophila ochropyga e Mackenziaena leachii. CAP: Pyriglena leucoptera e
Chiroxiphia caudata. Dossel: Sclerurus scansor. Para a escala local, as variáveis Floresta e RENDVI:
Sclerurus scansor, Formicivora serrana, Pyriglena leucoptera e Mackenziaena leachii. Para a escala
regional, as variáveis ÁREA, CORE e dIIC: Sclerurus scansor, Xiphorhynchus fuscus, Drymophila
ochropyga, Pyriglena leucoptera e Mackenziaena leachii. PROX: Formicivora serrana.
De acordo com o peso (w) atribuído a cada modelo a partir do valor de AICc, foi
definido o quanto cada variável (local, regional e da paisagem) exerceu influência sobre
cada espécie de ave (Figura 5), não houve relação significativa para as espécies
Myiothlypis leucoblephara e Thamnophilus caerulescens.
Em síntese encontramos na paisagem analisada que a ocorrência de S. scansor é
influenciada pela presença de fragmentos maiores e mais conectados, com grande
concentração de florestas, estas com vegetação de grande porte e com menor abertura do
dossel. Para X. fuscus a ocorrência foi relacionada à fragmentos com maiores áreas e mais
conectados com vegetação de grande porte. A ocorrência de F. serrana foi relacionada à
fragmentos maiores, mais conectados e com menor proximidade entre as manchas de
florestas, estas mais densas e com árvores de grande porte. A ocorrência de A.
leucophthalmus foi relacionada à fragmentos com vegetação de grande porte. A
ocorrência de P. leucoptera foi relacionada à fragmentos de maiores áreas, mais
conectados e com maior concentração de vegetação. A ocorrência de D. ochropyga foi
relacionada à fragmentos maiores e mais conectados com apresentavam vegetação de
54
grande porte. Para a espécie M. leachii a ocorrência foi relacionada à fragmentos grandes
e mais conectados, que apresentassem maior concentração de florestas e vegetação mais
desenvolvida. Já a espécies C. caudata a ocorrência foi relacionada à fragmentos que
possuíssem árvores com menores circunferências.
Discussão
Nossos resultados mostram que a ocorrência de algumas espécies de aves
florestais apresentou relação com a estrutura da paisagem, variando de acordo com cada
espécie de ave e com a escala utilizada nos modelos. Assim, a compreensão das respostas
Figura 5. Influência de cada variável independente em relação as espécies de aves, de acordo com os valores de w
(força sobre cada modelo). O tamanho da prancha das espécies varia de acordo com os valores de wAICc, sendo
menor para valores baixos e aumentando conforme aumento o valor de w para cada variável. Os valores de w foram:
S. scansor (ALTURA: 0,323; dIIC: 0,16; CORE: 0,156; ÁREA: 0,149; RENDVI: 0,146; FLORESTA: 0,033 e
DOSSEL: 0,033), X. fuscus (ALTURA: 0,36; CORE: 0,23; dIIC: 0,21 e ÁREA: 0,2), F. serrana (RENDVI: 0,295;
dIIC: 0,208; ÁREA: 0,141; FLORESTA: 0,138; CORE: 0,13; PROX: 0,059 e ALTURA: 0,029), P. leucoptera
(FLORESTA e ÁREA: 0,468; RENDVI: 0,028; CORE: 0,016; dIIC: 0,015 e CAP: 0,005), D. ochropyga (CORE:
0,28; ÁREA: 0,25; dIIC: 0,25 e ALTURA: 0,23) e M. leachii (ALTURA: 0,335; CORE: 0,166; ÁREA: 0,161; dIIC:
0,159; RENDVI: 0,107 e FLORESTA: 0,072). Os demais (A. leucophthalmus e C. caudata) por apresentarem apenas
uma variável como significativa não possuem valores de wAICc. Ausência de imagens indicam relações não
significativas (p>0,05). Fonte das imagens: http://www.hbw.com.
55
biológicas em múltiplas escalas é fundamental para o avanço do conhecimento e para
conservação das aves florestais neotropicais. Tais resultados corroboram com os achados
de CORRY (2005), BOSCOLO et al., (2008) e MELLES et al. (2003). Ao utilizar
diferentes escalas e diversas variáveis, é possível determinar uma melhor combinação
para as características que podem estar envolvidas com a presença das espécies
(BLAZQUEZ-CABRERA; BODIN; SAURA, 2014).
Dessa forma, a ocorrência das espécies parece ser determinada a partir das
características locais, como altura da vegetação e abertura do dossel, características
regionais, como a proporção de floresta em cada fragmento e a sua qualidade (estagio
sucessional), e características da paisagem, como a conectividade entre os fragmentos
florestais. A estrutura da vegetação possui grande influência na ocorrência de aves
florestais de sub-bosque, principalmente uma vez que estas são susceptíveis às alterações
microclimáticas, redução de alimento e de locais para nidificação (NEWBOLD et al.,
2012; SEKERCIOGLU et al., 2002). A altura das árvores foi a única variável que
influenciou na ocorrência de A. leucophthalmus, sendo importante também para outras
quatro: S. scansor, X. fuscus, A. leucophthalmus e M. leachii. Segundo MARTENSEN et
al. (2012), a proporção e a estrutura de florestas afeta a ocorrência de espécies de aves
florestais, com mais espécies ocorrendo em áreas com mais florestas e em florestas mais
estruturadas, com mais sub-bosque, por exemplo (POLLOCK et al., 2015). Os resultados
desses autores corroboram com os nossos de que a estrutura da floresta mais madura e
mais conservadas favorece o aumento da ocorrência de espécies, mesmo nos casos em
que estes estejam cercados por uma matriz menos permeável (TUBELIS;
LINDENMAYER; COWLING, 2007; ZANETTE; DOYLE; TREMONT, 2000). Ainda,
as aves investigadas podem ser favorecidas pela proximidade de Unidades de
Conservação que podem funcionar como fragmentos fontes para os demais numa
paisagem, como encontrado para aves na Floresta Atlântica no Rio Grande do Sul
(CASAS et al., 2016).
Apenas o CAP se relacionou negativamente com a presença de C. caudata e P.
leucoptera sendo que a primeira espécie é a única espécie frugívora e apesar de florestal
consegue atravessar áreas abertas, deste modo menos sensível à fragmentação florestal
(MARINI, 2010; UEZU; METZGER; VIELLIARD, 2005). A provável causa da
diminuição da circunferência das árvores aumentar a ocorrência dessa espécie nos
fragmentos florestais seria a de possibilitar uma melhor mobilidade no sub-bosque devido
ao aumento da visibilidade para a busca de alimentos, nidificação e para detecção de
56
possíveis predadores, logo com o aumento da sucessão, menor o sub-bosque disponível
(WHELAN; MAINA, 2005). Apenas a proporção da cobertura de dossel foi importante
para determinar a presença S. scansor, sendo encontrado em áreas com menor abertura
de dossel. Segundo Sick (1997) a entrada de luz interfere na presença desta espécie que
habita trechos mais escuros das florestas.
Em relação as variáveis referentes a escala local, a quantidade de floresta foi
fortemente relacionada com a ocorrência de P. leucoptera e RENDVI com D. ochropyga.
Essas variáveis também influenciaram, entretanto com menor intensidade, a ocorrência
de S. scansor e M. leachii. Portanto, para as duas primeiras espécies, quanto maior a
proporção e a densidade das florestas maior a probabilidade de ocorrência, indicando uma
maior dependência florestal. A ocorrência de P. leucoptera foi influenciada igualmente
pela área do fragmento e pela proporção de floresta, e isso já foi reportado para outras
regiões de Mata Atlântica (BOSCOLO; METZGER, 2009).
A ocorrência de seis espécies (S. scansor, X. fuscus, D. ochropyga, P. leucoptera,
F. serrana e M. leachii) foi determinada por três métricas da paisagem (AREA, CORE e
dIIC). A área de um fragmento é uma variável importante para manutenção das espécies,
pois quanto maior a área, maior a possibilidade de recursos e habitats disponíveis,
principalmente para espécies de habitat especializado, como as que estudamos
(HOLLAND; BENNETT, 2009; KEINATH et al., 2016). Fragmentos florestais grandes
terão, por consequência, maiores probabilidades de encontrar maiores áreas nucleares e
menos borda, o que permitiu por exemplo a ocorrência de D. ochropyga. Portanto espécie
sofrem com o efeito de borda, ocorrem apenas em interiores florestais (BANKS-LEITE;
EWERS; METZGER, 2010). Devido a várias dessas espécies forragearem no solo em
busca de insetos principalmente em folhas secas (LEME, 2001; SICK, 1997), as
alterações causadas pelo efeito de borda leva a redução de alimento disponível com
alteração da composição e densidade do folhiço (LAURANCE et al., 2002). A área
nuclear, por considerar apenas a parte central de um fragmento, é um dos indicadores
mais refinados para indicar sua qualidade (MCGARIGAL; CUSHMAN; ENE, 2012)
sendo considerado peça chave da restauração e conservação de habitats (ROBINSON et
al., 1995).
A proximidade entre os fragmentos apresentou-se com um baixo poder na
predição da ocorrência das espécies de aves e se relacionou apenas com a ocorrência de
F. serrana, indicando que para esta espécie, isso é importante para sua ocorrência.
Embora não existam informações sobre a capacidade de deslocamento de F. serrana entre
57
fragmentos florestais utilizando áreas abertas ou sobre sua tolerância à matriz, podemos
supor que ela apresente baixa capacidade de deslocamento, sendo necessária a existência
de fragmentos com baixa distância entre si. Entretanto, são necessários estudos
específicos para que essa hipótese seja testada. As espécies S. scansor, X. fuscus, F.
serrana, D. ochropyga, P. leucoptera M. leachii, foram influenciadas pelo índice de
conectividade, tais espécies possuem suas ocorrências ligadas a altos graus de
conectividade funcional. Uma paisagem com conectividade maior entre as manchas de
florestas, permite que as espécies florestais se desloquem com mais facilidade,
principalmente aquelas espécies mais sensíveis a uma matriz menos permeável. A
presença de fragmentos mais conectados permitiu que espécies, como por exemplo S.
scansor ocorresse apenas nos fragmentos mais conectados, considerando seu baixo
deslocamento em áreas abertas (MARINI, 2010). Outras espécies, como X. fuscus e P.
leucoptera, conseguem se deslocar na matriz, desde que existam fragmentos menores que
funcionem como trampolins ecológicos (BOSCOLO et al., 2008; UEZU; METZGER;
VIELLIARD, 2005), assim como a existência de habitats disponíveis (AWADE;
BOSCOLO; METZGER, 2012).
Estudos que considerem múltiplas escalas da paisagem representam uma forma
mais refinada de se compreender paisagem estrutura do habitat, melhorando o
entendimento de como a fragmentação interfere na biodiversidade, o que pode levar a
melhor compreensão da situação particular de cada espécie (NEEL; MCGARIGAL;
CUSHMAN, 2004). Combinamos aqui três escalas distintas que podem auxiliar numa
melhor compreensão estudo que almejam avaliar o impacto da fragmentação sobre as
espécies. Considerando os resultados obtidos para algumas aves florestais, notou-se que
a ocorrência delas está ligada a fenômenos que ocorrem em múltiplas escalas, sendo que
a utilização de uma única escala pode levar a uma abordagem simplista e incompleta.
Ademais, estratégias de manejo e conservação que utilizam de análises realizadas em uma
única escala podem não ser eficientes na conservação destes grupos.
Referências
ALVARES, C. A. et al. Köppen’s climate classification map for Brazil. Meteorologische
Zeitschrift, v. 22, n. 6, p. 711–728, 1 dez. 2013.
ANJOS, L. DOS et al. Can habitat specialization patterns of Neotropical birds highlight
vulnerable areas for conservation in the Atlantic rainforest, southern Brazil? Biological
Conservation, v. 188, p. 32–40, 2015.
AWADE, M.; BOSCOLO, D.; METZGER, J. P. Using binary and probabilistic habitat
58
availability indices derived from graph theory to model bird occurrence in fragmented
forests. Landscape Ecology, v. 27, n. 2, p. 185–198, 2012.
AWADE, M.; METZGER, J. P. Using gap-crossing capacity to evaluate functional
connectivity of two Atlantic rainforest birds and their response to fragmentation. Austral
Ecology, v. 33, n. 7, p. 863–871, 2008.
BAGUETTE, M.; VAN DYCK, H. Landscape connectivity and animal behavior:
Functional grain as a key determinant for dispersal. Landscape Ecology, v. 22, n. 8, p.
1117–1129, 2007.
BANKS-LEITE, C.; EWERS, R. M.; METZGER, J. P. Edge effects as the principal cause
of area effects on birds in fragmented secondary forest. Oikos, v. 119, n. 6, p. 918–926,
2010.
BELMAKER, J.; SEKERCIOGLU, C. H.; JETZ, W. Global patterns of specialization
and coexistence in bird assemblages. Journal of Biogeography, v. 39, n. 1, p. 193–203,
2012.
BIBBY, C.; JONES, M.; MARSDEN, S. Expedition Field Techniques Bird Surveys.
2nd. ed. Cambridge: BirdLife International, 2000.
BINO, G. et al. Accurate prediction of bird species richness patterns in an urban
environment using Landsat‐derived NDVI and spectral unmixing. International Journal
of Remote Sensing, v. 29, n. 13, p. 3675–3700, jul. 2008.
BIRD LIFE INTERNATIONAL. Drymophila ochropyga, Ochre-rumped Antbird. The
IUCN Red List of Threatened, v. 8235, p. 1–8, 2016.
BLAZQUEZ-CABRERA, S.; BODIN, Ö.; SAURA, S. Indicators of the impacts of
habitat loss on connectivity and related conservation priorities: Do they change when
habitat patches are defined at different scales? Ecological Indicators, v. 45, p. 704–716,
2014.
BOSCOLO, D. et al. Importance of interhabitat gaps and stepping-stones for lesser
woodcreepers (Xiphorhynchus fuscus) in the Atlantic forest, Brazil. Biotropica, v. 40, n.
3, p. 273–276, 2008.
BOSCOLO, D.; METZGER, J. P. Is bird incidence in Atlantic forest fragments
influenced by landscape patterns at multiple scales? Landscape Ecology, v. 24, n. 7, p.
907–918, 14 jun. 2009.
BOSCOLO, D.; METZGER, J. P.; VIELLIARD, J. M. E. Efficiency of playback for
assessing the occurrence of five bird species in Brazilian Atlantic Forest fragments. Anais
da Academia Brasileira de Ciências, v. 78, n. 4, p. 629–644, dez. 2006.
BROOKS, T.; TOBIAS, J.; BALMFORD, A. Deforestation and bird extinctions in the
Atlantic forest. Animal Conservation, v. 2, n. 3, p. 211–222, ago. 1999.
CASAS, G. et al. Habitat structure influences the diversity, richness and composition of
bird assemblages in successional Atlantic rain forests. Tropical Conservation Science,
v. 9, n. 1, p. 503–524, 2016.
CORRY, R. C. Characterizing fine-scale patterns of alternative agricultural landscapes
59
with landscape pattern indices. Landscape Ecology, v. 20, n. 5, p. 591–608, 2005.
DENOËL, M.; LEHMANN, A. Multi-scale effect of landscape processes and habitat
quality on newt abundance: Implications for conservation. Biological Conservation, v.
130, n. 4, p. 495–504, 2006.
FAHRIG, L. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of
Ecology, Evolution, and Systematics, v. 34, p. 487–515, 2003.
FERREIRA, R. P. et al. Old Fragments of Forest Inside an Urban Area Are Able to Keep
Orchid Bee (Hymenoptera: Apidae: Euglossini) Assemblages? The Case of a Brazilian
Historical City. Neotropical Entomology, v. 42, n. 5, p. 466–473, 2013.
FISCHER, J.; LINDENMAYER, D. B. Landscape modification and habitat
fragmentation: a synthesis. Global Ecology and Biogeography, v. 12, p. 265–280, 2007.
FOLEY, J. A. et al. Global Consequences of Land Use. Science, v. 309, n. 5734, p. 570–
574, 2005.
FUNDAÇÃO SOS MATA ATLÂNTICA. Atlas dos remanescentes florestais da Mata
Atlântica, período de 2000 a 2005. [s.l.] Fundação S.O.S. Mata Atlântica e Instituto
Nacional de Pesquisas Espaciais. http://www.sosmatatlantica.org.br, 2008.
GITELSON, A. A.; MERZLYAK, M. N.; LICHTENTHALER, H. K. Detection of Red
Edge Position and Chlorophyll Content by Reflectance Measurements Near 700 nm.
Journal of Plant Physiology, v. 148, n. 3–4, p. 501–508, 1996.
GOULART, F. F. et al. Where matrix quality most matters? Using connectivity models
to assess effectiveness of matrix conversion in the Atlantic Forest. Natureza &
Conservação, v. 25, p. 1–7, 2015.
HANSBAUER, M. M. et al. Comparative range use by three Atlantic Forest understorey
bird species in relation to forest fragmentation. Journal of Tropical Ecology, v. 24, n. 3,
p. 291–299, 2008.
HANSBAUER, M. M. et al. Microhabitat Selection of three Forest Understory Birds in
the Brazilian Atlantic Rainforest. Biotropica, v. 42, n. 3, p. 355–362, 2010a.
HANSBAUER, M. M. et al. Landscape perception by forest understory birds in the
Atlantic Rainforest: Black-and-white versus shades of grey. Landscape Ecology, v. 25,
n. 3, p. 407–417, 2010b.
HANSEN, A. J. et al. Effects of exurban development on biodiversity: patterns,
mechanisms, and research needs. Ecological Applications, v. 15, n. 6, p. 1893–1905,
2005.
HOLLAND, G. J.; BENNETT, A. F. Differing responses to landscape change:
implications for small mammal assemblages in forest fragments. Biodiversity and
Conservation, v. 18, p. 2997–3016, 2009.
IMANI, M.; GHASSEMIAN, H. Feature space discriminant analysis for hyperspectral
data feature reduction. ISPRS Journal of Photogrammetry and Remote Sensing, v.
102, p. 1–13, 2015.
60
KEINATH, D. A. et al. A global analysis of traits predicting species sensitivity to habitat
fragmentation. Global Ecology and Biogeography, p. 1–13, 2016.
LAURANCE, W. F. et al. Ecosystem Decay of Amazonian Forest Fragments: a 22-Year
Investigation. Conservation Biology, v. 16, n. 3, p. 605–618, 2002.
LEME, A. Foraging substrate selection by Ochre-rumped Antbird Drymophila
ochropyga. Ararajuba, v. 9, n. 1, p. 7–11, 2001.
LI YONG, D. et al. Do insectivorous bird communities decline on land-bridge forest
islands in Peninsular Malaysia? Journal of Tropical Ecology, v. 27, n. January 2011, p.
1–14, 2011.
LIMA, C. A. et al. Dieta de aves da Mata Atlântica: uma abordagem baseada em
conteúdos estomacais. Ornitología Neotropical, v. 21, n. May, p. 425–438, 2010.
LINDENMAYER, D. et al. A checklist for ecological management of landscapes for
conservation. Ecology Letters, v. 11, n. 1, p. 78–91, 2008.
MARINI, M. Â. Bird movement in a fragmented Atlantic Forest landscape. Studies on
Neotropical Fauna and Environment, v. 45, n. 1, p. 1–10, 21 abr. 2010.
MATEO-SÁNCHEZ, M. C. et al. Seasonal and temporal changes in species use of the
landscape: how do they impact the inferences from multi-scale habitat modeling?
Landscape Ecology, v. 31, n. 6, p. 1261–1276, 2016.
MATHIAS, L. B.; DUCA, C. Territoriality of six thamnophilidae species in a cloud forest
in southeastern Brazil. The Wilson Journal of Ornithology, v. 128, n. 4, p. 752–759,
dez. 2016.
MCGARIGAL, K.; CUSHMAN, S.; ENE, E. Fragstats v4: Spatial pattern analysis
program for categorical and continuous maps. Computer software program
produced by the authors at the University of Massachusetts, Amherst.
AmherstUniversity of Massachusetts, , 2012.
MELLES, S.; GLENN, S.; MARTIN, K. Urban bird diversity and landscape complexity:
Species-environment associations along a multiscale habitat gradient. Conservation
Ecology, v. 7, n. 1, p. 5, 2003.
MESQUITA, R. C. G.; DELAMÔNICA, P.; LAURANCE, W. F. Effect of surrounding
vegetation on edge-related tree mortality in Amazonian forest fragments. Biological
Conservation, v. 91, n. 2–3, p. 129–134, 1999.
MMA. Catálogo de imagens de satélite Rapideye do Ministério do Meio Ambiente.
Disponível em: <www.geocatalogo.mma.gov.br>. Acesso em: 5 jun. 2016.
MOREIRA-LIMA, L. Aves da Mata Atlântica: riqueza, composição, status,
endemismos e conservação. São Paulo: Universidade de São Paulo, 2014.
MURCIA, C. Edge effects in fragmented forests: implications for conservation. Trends
in Ecology & Evolution, v. 10, n. 2, p. 58–62, 1995.
NEEL, M. C.; MCGARIGAL, K.; CUSHMAN, S. A. Behavior of class-level landscape
metrics across gradients of class aggregation and area. Landscape Ecology, v. 19, n. 4,
61
p. 435–455, 2004.
NEWBOLD, T. et al. Ecological traits affect the response of tropical forest bird species
to land-use intensity. Proceedings of the Royal Society B 280:201221, p. 1–8, 2012.
PASCUAL-HORTAL, L.; SAURA, S. Integrating landscape connectivity in broad-scale
forest planning through a new graph-based habitat availability methodology: application
to capercaillie (Tetrao urogallus) in Catalonia (NE Spain). European Journal of Forest
Research, v. 127, n. 1, p. 23–31, 9 jan. 2008.
PIRATELLI, A. et al. Searching for bioindicators of forest fragmentation: passerine birds
in the Atlantic forest of southeastern Brazil. Brazilian Journal of Biology, v. 68, n. 2, p.
259–268, maio 2008.
POLETTO, F. et al. Caracterização dos macro e microhabitats e segregação ecológica de
cinco espécies de arapaçus (Aves: Dendrocolaptidae) em um fragmento florestal da
região de Londrina, Norte do Estado do Paraná. Ararajuba, v. 12, n. 2, p. 89–96, 2004.
POLLOCK, H. S. et al. Absence of microclimate selectivity in insectivorous birds of the
Neotropical forest understory. Biological Conservation, v. 188, p. 831–841, 2015.
POWELL, L. L.; CORDEIRO, N. J.; STRATFORD, J. A. Ecology and conservation of
avian insectivores of the rainforest understory: A pantropical perspective. Biological
Conservation, v. 188, p. 1–10, abr. 2015.
R DEVELOPMENT CORE TEAM. R: A language and environment for statistical
computingVienna, AustriaR Foundation for Statistical Computing, , 2008.
REGENT INSTRUMENTS INC. WinScanopy PRO 2013a for canopy analyses.
Manual ed. Quebec, Canada: [s.n.].
RIBON, R. et al. Plano de Manejo do Parque Estadual do Itacolomi - Relatório Final
- Avifauna. Ouro Preto - MG: [s.n.].
RIBON, R.; MARINI, M. Â. Small territory sizes and high densities of insectivorous
birds in an Atlantic Forest secondary fragment, Brazil. Revista Brasileira de
Ornitologia, v. 24, n. 4, p. 303–313, 2016.
ROBINSON, S. K. et al. Regional Forest Fragmentation and the Nesting Success of
Migratory Birds. Science, v. 267, n. 5206, p. 1987–1990, 1995.
SAHANA, M.; SAJJAD, H.; AHMED, R. Assessing spatio-temporal health of forest
cover using forest canopy density model and forest fragmentation approach in Sundarban
reserve forest, India. Modeling Earth Systems and Environment, v. 1, n. 4, p. 49, 2015.
SAURA, S.; TORNÉ, J. Conefor User Manual v. 2.6.MadridUniversidad Politécnica de
Madrid, , 2012.
SEKERCIOGLU, C. H. et al. Disappearance of insectivorous birds from tropical forest
fragments. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of
America, v. 99, n. 1, p. 263–7, 8 jan. 2002.
SICK, H. Ornitologia Brasileira. Rio de Janeiro: Nova Fronteira, 1997.
SILVA, R. A. et al. Avaliação da cobertura florestal na paisagem de Mata Atlântica No
62
Ano De 2010, Na Região De Ouro Preto - MG. Cerne, v. 21, n. 2, p. 301–309, 2015.
SIMS, D. A.; GAMON, J. A. Relationships between leaf pigment content and spectral
reflectance across a wide range of species, leaf structures and developmental stages.
Remote Sensing of Environment, v. 81, n. 2–3, p. 337–354, 2002.
STOTZ, D. F. et al. (EDS.). Neotropical birds: ecology and conservation. Chicago,
USA: University of Chicago Press, 1996.
STRATFORD, J. A.; STOUFFER, P. C. Forest fragmentation alters microhabitat
availability for Neotropical terrestrial insectivorous birds. Biological Conservation, v.
188, p. 109–115, ago. 2015.
THOMPSON, F. R. et al. A Multi-Scale Perspective of the Effects of Forest
Fragmentation on Birds in Eastern Forests. In: GEORGE, T. L.; DOBKIN, D. S. (Eds.).
. Effects of Habitat Fragmentation on Birds in Western Landscapes: Contrasts With
Paradigms from the Eastern United States. [s.l.] Cooper Ornithological Society, 2002.
p. Studies in Avian Biology No. 25:8-19.
TISCHENDORF, L.; BENDER, D. J.; FAHRIG, L. Evaluation of patch isolation metrics
in mosaic landscapes for specialist vs. generalist dispersers. Landscape Ecology, v. 18,
p. 41–50, 2003.
TUBELIS, D. P.; LINDENMAYER, D. B.; COWLING, A. Bird populations in native
forest patches in south-eastern Australia: The roles of patch width, matrix type (age) and
matrix use. Landscape Ecology, v. 22, n. 7, p. 1045–1058, 2007.
UEZU, A.; METZGER, J. P. Vanishing bird species in the Atlantic Forest: relative
importance of landscape configuration, forest structure and species characteristics.
Biodiversity and Conservation, v. 20, n. 14, p. 3627–3643, 13 set. 2011.
UEZU, A.; METZGER, J. P.; VIELLIARD, J. M. E. Effects of structural and functional
connectivity and patch size on the abundance of seven Atlantic Forest bird species.
Biological Conservation, v. 123, n. 4, p. 507–519, jun. 2005.
VISCO, D. M. et al. Patterns and causes of understory bird declines in human-disturbed
tropical forest landscapes: A case study from Central America. Biological Conservation,
v. 191, n. March 2016, p. 117–129, 2015.
WALZ, U. Landscape Structure, Landscape Metrics and Biodiversity. Living Rev.
Landscape Res, v. 5, n. 3, p. 1–35, 2011.
WHELAN, C. J.; MAINA, G. G. Effects of season, understorey vegetation density,
habitat edge and tree diameter on patch-use by bark-foraging birds. Functional Ecology,
v. 19, n. 3, p. 529–536, 2005.
ZANETTE, L.; DOYLE, P.; TREMONT, S. M. Food Shortage in Small Fragments:
Evidence From an Area-Sensitive Passerine. Ecology, v. 81, n. 6, p. 1654–1666, 2000.
63
CONCLUSÃO GERAL
Com este trabalho podemos vislumbrar parte da estrutura da paisagem para a
região de Ouro Preto, no que concerne a fragmentos florestais de Mata Atlântica. Na
região é possível encontrar uma considerável presença de áreas verdes, o que incluí
também fitofisionomias diversas das que foram tomadas aqui como alvo. Em relação a
estrutura foi constatada a presença de grandes fragmentos com pequena distância entre
eles, o que para nós permitiu que mesmo espécies mais exigentes quanto ao habitat fossem
encontradas, o que pode significar que a conectividade compensa o tamanho dos
fragmentos para estas aves.
Quanto a conectividade conseguimos definir áreas que apresentam grande
importância para a paisagem assim como áreas com menores importâncias, que apesar do
tamanho apresentam condições para que as aves florestais escolhidas fossem encontradas.
O que traduzimos aqui como sugestão para que estes fragmentos, independentemente do
tamanho, tenham sua manutenção assegurada, assim como ampliada e protegida, para que
possibilitem otimizar a conectividade. Tais sugestões são relevantes quando se analisar
as áreas protegidas com a presença de Unidades de Conservação e de políticas públicas,
regidas pelo plano diretor, e encontramos poucas áreas com alto grau de proteção. Sem
contar que núcleos urbanos estão sempre em expansão, mesmo com restrições legais,
exigindo estudos constantes para assegurar melhores interpretações sobre a paisagem
atual. Ressaltando também a recomendação de estudos direcionados para a criação de
corredores ecológicos para que se estabeleçam rotas prioritárias, que assim possam
endossar ainda mais futuras decisões de gestores.
Concluímos que é possível a partir da seleção de um grupo de espécies que
apresentem algum tipo de especialização em relação ao habitat que ocupam e sob
diferentes respostas à antropização, possibilitem um bom termômetro para a avalição de
uma paisagem. Estas espécies se mostraram boas indicadoras para áreas florestais de Mata
Atlântica na região do Espinhaço Sul, sugerimos que estudos sobre tendências
populacionais das mesma sejam realizadas para complementação do resultados aqui
apresentados. Para tanto é importante escolher métricas e escalas que avaliem a respostas
das espécies, considerando suas diversidades ecológicas.
64
ANEXOS
ANEXO A - Espécies de aves escolhidas
São todas endêmicas da Mata Atlântica (BROOKS; TOBIAS; BALMFORD,
1999; MOREIRA-LIMA, 2014). A dieta da maioria é insetívora, exceto Chiroxiphia
caudata, que é frugívoro. As espécies que foram fotografadas nos estudos de campo são
exibidas ao final (fig. 1).
1. Sclerurus scansor (Ménétriès, 1835)
O vira-folha (19,5 cm) é uma ave terrícola e insetívora que vive em locais escuros
de mata, construindo ninhos escavados em barrancos ou em raízes de árvores caídas
(SICK, 1997). É considerada como uma espécie dependente de interior florestal,
preferencialmente florestas mais velhas e altamente sensível à perturbações antrópicas
(HANSBAUER et al., 2010; STOTZ et al., 1996). Seu deslocamento na paisagem pode
ser de 1200 m, dentro de florestas, no período reprodutivo sendo que em áreas abertas
pode locomover em até 150 m (MARINI, 2010). Possuí duas subespécies, sendo a S. s.
scansor com distribuição no sudeste brasileiro até o nordeste argentino (HOYO;
ELLIOTT; CHRISTIE, 2003).
2. Xiphorhynchus fuscus (Vieillot, 1818)
O arapaçu-rajado (17 cm) é um dendrocolaptídeo insetívoro e arborícola que
nidifica em cavidades de árvores (SICK, 1997), capturando o alimento preferência em
superfícies desnudas ou cobertas por líquens e em cobertura vegetal morta (PARRINI;
PACHECO, 2010). Esta espécie realiza movimentos entre fragmentos por distâncias
maiores que 100 m com o auxílio de árvores isoladas (BOSCOLO et al., 2008) e dentro
de florestas pode deslocar-se no mínimo por 700 m (MARINI, 2010). Pode ser encontrada
em bandos misto juntamente com o Automolus leucophthalmus (PARRINI; PACHECO,
2010). Considerada como altamente sensível à perturbações antrópicas (STOTZ et al.,
1996). Quatro subespécies reconhecidas, sendo X. f. fuscus presente no sudeste do Brasil
(HOYO; ELLIOTT; CHRISTIE, 2003).
3. Myiothlypis leucoblephara (Vieillot, 1817)
O pula-pula-assobiador (14,4 cm) é uma espécie insetívora de sub-bosque que
habita o interior de mata, procurando alimento preferencialmente no solo (SICK, 1997)
ou com altura não superior a um metro (MENDONÇA-LIMA; HARTZ; KINDEL, 2004).
Considerada uma espécie muito abundante tanto em fragmentos grandes quanto
pequenos, desde que estes estejam conectados (ANJOS; BOÇON, 1999; UEZU;
65
METZGER; VIELLIARD, 2005) e com grau médio de sensibilidade à perturbações
antrópicas (STOTZ et al., 1996). É divido em duas subespécies, sendo M. l. leucoblephara
encontrada na região Sudeste do Brasil (HOYO; ELLIOTT; CHRISTIE, 2010).
4. Formicivora serrana Hellmayr, 1929
O formigueiro-da-serra (12,5 cm) é um insetívoro de sub-bosque que habita matas
secundárias. Ocorre no SE do Brasil (MG, ES e RJ) e recentemente foi encontrado mais
ao norte de MG (FILHO; DO AMARAL; FIRME, 2011). Dividido em duas subespécies
(SICK, 1997), sendo a F. s. serrana encontrada na região leste de Minas Gerais incluindo
Ouro Preto (HOYO; ELLIOTT; CHRISTIE, 2003). Considerada com grau médio de
sensibilidade à perturbações antrópicas (STOTZ et al., 1996).
5. Automolus leucophthalmus (Wied, 1821)
O barranqueiro-de-olho-branco é um insetívoro que constrói seus ninhos em
barranco, quase horizontalmente no solo, ocorre do nordeste do Brasil até a Argentina
(SICK, 1997). Ocupa um grau variado de tipos florestais, com densidades da vegetação e
altimetrias diferentes (ANJOS et al., 2015) deslocando com um mínimo de 400 m dentro
das florestas (MARINI, 2010). Pode ser encontrada em bandos mistos juntamente com o
Xiphorhynchus fuscus (PARRINI; PACHECO, 2010). A espécies é dividida em três
subespécies, sendo a Automolus leucophthalmus sulphurascens que ocorre no sudeste
brasileiro (HOYO; ELLIOTT; CHRISTIE, 2003). Considerada com grau médio de
sensibilidade à perturbações antrópicas (STOTZ et al., 1996).
6. Pyriglena leucoptera (Vieillot, 1818)
A papa-taoca-do-sul (17 cm) é um insetívoro de sub-bosque de mata fechada que
se alimenta principalmente de formigas, com relatos de ser encontrados somente em áreas
maiores que 300 ha, ocorre da Bahia até a Argentina e Paraguai (GOMES; ALVES;
RIBEIRO, 2001; SICK, 1997). Embora possa também ser encontrada em fragmentos
menores desde que estejam conectados (UEZU; METZGER; VIELLIARD, 2005) e
usando variados tipos de matriz (HANSBAUER et al., 2008a). Defende um território de
aproximadamente 2 ha (DUCA; GUERRA; MARINI, 2006), utiliza diferentes tipos
florestais, com densidades da vegetação e altimetrias diferentes (ANJOS et al., 2015),
deslocando com um mínimo de 400 m dentro das florestas (MARINI, 2010). Considerada
com grau médio de sensibilidade à perturbações antrópicas (STOTZ et al., 1996).
7. Chiroxiphia caudata (Shaw & Nodder, 1793)
O tangará (13 cm) é uma ave frugívora que utiliza tanto o sub-bosque quanto o
dossel (FADINI; DE MARCO, 2004). Encontrada em bordas de áreas urbanas e apresenta
66
comportamento de lek ou arena de exibição, machos se exibem em um local para uma
fêmea (FOSTER, 1981; SICK, 1997). A fragmentação de habitas não altera sua
abundância (HANSBAUER et al., 2008b; UEZU; METZGER; VIELLIARD, 2005). Tem
deslocamento mínimo de 1 a 1,2 km entre florestas e cerrado e entre florestas,
respectivamente (MARINI, 2010). Considerada com grau baixo de sensibilidade à
perturbações antrópicas (STOTZ et al., 1996).
8. Thamnophilus caerulescens Vieillot, 1816
A choca-da-mata é uma ave insetívora que ocupa do sub-bosque ao dossel de orlas
de matas e capoeiras altas e densas (SICK, 1997). Possuí oito subespécies, sendo o T.
c. caerulescens encontrado do NE do Paraguai e N da Argentina até o sul da Bahia
(ZIMMER; ISLER, 2016). Ocupa territórios de aproximadamente dois hectares (DUCA;
GUERRA; MARINI, 2006). Considerada com baixo grau de sensibilidade à perturbações
antrópicas (STOTZ et al., 1996).
9. Drymophila ochropyga (Hellmayr, 1906)
A choquinha-de-dorso-vermelho é uma ave insetívora de sub-bosque encontrada
em áreas de montanhas do sul da Bahia até Santa Catarina (SICK, 1997). Existem seis
espécies do mesmo gênero que são endêmicas da mata atlântica e entre elas há uma
divisão altitudinal na ocorrência, sendo que a D. ochropyga sobrepõe com a D. rubricollis
(entre 900 e 1.570 m de altitude) e com a D. malura (entre 800 e 1.450 m) (RAJÃO;
CERQUEIRA, 2006). Considerada com médio grau de sensibilidade às perturbações
antrópicas (STOTZ et al., 1996). A choquinha-de-dorso-vermelho está na lista de espécies
vulneráveis (BIRD LIFE INTERNATIONAL, 2016).
10. Mackenziaena leachii (Such, 1825)
A borralhara-assobiadora é uma ave de ambiente florestal e de ocorrência do
sudeste do Brasil até norte da Argentina e leste do Paraguai (SICK, 1997) sendo
encontrada também em área de campos de altitude, acima de 2.000 m (RODRIGUES et
al., 2011; VASCONCELOS, 2003). Considerada com médio grau de sensibilidade a
perturbações antrópicas (STOTZ et al., 1996).
67
Sclerurus scansorXiphorhynchus fuscusMyiothlypis leucoblepharaAutomolus leucophthalmusPyriglena leucopteraChiroxiphia caudata (fêmea)
Thamnophilus caerulescens (fêmea)Drymophila ochropygaFormicivora serrana Mackenziaena leachii
Figura 1. Espécies de Aves florestais endêmicas da Mata Atlântica utilizadas na avaliação da fragmentação florestal na região de Ouro
Preto – MG. 2016. A: Sclerurus scansor; B: Xiphorhynchus fuscus; C: Myiothlypis leucoblephara; D: Automolus leucophthalmus; E:
Pyriglena leucoptera; F: Chiroxiphia caudata (fêmea); G: Thamnophilus caerulescens (fêmea); H: Drymophila ochropyga; I:
Formicivora serrana; J: Mackenziaena leachii. Fotos: Tulaci Bhakti, exceto F. serrana (hbw.com/ibc/1011873) e M. leachii
(hbw.com/ibc/1086021).
A B C D
E F G H
I J
68
Referências
ANJOS, L. DOS et al. Can habitat specialization patterns of Neotropical birds highlight
vulnerable areas for conservation in the Atlantic rainforest, southern Brazil? Biological
Conservation, v. 188, p. 32–40, 2015.
ANJOS, L. DOS; BOÇON, R. Birds communities in natural patches in Southern Brazil.
The Wilson Bulletin, v. 111, n. 3, p. 397–414, 1999.
BIRD LIFE INTERNATIONAL. Drymophila ochropyga, Ochre-rumped Antbird. The
IUCN Red List of Threatened, v. 8235, p. 1–8, 2016.
BOSCOLO, D. et al. Importance of interhabitat gaps and stepping-stones for lesser
woodcreepers (Xiphorhynchus fuscus) in the Atlantic forest, Brazil. Biotropica, v. 40, n.
3, p. 273–276, 2008.
BROOKS, T.; TOBIAS, J.; BALMFORD, A. Deforestation and bird extinctions in the
Atlantic forest. Animal Conservation, v. 2, n. 3, p. 211–222, ago. 1999.
DUCA, C.; GUERRA, T. J.; MARINI, M. Â. Territory size of three Antbirds (Aves,
Passeriformes) in an Atlantic Forest fragment in southeastern Brazil. Revista Brasileira
de Zoologia, v. 23, n. 3, p. 692–698, set. 2006.
FADINI, R. F.; DE MARCO, P. J. Interações entre aves frugívoras e plantas em um
fragmento de mata atlântica de Minas Gerais. Ararajuba, v. 12, n. 2, p. 97–103, 2004.
FILHO, H. B.; DO AMARAL, F. R.; FIRME, D. H. New specimens extend the range of
Serra Antwren Formicivora serrana. Cotinga, v. 33, n. 1, p. 145–147, 2011.
FOSTER, M. S. Cooperative behavior and social organization of the Swallow-tailed
Manakin (Chiroxiphia caudata). Behavioral Ecology and Sociobiology, v. 9, n. 3, p.
167–177, out. 1981.
GOMES, V. S. DA M.; ALVES, V. S.; RIBEIRO, J. R. I. Itens alimentares encontrados
em amostras de regurgitação de Pyriglena leucoptera (Vieillot) (Aves, Thamnophilidae)
em uma floresta secundária no Estado do Rio de Janeiro. Revista Brasileira de Zoologia,
v. 18, n. 4, p. 1073–1079, dez. 2001.
HANSBAUER, M. M. et al. Movements of neotropical understory passerines affected by
anthropogenic forest edges in the Brazilian Atlantic rainforest. Biological Conservation,
v. 141, n. 3, p. 782–791, 2008a.
69
HANSBAUER, M. M. et al. Comparative range use by three Atlantic Forest understorey
bird species in relation to forest fragmentation. Journal of Tropical Ecology, v. 24, n. 3,
p. 291–299, 2008b.
HANSBAUER, M. M. et al. Landscape perception by forest understory birds in the
Atlantic Rainforest: Black-and-white versus shades of grey. Landscape Ecology, v. 25,
n. 3, p. 407–417, 2010.
HOYO, J. DEL; ELLIOTT, A.; CHRISTIE, D. A. (EDS.). Handbook of the Birds of
the World - Volume 8 Broadbills to Tapaculos. Barcelona, Spain: Lynx Edicions, 2003.
HOYO, J. DEL; ELLIOTT, A.; CHRISTIE, D. A. (EDS.). Handbook of the Birds of
the World - Volume 15 Weavers to New World Warblers. Barcelona, Spain: Lynx
Edicions, 2010.
MARINI, M. Â. Bird movement in a fragmented Atlantic Forest landscape. Studies on
Neotropical Fauna and Environment, v. 45, n. 1, p. 1–10, 21 abr. 2010.
MENDONÇA-LIMA, A.; HARTZ, S. M.; KINDEL, A. Foraging behavior of the White-
browed (Basileuterus leucoblepharus) and the Golden-crowned (B. culicivorus) Warblers
in a Semidecidual Forest in Southern Brazil. Ornitologia Neotropical, v. 15, p. 5–15,
2004.
MOREIRA-LIMA, L. Aves da Mata Atlântica: riqueza, composição, status,
endemismos e conservação. São Paulo: Universidade de São Paulo, 2014.
PARRINI, R.; PACHECO, J. F. Comportamento de forrageamento de Xiphorhynchus
fuscus (Passeriformes: Dendrocolaptidae) na Floresta Atlântica do estado do Rio de
Janeiro, sudeste do Brasil. Atualidades Ornitológicas, v. 155, n. 1983, p. 62–69, 2010.
RAJÃO, H.; CERQUEIRA, R. Distribuição altitudinal e simpatria das aves do gênero
Drymophila Swainson Distribibuição simpatria do gênero Swainson (Passeriformes,
Thamnophilidae) na Mata Atlântica. Revista Brasileira de Zoologia, v. 23, n. 3, p. 597–
607, 2006.
RODRIGUES, M. et al. Avifauna, Alto do Palácio, Serra do Cipó National Park, state of
Minas Gerais, southeastern Brazil. Check List, v. 7, n. 2, p. 151–161, 2011.
SICK, H. Ornitologia Brasileira. Rio de Janeiro: Nova Fronteira, 1997.
70
STOTZ, D. F. et al. (EDS.). Neotropical birds: ecology and conservation. Chicago,
USA: University of Chicago Press, 1996.
UEZU, A.; METZGER, J. P.; VIELLIARD, J. M. E. Effects of structural and functional
connectivity and patch size on the abundance of seven Atlantic Forest bird species.
Biological Conservation, v. 123, n. 4, p. 507–519, jun. 2005.
VASCONCELOS, M. F. DE. A avifauna dos campos de altitude da Serra do Caparaó,
estados de Minas Gerais e Espírito Santo, Brasil. Cotinga, v. 19, p. 40–48, 2003.
ZIMMER, K.; ISLER, M. L. Variable Antshrike (Thamnophilus caerulescens). In: DEL
HOYO, J. et al. (Eds.). . Handbook of the Birds of the World Alive. Barcelona: Lynx
Edicions, 2016.
71
ANEXO B - Áreas de Estudo
Figura 1. Exemplo da vegetação de sub-bosque encontrada em cada um dos 13 fragmentos florestais de
Mata Atlântica na região de Ouro Preto (MG) utilizados para a investigação da ocorrência de algumas aves
florestais, 2016. Fotos: Tulaci Bhakti
Andorinhas I Andorinhas IIFazenda da
Brígida
Cadeia Campo Horto dos Contos
Padre Faria Passa DezParque Estadual do
Itacolomi
Sede CampestreTrevo
Estação Ecológica doTripuí
Vermelhão
72
ANEXO C - Metodologia
Equipamentos utilizados
Classificação do uso do solo
Figura 2. Mapa de uso solo indicando as classes para a área de estudo na região de Ouro Preto (MG). 2016.
Mid-OMount. Aparelho usado para fotografias da
análise de abertura de dossel (h=65 cm),
acoplado a uma lente olho-de-peixe.
Medição da circunferência a altura do peito (CAP)
Gravador (Sony ICD PX312) utilizado para o método de
playback, com caixa amplificadora (IBT65BE
iHome)
Figura 1. Equipamentos utilizados em campo. Fotos Tulaci Bhakti.
73
Figura 3. Imagem do satélite Rapideye (realizada em 20/08/2011) usada para a classificação de uso do solo
da região de Ouro Preto (MG), para classificação do uso do solo e determinação dos fragmentos florestais
de Mata Atlântica existente, 2016. Obtida em: http://geocatalogo.ibama.gov.br/
1 2 3
Fotografia de Dossel
Figura 4. Exemplo de das fotografias de dossel do interior dos fragmentos florestais de Mata Atlântica na
região de Ouro Preto (MG), 2016. Cada três variações na abertura do obturador (variando assim a
intensidade de luz), numeradas na imagem de 1 a 3. Foram obtidas com a lente olho-de-peixe acoplada ao
equipamento Mid-OMount.