mamferos e aves de grande porte do parque estadual ilha do
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ABUNDÂNCIA, DENSIDADE E TAMANHO POPULACIONAL DE
AVES E MAMÍFEROS CINEGÉTICOS NO PARQUE ESTADUAL
ILHA DO CARDOSO, SP, BRASIL
CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Dissertação apresentada à Escola Superior de Agricultura
Luiz de Queiroz”, Universidade de São Paulo, para
obtenção do título de Mestre em Ecologia de
Agroecossistemas.
P I R A C I C A B A
Estado de São Paulo - Brasil
Outubro - 2004
ABUNDÂNCIA, DENSIDADE E TAMANHO POPULACIONAL DE
AVES E MAMÍFEROS CINEGÉTICOS NO PARQUE ESTADUAL
ILHA DO CARDOSO, SP, BRASIL
CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO Bacharel em Ciências Biológicas
Orientador: Prof. Dr. MAURO GALETTI RODRIGUES
Dissertação apresentada à Escola Superior de Agricultura
Luiz de Queiroz”, Universidade de São Paulo, para
obtenção do título de Mestre em Ecologia de
Agroecossistemas.
P I R A C I C A B A
Estado de São Paulo - Brasil
Outubro - 2004
Dados Internacionais de Catalogação na Publicação (CIP)
DIVISÃO DE BIBLIOTECA E DOCUMENTAÇÃO - ESALQ/USP
Bernardo, Christine Steiner São Abundância, densidade e tamanho populacional de aves e mamíferos cinegéticos no
Parque Estadual Ilha do Cardoso , SP, Brasil / Christine Steiner São Bernardo. - - Piracicaba, 2004.
152 p. : il.
Dissertação (Mestrado) - - Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz, 2004. Bibliografia. Entrada de sobrenome de acordo com a forma de preferência do autor.
1. Área de conservação 2. Aves 3. Caça 4. Densidade populacional 5. Ilha do Cardoso 6. Mamíferos 7. Parques estaduais 8. Proteção ambiental I. Título
CDD 639.9
“Permitida a cópia total ou parcial deste documento, desde que citada a fonte – O autor”
“ B L I N D N E S S T O R E A L I T Y
I S D A N G E R O U S ”
(G.B. SCHALLER, 2000)
AGRADECIMENTOS
Tenho a sorte de ter uma família bastante compreensiva e que tornou possível a
realização dessa dissertação de mestrado, mesmo sem auxílio de bolsa de estudo...
Minha estadia em Piracicaba, ainda que curta, foi bem proveitosa e contribuiu para
enriquecer meus conhecimentos. Muito obrigada a meu pai Fred, a minha mãe Nani,
minha irmã Camila e Babi.
Ao Prof. Mauro Galetti, pelo incentivo com a realização do trabalho de campo,
pelas idéias que ajudaram muito na elaboração da dissertação e por ter me concedido
uma oportunidade de fazer pós-graduação em uma instituição pública e reconhecida.
Agradeço aos professores Carlos A. Vettorazzi, Ariovaldo da Cruz Neto e
Adriano Chiarello pelas orientações, instruções, dicas, críticas e comentários que
ajudaram muito na elaboração desse trabalho. Agradeço também ao Roberto Azeredo
pelos dados fornecidos sobre jacutingas e ao Daniel Brito pela imensa ajuda na
utilização da análise de viabilidade de populações.
A todos os funcionários do Parque Estadual Ilha do Cardoso (PEIC), em especial
ao Seu Romeu, Lair e Nanque, sempre prestativos. Ao Instituto Florestal pela
autorização em coletar dados no PEIC e ao responsável pela administração do parque,
Marcos Campolim, que apoiou o longo trabalho de campo, tornando a pesquisa viável
mesmo em locais de difícil acesso.
Meu especial agradecimento aos “anfitriões” que, com uma simplicidade
inesquecível, tornaram minha estadia muito agradável no PEIC: Cláudio, Jucira,
Luizinho, D. Maria, Pepa, Seu Chico, Seu Zé Muniz, Seu João Cardoso, D. Ernestina,
Zilda e Antônio Neves. A todos que me auxiliaram no reconhecimento da área, abertura
das trilhas e transporte: Cláudio, Neca, Seu Japão, Claudinei, Seu Zé Cordeiro, Cláudio
v
Bernardo, Juninho, Seu Roberto, Adevanir, Ayres, Vica, Jorge e a todos os outros
guarda – parque da ilha.
Ao José Vicente E. Bernardi, que mostrou-me a maior parte da ilha e
disponibilizou muitas informações e mapas digitalizados do PEIC e Rodrigo Castro pela
companhia na cabana e informações sobre a vegetação. Os tantos quilômetros
percorridos nos censos só foram possíveis graças a minha companheira de campo,
Camila I. Donatti. Ao Renato M. Marques pela ajuda com o programa Distance e pela
troca de informações sobre o complexo quebra-cabeça das análises de estrutura da
vegetação, com opiniões valiosas também de Denis C. Briani e Paulo Miúdo.
Às estagiárias que me ajudaram a coletar os dados de vegetação, suportaram os
perrengues da Mata Atlântica e dividiram as mutucas, os micuins e os carrapatos
comigo: Carol Denzin, Marcela, Carla, Cristiane e Fabiana.
Agradeço a ajuda disponibilizada pela Roberta e Jesuíno Ferrari do Depto. de
Engenharia Rural- ESALQ/USP. Ao Departamento de Ecologia- UNESP- Rio Claro, em
especial ao Sérgio e Carlos que me transportavam até Cananéia com admirável boa
vontade e humor. À secretária do curso de PPGI- EA- ESALQ/USP, Regina Freitas, pela
ajuda com a burocracia e à Silvia da Biblioteca Central da ESALQ/ USP pela imensa
ajuda nas normas de estruturação da dissertação.
Ao meu namorado Pedro por ter me ajudado e acompanhado na maior parte do
trabalho de campo, pela paciência em explicar análises estatísticas, pelas opiniões
valiosas durante a elaboração dessa dissertação, pela inspiração e pela perfeita
companhia...
Por fim, sem esses apoios financeiros e logísticos minhas saídas de campo não
teriam sido possíveis: Idea Wild, Fundação O Boticário de Proteção à Natureza
(4892001-1) e FAPESP (Biota n. 0114/00463-5).
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS.........................................................................................
LISTA DE TABELAS........................................................................................
RESUMO............................................................................................................
SUMMARY........................................................................................................
1 INTRODUÇÃO...............................................................................................
2 REVISÃO DE LITERATURA........................................................................
2.1 A situação das Unidades de Conservação brasileiras...................................
2.2 Populações humanas no interior de áreas protegidas brasileiras..................
2.3 Pessoas x áreas protegidas: uma polêmica mundial.....................................
2.4 A caça em áreas protegidas brasileiras.........................................................
3 FATORES QUE AFETAM A OCORRÊNCIA E A ABUNDÂNCIA DE
AVES E MAMÍFEROS CINEGÉTICOS DA ILHA DO CARDOSO
(CANANÉIA, SP, BRASIL)..............................................................................
Resumo...............................................................................................................
Summary.............................................................................................................
3.1 Introdução.....................................................................................................
3.2 Revisão de Literatura....................................................................................
3.2.1 Censo de aves e mamíferos na Mata Atlântica..........................................
3.2.2 Fatores que afetam a ocorrência de espécies.............................................
3.3 Material e Métodos.......................................................................................
3.3.1 Área de estudo...........................................................................................
3.3.2 Abundância e ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos.......................
3.3.3 Disponibilidade de frutos...........................................................................
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vii
3.3.4 Estrutura da vegetação..............................................................................
3.3.5 Impacto antrópico......................................................................................
3.4 Resultados.....................................................................................................
3.4.1 Abundância e ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos.......................
3.4.2 Disponibilidade de frutos...........................................................................
3.4.3 Estrutura da vegetação...............................................................................
3.4.4 Impacto antrópico......................................................................................
3.5 Discussão......................................................................................................
3.5.1 Abundância e ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos.......................
3.5.2 Disponibilidade de frutos...........................................................................
3.5.3 Estrutura da vegetação...............................................................................
3.5.4 Impacto antrópico......................................................................................
3.6 Conclusões....................................................................................................
4 DENSIDADE E TAMANHO POPULACIONAL DE AVES E
MAMÍFEROS CINEGÉTICOS NA ILHA DO CARDOSO, SP,
BRASIL..............................................................................................................
Resumo...............................................................................................................
Summary.............................................................................................................
4.1 Introdução.....................................................................................................
4.2 Revisão de Literatura....................................................................................
4.3 Material e Métodos.......................................................................................
4.3.1 Área de estudo...........................................................................................
4.3.2 Coleta de dados..........................................................................................
4.3.3 Análise dos dados......................................................................................
4.4 Resultados.....................................................................................................
4.5 Discussão......................................................................................................
4.5.1 Acurácia das estimativas de densidade e de tamanho populacional..........
4.5.2 Densidade populacional, dieta e tamanho corpóreo das espécies..............
4.5.3 Comparação com outras áreas de Mata Atlântica......................................
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viii
4.5.4 Tamanho das populações de aves e mamíferos cinegéticos do PEIC.......
4.6 Conclusões....................................................................................................
5 EFEITO DA CAÇA NA VIABILIDADE DA POPULAÇÃO DE
JACUTINGAS (Pipile jacutinga) NA ILHA DO CARDOSO, SP, BRASIL...
Resumo...............................................................................................................
Summary.............................................................................................................
5.1 Introdução.....................................................................................................
5.2 Revisão de Literatura....................................................................................
5.2.1 A jacutinga (Pipile jacutinga) ..................................................................
5.2.2 Análise da viabilidade de populações........................................................
5.3 Material e Métodos.......................................................................................
5.3.1 Área de estudo...........................................................................................
5.3.2 Estimativa do tamanho populacional de jacutingas no PEIC....................
5.3.3 Cenário-base da AVP de jacutingas no PEIC..........................................
5.3.4 Parâmetros cujos valores são desconhecidos.............................................
5.3.5 Cenários alternativos.................................................................................
5.4 Resultados.....................................................................................................
5.4.1 Estimativa do tamanho populacional de jacutingas no PEIC....................
5.4.2 Análise da viabilidade da população de jacutingas...................................
5.5 Discussão......................................................................................................
5.6 Conclusões....................................................................................................
6 CONCLUSÕES GERAIS................................................................................
ANEXOS............................................................................................................
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS...............................................................
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LISTA DE FIGURAS
1 Localização e situação fundiária das aldeias Guarani localizadas no
Estado de São Paulo, Rio de Janeiro e Paraná..............................................
2 Localização do Parque Estadual Ilha do Cardoso.........................................
3 Localização das trilhas percorridas durante o estudo, aldeia dos Guarani
Mbya, comunidades de caiçaras e sede do PEIC (núcleo Perequê).............
4 Aves cinegéticas registradas na Ilha do Cardoso durante o estudo...............
5 Mapa de ocorrência das aves cinegéticas no PEIC (avistamentos e
vocalizações).................................................................................................
6 Mamíferos cinegéticos registrados na Ilha do Cardoso durante o estudo......
7 Mapa de ocorrência de mamíferos cinegéticos no PEIC (avistamentos,
vocalizações e pegadas)................................................................................
8 Dados absolutos de avistamentos/ hora de mamíferos e aves registrados
no PEIC durante o estudo, em diferentes períodos do dia............................
9 Mapa de evidências de caça no PEIC encontradas durante o estudo...........
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x
10 Uma das “esperas ou trepeiros” encontradas na parte leste do PEIC
(Cambriú), dado englobado na categoria “armadilhas”................................
11 Cartucho de bala encontrado na parte nordoeste do PEIC, dado
englobado na categoria “tiros ouvidos”........................................................
12 Desenho esquemático do mundéu encontrado na parte nordoeste do PEIC,
dado englobado na categoria “armadilhas” .................................................
13 Distribuição da freqüência do número de avistamentos das espécies de
aves e mamíferos, cuja densidade foi estimada, com base em três classes
de distâncias perpendiculares, representadas em intervalos de 10
metros...........................................................................................................
14 Mapa de ocorrência de jacutingas (Pipile jacutinga) no PEIC
(avistamentos e vocalizações).......................................................................
15 Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de
um período de 100 anos, considerando-se o cenário-base e a população
inicial de (a) 203 indivíduos; (b) 234 indivíduos; (c) 304
indivíduos.....................................................................................................
16 Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de
um período de 100 anos, considerando-se o cenário alternativo (k= 177
indivíduos) e a população inicial de (a) 203 indivíduos; (b) 234
indivíduos; (c) 304 indivíduos......................................................................
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xi
17 Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de
um período de 100 anos, considerando-se o cenário alternativo
(mortalidade anual = 20%) e a população inicial de (a) 203 indivíduos;
(b) 234 indivíduos; (c) 304 indivíduos.........................................................
18 Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de
um período de 100 anos, considerando-se o cenário alternativo (Ne=
44%) e a população inicial de (a) 203 indivíduos; (b) 234 indivíduos; (c)
304 indivíduos..............................................................................................
19 Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de
um período de 100 anos, considerando-se o cenário alternativo (Ne=
24%) e a população inicial de (a) 203 indivíduos; (b) 234 indivíduos; (c)
304 indivíduos..............................................................................................
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LISTA DE TABELAS
1 Animais caçados por caiçaras e índios Guarani Mbya no PEIC................
2 Descrição das trilhas percorridas em Floresta de Mata Atlântica do
PEIC...........................................................................................................
3 Espécies de aves e mamíferos cinegéticos avistados (av), vocalizações
(vo) ou aquelas cujas pegadas foram encontradas no PEIC durante o
estudo (pg).................................................................................................
4 Número de avistamentos e abundância (encontros/ 10km) das espécies
de mamíferos e aves cinegéticos encontrados no PEIC durante o
estudo.........................................................................................................
5 Abundância (encontros/ 10 km) das espécies de mamíferos e aves
cinegéticos encontrados nas distintas trilhas do PEIC (Cananéia, SP,
Brasil)........................................................................................................
6 Dados do censo realizado no PEIC, referentes às diferentes épocas do
ano..............................................................................................................
7 Informações sobre os frutos coletados no PEIC durante o
estudo.........................................................................................................
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8 Biomassa dos frutos (kg/ ha) da família Arecaceae coletados no PEIC
durante o estudo.........................................................................................
9 Resultados da Análise de Regressão Linear Simples (variável
dependente = abundância das espécies de aves e mamíferos em cada
trilha do PEIC; variável independente = riqueza de frutos em cada trilha
do PEIC)....................................................................................................
10 Resultados da Correlação de Spearman (associação entre as variáveis
Biomassa de frutos e Abundância das espécies de aves e mamíferos em
cada trilha do PEIC)...................................................................................
11 Valores atribuídos às variáveis preditoras na análise de Regressão
Logística Múltipla......................................................................................
12 Resultados da análise de Regressão Logística Múltipla (variável
dependente Y= presença/ ausência de aves no PEIC; variável X=
estrutura da vegetação)..............................................................................
13 Resultados da análise de Regressão Logística Múltipla (variável
dependente Y= presença/ ausência de mamíferos no PEIC; variável X=
estrutura da vegetação)..............................................................................
14 Informações sobre as evidências de caça no PEIC encontradas durante o
estudo.........................................................................................................
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15 Resultados da Regressão Logística Simples obtidos a partir dos dados
de ocorrência de mamíferos (variável dependente) e distância de
comunidades tradicionais (X1 = variável independente)....................................
16 Resultados da Regressão Logística Simples obtidos a partir dos dados de
ocorrência de aves (variável dependente) e distância de comunidades
tradicionais (X1 = variável independente).................................................
17 ESW (largura efetiva da área amostrada, em metros), coeficiente de
variação (CV), densidade populacional (nº de indivíduos/ km2) e N
(população total estimada no PEIC) calculados pelo DISTANCE 4.1,
massa corpórea (kg), biomassa (kg/ km2) e classificação da dieta das
espécies cinegéticas avistadas no PEIC.....................................................
18 Informações utilizadas no VORTEX 9.33 para a simulação da AVP de
jacutingas no PEIC.................................................................................
19 Valores não disponíveis na literatura que foram utilizados no cenário-
base de AVP de jacutingas no PEIC .........................................................
20 Valores utilizados nos cenários alternativos da AVP de jacutingas no
PEIC...........................................................................................................
21 Cenários de caça imaginados no PEIC, para a realização da análise de
viabilidade da população de jacutingas.....................................................
22 Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no
PEIC, considerando-se o cenário-base....................................................
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23 Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no
PEIC, considerando-se o cenário alternativo (capacidade suporte=177
indivíduos).................................................................................................
24 Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no
PEIC, considerando-se o cenário alternativo (taxa de mortalidade
anual=20%)................................................................................................
25 Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no
PEIC, considerando-se o cenário alternativo (população efetiva=44%)...
26 Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no
PEIC, considerando-se o cenário alternativo (população efetiva=24%)...
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ABUNDÂNCIA, DENSIDADE E TAMANHO
POPULACIONAL DE AVES E MAMÍFEROS CINEGÉTICOS NO
PARQUE ESTADUAL ILHA DO CARDOSO, SP, BRASIL
Autora: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Orientador: Prof. Dr. MAURO GALETTI
RESUMO
O principal objetivo desse trabalho foi obter o índice de abundância, a densidade
e o tamanho populacional de mamíferos e aves cinegéticos (preferencialmente caçados)
na Mata Atlântica do Parque Estadual Ilha do Cardoso (PEIC), através do método de
transecções lineares. Mapas de ocorrência das espécies foram gerados, bem como foram
testadas relações entre estrutura da vegetação e variáveis antrópicas com a abundância e
ocorrência das espécies. Foram percorridos 273,05 km em 13 trilhas distribuídas por
várias regiões do PEIC. Dentre as aves cinegéticas com maior densidade destacaram-se
o uru Odontophorus capueira (26,7 indivíduos/ km2), tucanos Ramphastos spp. (8,9
indivíduos/ km2) e jacú Penelope spp. (3,2 indivíduos/ km2). Dentre os mamíferos
cinegéticos, o bugio Alouatta guariba (8,9 indivíduos/ km2) e a cutia Dasyprocta
leporina (3,4 indivíduos/ km2) apresentaram maior densidade. A jacutinga é uma espécie
ameaçada de extinção no Brasil, com tamanho da população que varia entre 203 e 304
indivíduos. Esta é uma das aves caçadas ilegalmente no PEIC por caiçaras, índios
Guarani Mbya e pessoas provenientes do entorno do parque, não havendo conhecimento
de quantos animais são abatidos anualmente. Foi utilizado um tipo de análise de
xvii
viabilidade de populações, sendo possível predizer a probabilidade de extinção,
simulando-se diferentes cenários de caça no PEIC (ou seja, diferentes quantidades de
jacutingas caçadas por ano). O cenário-base considerado teve como principais
características uma baixa taxa de mortalidade anual (10%), capacidade suporte alta
(1770 indivíduos) e população efetiva alta (64%). Neste cenário, classificado como
otimista devido às características atribuídas, há probabilidade de jacutingas sofrerem
extinção local quando mais de 20% dos animais forem abatidos por ano. Contudo, no
cenário alternativo onde foi considerado uma capacidade suporte menor que a do
cenário-base (177 indivíduos), o dobro da taxa de mortalidade anual do cenário-base ou
uma população efetiva de 44%, a população de jacutingas só permanece na ilha se não
houver caça. Ao ser considerado uma população efetiva de 24%, há probabilidade de
extinção local mesmo se não houver caça, pois neste caso há tão poucos indivíduos aptos
a reprodução, que até mesmo efeitos estocásticos (ao acaso) causam a extinção local. Em
relação à disponibilidade de frutos, houve correlação entre biomassa de frutos e
abundância de queixadas (Tayassu pecari) (Rs= 0,56, p= 0,05). Macucos (Tinamus
solitarius) e catetos (Pecari tajacu) apresentaram maior abundância em locais com
maior riqueza de frutos (R2= 43,2%, p= 0,01 e R2= 25,5%, p= 0,05, respectivamente).
Através da análise de Regressão Logística, foi possível constatar que existiu cerca de
duas vezes mais chances de mamíferos ocorrerem em locais com maior densidade de
palmito juçara Euterpe edulis adulto e em lugares afastados de comunidades tradicionais
da Ilha do Cardoso. Os resultados demonstraram a importância de se proteger áreas que
ainda possuem alta densidade de palmitos juçara e grande produção e riqueza de frutos,
pois são fatores que contribuem para a ocorrência e abundância de muitas espécies de
aves e mamíferos cinegéticos. Além disso, este estudo forneceu embasamento empírico
para a polêmica questão do possível impacto das populações humanas na biodiversidade,
demonstrando-se que a presença de comunidades tradicionais em unidade de
conservação de uso indireto influenciou a ocorrência de mamíferos cinegéticos.
ABUNDANCE, DENSITY AND POPULATION SIZE OF
GAME MAMMALS AND BIRDS OF ILHA DO CARDOSO STATE
PARK, SP, BRAZIL
Author: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Adviser: Prof. Dr. MAURO GALETTI
SUMMARY
The principal aim of this work was to estimate the abundance, density and
population size of game birds and mammals from the Atlantic rainforest at Ilha do
Cardoso State Park through linear transect methods. We made ocurrence maps and we
looked for relationships between environmental and anthropic variables and the
abundance and occurrence of species. The observations summed up to 273.05 Km of
transects at 13 trails at different regions in the park. Among the most abundant game
birds are the quails Odontophorus capueira (26.7 individuals/ km2), toucans Ramphastos
spp. (12.2 individuals/ km2) and guans Penelope spp. (3.2 individuals/ km2). Among the
game mammals, howler monkeys Alouatta guariba (8.9 individuals/ km2) and agoutis
Dasyprocta leporina (3.4 individuals/ km2) were the most abundant. Jacutinga is
threatened by extinction in Brazil and this species is represented by few individuals at
Ilha do Cardoso (minimum of 203 individuals and a maximum of 304 individuals). This
bird is ilegally hunted by local people and hunters that come from other neighbor cities,
and information about how many jacutingas are killed per year is unknown. So, we used
xix
a population viability analysis in order to predict probability of extinction, by simulating
different hunting scenarios at Ilha do Cardoso. The base-line scenario considered had
low annual mortality rates (10%), high carrying capacity (1770 individuals) and high
effective population size (64%). At this scenario, classified as optimistic, there is
probability of extinction if more than 20% of individuals are hunted per year. However,
if we consider a lower carrying capacity (k=177 individuals), a higher annual mortality
rate (20%) or an effective population size of 44%., jacutingas only remain in the island if
there is no poaching. Nevertheless, with an effective population size of 24% there is
probability of extinction even if there is no poaching, because there are so few
individuals constituting the population, that stochastic events cause local extinction. This
study indicates that conservation status of jacutingas is critical and poaching must be
controlled, in order to maintain this population in long term at Ilha do Cardoso State
Park. In relation to fruit disponibility, there were correlation between fruit biomass and
white-lipped peccaries (Tayassu pecari) (Rs= 0.56, p= 0.05). Tinamous (Tinamus
solitarius) and collared peccaries (Pecari tajacu) presented higher abundance in places
where fruit richness were higher (R2= 43.2%, p= 0.01 and R2= 25.5%, p= 0.05,
respectively). Through Logistic Regression we demonstrated that there was
approximately twice more chance of mammals to occur in places with high density of
adult palms Euterpe edulis and in places far from traditional communities at Ilha do
Cardoso. These results demonstrate the importance on protect areas that still have high
density of palm trees and high fruit production and fruit richness, because these are
factors which contribute to abundance and occurrence of many game birds and
mammals species. Indeed, this study provides scientific basis for the polemic subject
about the possible impacts caused by traditional population in local biodiversity, since
we have demonstrated that presence of traditional communities in protected areas
exerted influence upon occurrence of game mammals.
1 INTRODUÇÃO
Apesar de ainda ocorrer intensa devastação, a Mata Atlântica abriga 261 espécies
de mamíferos, sendo 73 endêmicos, além de apresentar cerca de 620 espécies de aves,
das quais 181 são endêmicas (Myers et al., 2000). Aves e mamíferos de grande porte
estão entre os mais vulneráveis à caça, perda de habitat, tráfico de animais e competição
por recursos com o homem, como a exploração ilegal de palmito juçara Euterpe edulis
(Redford, 1992; Galetti & Fernandez, 1998; Chiarello, 2000a; Cullen Jr. et al, 2001).
A abundância, a densidade e o tamanho populacional das espécies da fauna na
maioria dos remanescentes de Mata Atlântica são pouco conhecidos, o que torna difícil a
conservação dessas espécies (Chiarello, 2000a; Cullen Jr. et al, 2001).
Estudos relacionando a abundância e a ocorrência das espécies animais com
características da vegetação demonstraram que a estrutura da vegetação e a
disponibilidade de alimento determinaram a ocorrência e abundância das espécies
(Spironelo, 1991; Peres, 1997; Stevenson, 2001; Heiduck, 2002). A retirada de palmito
juçara afeta não somente a estrutura vegetal da mata, pela perda desses indivíduos e
destruição causada às outras espécies vegetais próximas, como também afeta a estrutura
da fauna local que se alimenta dos frutos do palmito juçara (Galetti & Aleixo, 1998;
Galetti & Fernandez, 1998).
As comunidades de mamíferos e aves frugívoras sofrem também com a pressão
da caça já que essa atividade, apesar de ilegal, continua sendo praticada de maneira
esportiva ou recreacional, e até mesmo profissional, na maioria das áreas de Mata
Atlântica (Chiarello, 2000a). Diversos estudos demonstraram mudanças na abundância
de espécies e alterações comportamentais de alguns animais devido à pressão da caça
(Peres, 1990; Kilgo et al., 1998; Hodges et al., 2000; Chiarello & Melo, 2001).
2
Este estudo foi realizado com o intuito de se obter a abundância, a densidade e o
tamanho populacional de aves e mamíferos cinegéticos no Parque Estadual Ilha do
Cardoso (Cananéia, SP, Brasil). Mapas dos registros das espécies foram produzidos, a
fim de permitir a visualização da ocorrência local de aves e mamíferos cinegéticos.
Foi considerado que diversos fatores poderiam influenciar a ocorrência de
mamíferos e aves de grande porte na Ilha do Cardoso, como a altura e o DAP (diâmetro
na altura do peito) das árvores, a cobertura do dossel, a biomassa de frutos, a riqueza de
espécies de frutos e a densidade de palmeiras adultas. Variáveis antrópicas, tais como a
distância entre o ponto de ocorrência das espécies e comunidades tradicionais são fatores
que também poderiam influenciar a ocorrência e a abundância das espécies cinegéticas
da ilha.
A jacutinga (Pipile jacutinga) é uma ave cinegética cuja maioria das informações
sobre a história natural são conhecidas (Sick, 1993; del Hoyo et al., 1994; Galetti et al.,
1997). Essas informações, aliadas ao tamanho populacional estimado neste estudo,
auxiliaram no cálculo da probabilidade de extinção local e tempo médio de extinção
dessa espécie, utilizando-se um dos tipos de Análise de Viabilidade de Populações.
Foram realizadas várias simulações, considerando-se diversos cenários de caça de
jacutingas no PEIC, ou seja, diferentes números de indivíduos caçados por ano.
Animais cinegéticos, como a jacutinga, são vulneráveis devido ao desmatamento
e à caça. No passado a área de estudo sofreu desmatamento em algumas regiões e
atualmente existem moradores no interior da área (caiçaras e índios Guarani Mbya), que
caçam. Além disso, o fácil acesso de barco pelo estuário facilita a ação de caçadores
provenientes do entorno do parque.
A abundância e a densidade das espécies permitem a comparação entre diferentes
anos (monitoramento ambiental) e até mesmo entre diferentes áreas de Mata Atlântica
onde já foram realizados censos das espécies. Este estudo fornece embasamento
empírico para a polêmica questão do possível impacto das populações humanas que
vivem no interior de unidades de conservação de uso indireto.
2 REVISÃO DE LITERATURA
2.1 A situação das Unidades de Conservação brasileiras
O Brasil possui atualmente um sistema de unidades de conservação abrangendo
uma área de aproximadamente 70 milhões de hectares, ou cerca de 8% do território
nacional, representados por reservas federais, estaduais e particulares (Ministério do
Meio Ambiente - MMA, 1998). Considerando-se as unidades de conservação (UCs, a
partir daqui) de uso indireto, que em virtude das restrições de uso representam áreas de
maior relevância para a conservação da biodiversidade, menos de 3% do território
brasileiro são dedicados oficialmente a esse objetivo.
A Mata Atlântica, um dos biomas mais ameaçados do planeta, abriga quase a
metade do número total de UCs no país, mas é responsável por apenas 8% da extensão
territorial protegida (MMA, 1998). Enquanto na Amazônia o tamanho médio das áreas
protegidas é de 356.000 ha, na Mata Atlântica é de 14.500 ha (Ayres et al., 1997;
Fonseca et al., 1997).
Redford & Robinson (1991) concluíram ser provável que 39 unidades de
conservação brasileiras, cuja média do tamanho da área é de 31.600 ha, não abriguem
populações de grandes mamíferos geneticamente viáveis a longo prazo, especialmente as
populações de predadores estritamente carnívoros, que requerem em torno de 100.000 ha
para sobreviver (Newmark, 1995).
Além desse fato, há o problema fundiário em UCs de uso indireto. Em 36% das
UCs federais de uso indireto existe presença humana como caboclos, índios e caiçaras
praticando atividades que divergem dos objetivos de criação dessas áreas protegidas
4
(Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais e Renováveis - IBAMA,
1997).
No Estado de São Paulo existem 100 UCs, sendo 23 Parques Estaduais que
ocupam aproximadamente 723.195 ha (Conselho Estadual do Meio Ambiente -
CONSEMA, 2001). Segundo o Decreto Estadual no 25341/1986 (Regulamento dos
Parques Estaduais Paulistas), o principal objetivo dos Parques Estaduais é a conservação
dos ecossistemas contra quaisquer alteração que os desvirtuem. Nesse decreto é vedado
o uso de recursos naturais, como a retirada de palmito juçara Euterpe edulis e a caça,
bem como população humana vivendo em seu interior.
2.2 Populações humanas no interior de áreas protegidas brasileiras
Segundo o Sistema Nacional de Unidades de Conservação (SNUC, Lei
9985/2000), UCs de uso indireto são áreas protegidas legalmente, onde a exploração ou
utilização dos recursos naturais estão totalmente restritos, admitindo-se apenas o
aproveitamento indireto dos seus benefícios. No entanto, em 70% das UCs desse tipo no
Estado de São Paulo existem moradores que habitavam a área antes do decreto de
criação, praticando atualmente atividades de exploração dos recursos como caça de
subsistência, cultivo de roças e extração de recursos-chave para os animais (Terborgh &
Peres, 2002). Este é o caso do Parque Estadual Ilha do Cardoso (PEIC), onde existem
moradores pescadores-lavradores (caiçaras) em seu interior desde antes da criação do
parque e índios Guarani Mbya provenientes da Argentina que se estabeleceram no
parque em 1992 (CONSEMA, 2001).
No decreto 4340/2002 foram feitas alterações em alguns artigos do SNUC,
principalmente relacionados ao destino das populações que habitavam a área no ato de
criação da UC de uso indireto. Ficou estabelecido que as populações devem ser
indenizadas e reassentadas em outro local, desde que sejam garantidos seus costumes.
Enquanto esse processo não ocorre, termos de compromisso devem ser assinados no
prazo máximo de dois anos contados a partir da data de publicação do decreto, além de
5
serem estabelecidas normas, a fim de compatibilizar a presença da população com os
objetivos da UC.
Segundo Adams (2000), as pesquisas a respeito da permanência ou retirada de
populações tradicionais do interior de UC da Mata Atlântica possuem caráter político-
ideológico e cunho mais social, além de não haver dados concretos e embasamento
empírico.
Diegues (1993) argumentou que o desaparecimento das populações ou sua
retirada da área protegida poderia comprometer o ecossistema terrestre e marinho,
acreditando que somente com a integração dessas populações nas UCs onde moram é
possível assegurar a proteção da diversidade biológica e cultural. Adams (2000)
contestou esta afirmação, denominando-a catastrófica e de conclusão generalizada, mas
concorda com o autor em relação à afirmação que a maior perda seria na diversidade
cultural. Por outro lado, não existe nenhum estudo que demonstre que as populações
tradicionais da Mata Atlântica ocupem o ambiente sem afetar a riqueza e a
biodiversidade local (Olmos et al., 2002; Olmos et al., 2004).
A sobreposição de territórios indígenas em UCs de uso indireto é uma grande
polêmica relacionada à contradição das leis ambientais (Baptista, 2002). O artigo 231 da
Constituição Federal reconhece os direitos dos índios, "sobre as terras que
tradicionalmente ocupam, competindo à União demarcá-las, proteger e fazer respeitar
todos os seus bens". No entanto, não existe definição clara sobre o que significa
“tradicionalmente ocupam” pois, no caso dos Guarani, estes possuem forte motivação
histórica e religiosa responsável pelo hábito nômade desse povo (Sánchez & Giraudo,
2003). Devido a esse hábito é muito difícil determinar as origens geográficas de cada
família ou agregado indígena (Baptista, 2002).
O artigo 225 da mesma lei considera a Mata Atlântica como um patrimônio
nacional, sendo que “a utilização deve ser feita sob forma da lei”. Além disso, no artigo
5 da Constituição consta que "todos são iguais perante a lei, sem discriminação de
qualquer natureza". Segundo este raciocínio é vedado aos índios, como a todo o resto da
sociedade brasileira, caçar ou retirar qualquer recurso natural em áreas de Mata Atlântica
(John, 2001; Baptista, 2002). Portanto, na própria Constituição Federal existe uma forte
6
contradição entre Direito Indígena e Proteção Ambiental e isso vem acarretando
discussões acaloradas nos últimos anos (Olmos et al., 2002).
No Estatuto do Índio (Lei 6001/73, artigo 56) a pena é reduzida quando ficar
evidenciado que o índio, em funções de diferenças culturais, não possa compreender o
caráter criminoso do ato que praticou.
A questão Guarani é diversa da sobreposição entre aldeias e parques na
Amazônia, por exemplo, onde muitas UCs foram criadas sobre terras indígenas (John,
2001). Como agravante da situação dos índios Guarani Mbya há a falta de programas de
integração dos índios no sistema sócio-econômico, o que leva à pobreza e à crise de
identidade nas comunidades indígenas, além de problemas de saúde, com altas taxas de
mortalidade e subnutrição, principalmente entre crianças (Sánchez & Giraudo, 2003).
Segundo Schaden (1954), as aldeias Guarani que hoje podem ser encontradas no
Estado de São Paulo, Rio de Janeiro e Paraná não são formadas por descendentes das
antigas populações costeiras, mas por índios cujos antepassados emigraram do sul do
Estado do Mato Grosso, leste paraguaio e nordeste da Argentina.
Existem aldeias Guarani em situação fundiária indeterminada, sendo o caso das
aldeias localizadas em áreas protegidas legalmente, tais como o Parque Estadual Ilha do
Cardoso, Parque Estadual Intervales e Estação Ecológica de Juréia-Itatins (Figura 1).
Apesar de serem áreas protegidas por lei, onde não é permitido o uso direto de seus
recursos, existem índios Guarani no seu interior, praticando atividades como caça e
extração de palmito juçara. No complexo estuarino-lagunar Iguape-Cananéia-
Paranaguá, onde insere-se o Parque Estadual Ilha do Cardoso, existem sete aldeias
indígenas (Ladeira, 1994).
7
Figura 1- Localização e situação fundiária das aldeias Guarani localizadas no Estado de São Paulo, Rio de
Janeiro e Paraná (extraído e modificado da página da internet coordenada por Paulo Humberto
Porto Borges: www.highrisemarketing.com/djweb/historia)
2.3 Pessoas x áreas protegidas: uma polêmica mundial
Algumas pessoas argumentam que a presença humana em florestas tropicais é
incompatível com a conservação da diversidade biológica, com base em diversos
estudos (Bodmer et al., 1988; Dirzo & Miranda, 1991; Redford, 1992; Peres, 1994;
Peres & Terborgh, 1995; Terborgh, 1999; Peres, 2000; Robinson & Bennett, 2000;
Wright et al. 2000; Galetti, 2001; Olmos & Galetti, 2004).
Outros contestam essa afirmação, baseando-se no fato de que pessoas que vivem
no interior de áreas protegidas controlam o acesso de outros humanos, contêm a
8
devastação praticada por madeireiros e que a depleção de espécies devido à caça não
tem efeito sobre a maioria das outras espécies que compõem a floresta, tais como
invertebrados e plantas (Colchester, 2000; Sanches & Adams, 2004, Schwartzman et al.,
2000a; Schwartzman et al., 2000b). Além disso, acreditam que essas populações têm um
longo histórico de convivência “simbiótica” com os ecossistemas, sendo as atividades
não só parte integral da dinâmica dos ecossistemas, como também a causa do aumento
de espécies (Schwartzman et al., 2000a).
Redford & Sanderson (2000) discutem essa polêmica, argumentando que
Schwartzman et al. (2000a; 2000b) baseiam-se em poucos artigos da literatura e chegam
a conclusões muitas vezes incorretas. Os dois autores citam ao menos dois estudos que
documentam a extinção de muitas espécies cinegéticas em Reservas Extrativistas no
Brasil, devido à caça realizada por seringueiros, contrariando as conclusões de
Schwartzman et al. (2000a; 2000b).
Colchester (2000) argumentou que a conservação de áreas protegidas pode ser
conseguida com a integração e participação das populações na área, pois estas são as
responsáveis pela diversidade biológica que hoje se pretende resguardar, concordando
com Diegues (1995). Por outro lado, Olmos et al. (2002) propõem que as populações
que vivem no interior de áreas protegidas de uso indireto sejam deslocadas para outras
áreas que não tenham tanto valor para a conservação, mas que sejam aptas ao cultivo e
ao extrativismo. Esses mesmos autores afirmam que, dessa forma, essas pessoas seriam
verdadeiras parceiras na conservação da biodiversidade, pois essas terras seriam
componentes valiosos nas paisagens onde as UCs se inserem e colaborariam para formar
os desejados corredores ecológicos.
Apesar das divergências, há o consenso geral que as áreas protegidas com o
mínimo de interferência humana são componentes importantes de estratégias de
conservação em qualquer país (Schwartzman et al., 2000b; Redford & Sanderson, 2000;
Terborgh, 2000). Portanto avaliar o impacto humano na biodiversidade, com
embasamento científico, é fundamental para assegurarmos a proteção efetiva da
biodiversidade dentro de UCs de uso indireto.
9
2.4 A caça em áreas protegidas brasileiras
Sanches (1992) considerou que a caça de subsistência praticada por populações
que vivem em áreas protegidas são auto-reguladas de forma cultural e não afetam a
fauna a longo prazo. A autora afirmou a existência de tabus alimentares e rotação de
territórios de caça, que seriam fundamentais no manejo das espécies animais. Outros
autores também afirmaram que a rotação de territórios de caça pode ter efeito de
manejar as populações animais e até impedir a sobrecaça (Diegues, 1988; Cunha &
Rougelle, 1989), mas Smith (1983) ressalva que hipóteses desse tipo devem ser testadas
em cada caso.
No entanto, não foi feito nenhum estudo aprofundado das espécies consideradas
como tabus que permitisse afirmar que sirvam como controle ecológico e as discussões e
conclusões desses estudos não são baseadas em dados coletados em campo (Adams,
2000).
Dados obtidos através de entrevistas com moradores da Estação Ecológica
Juréia-Itatins (SP) demonstraram que não há caça nos meses mais frios (julho, agosto e
setembro) pois seria época de amamentação e crescimento dos filhotes (Sanches, 2004).
Já no Saco de Mamanguá, localizado em Parati, RJ, foi constatado que a caça é praticada
com maior freqüência no inverno (Diegues & Nogara, 1994). A suspensão da caça nos
meses de gestação e cria também foi relatada no Parque Estadual Ilha do Cardoso
(agosto a outubro) (Mendonça, 2000). De fato, segundo M. Campolim1, a caça ocorre
mais intensamente durante os meses de maio a julho no PEIC.
Os períodos de amamentação e crescimento de filhotes mencionados pelos
moradores de áreas protegidas são baseados em crenças populares e não há
embasamento científico (Adams, 2000). As espécies de aves de grande porte e
mamíferos caçados possuem épocas reprodutivas diferentes, sendo que muitos animais
reproduzem-se ao longo do ano, como é o caso de queixadas (Tayassu pecari), com
1CAMPOLIM, M. (Instituto Florestal. Responsável pela administração do Parque Estadual Ilha do
Cardoso, SP na época em que a pesquisa foi realizada). Comunicação pessoal, 2003.
10
picos de reprodução dependendo da disponibilidade de alimento e de fatores climáticos
(Gottdenker & Bodmer, 1998; Althricher et al., 2001).
3 FATORES QUE AFETAM A OCORRÊNCIA E A ABUNDÂNCIA DE AVES E
MAMÍFEROS CINEGÉTICOS DA ILHA DO CARDOSO (CANANÉIA, SP,
BRASIL)
Autora: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Orientador: Prof. Dr. MAURO GALETTI
Resumo
O objetivo deste estudo foi avaliar a relação entre a ocorrência ou a abundância das
espécies de aves e mamíferos cinegéticos (preferencialmente caçados) do Parque
Estadual Ilha do Cardoso (PEIC) com características da vegetação (DAP e altura das
árvores, cobertura do dossel, densidade de palmeiras adultas, biomassa e riqueza de
frutos) e com impacto antrópico (distância entre o ponto de ocorrência dos animais à
comunidades tradicionais). Através do método de transecções lineares foram percorridos
273,05 km, sendo registrados 168 encontros com nove espécies de mamíferos e sete
espécies de aves cinegéticas. As espécies mais avistadas de mamíferos foram o bugio
Alouatta guariba (1,3 avistamentos/ 10km), a cutia Dasyprocta leporina (0,7
avistamento/ 10km) e o esquilo Sciurus ingrami (0,33 avistamento/ 10km). Dentre as
aves de grande porte, as espécies mais avistadas foram as duas espécies de tucanos
Ramphastos spp. (1,2 avistamentos/ 10km), urus Odontophorus capueira (1,0
avistamento/ 10km) e jacús Penelope spp. (0,6 avistamento/ 10km). Houve correlação
significativa entre biomassa de frutos e abundância de queixadas (Tayassu pecari) (Rs=
0,56, p= 0,05). Macucos (Tinamus solitarius) e catetos (Pecari tajacu) apresentaram
maior abundância em locais com maior riqueza de frutos (R2= 43,2%, p= 0,01 e R2=
12
25,5%, p= 0,05, respectivamente). Através da análise de Regressão Logística, foi
possível constatar que existiu cerca de duas vezes mais chance de mamíferos ocorrerem
em locais com maior densidade de palmito juçara Euterpe edulis adulto e em lugares
afastados de comunidades tradicionais do PEIC. Os resultados demonstram a
importância de se proteger áreas que ainda possuem alta densidade de palmitos juçara e
grande produção e riqueza de frutos, pois são fatores que contribuem para a ocorrência e
abundância de muitas espécies de aves e mamíferos cinegéticos. Além disso, este estudo
fornece embasamento empírico para a polêmica questão do possível impacto das
populações humanas na biodiversidade, pois foi demonstrado que a ocorrência de
mamíferos é afetada pela presença de comunidades tradicionais.
3 FACTORS THAT TO GAME BIRDS AND MAMMALS OCCURRENCE AND
ABUNDANCE AT ILHA DO CARDOSO STATE PARK (CANANÉIA, SP,
BRASIL)
Author: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Adviser: Prof. Dr. MAURO GALETTI
Summary
The objective of this research was to verify the relation between occurrence or
abundance of game birds and mammals of Ilha do Cardoso State Park and vegetation
characteristics (DBH and height of trees, % of covering, adult palm trees density, fruit
biomass and fruit richness) and anthropic impact (distance of species sightings from
people settlements). Through line-transect method and 273.05 km of sampling effort,
168 encounters with nine mammals and seven game bird species were registered in the
island. The most common seen mammal species were howler monkeys Alouatta guariba
(1.3 sightings/ 10km), agoutis Dasyprocta leporina (0.7 sightings/ 10km) and squirrels
Sciurus ingrami (0.33 sightings/ 10km). In relation to game birds, the most common
seen species were two species of toucans Ramphastos spp. (1.2 / sightings 10km), quails
Odontophorus capueira (1.0 sighting/ 10km) and guans Penelope spp. (0.6 sightings/
10km). There were significant correlation between fruit biomass and abundance of
white-lipped peccaries (Tayassu pecari) (Rs= 0.56, p= 0.05). Tinamous (Tinamus
solitarius) and collared peccaries (Pecari tajacu) were abundant in transects with higher
fruit richness (R2= 43.2%, p= 0.01 and R2= 25.5%, p= 0.05, respectively). Logistic
Regression analysis demonstrated that there were approximately twice more chance of
14
mammal occurrence in places where adult palm trees Euterpe edulis occured in high
densities and in places located far from traditional communities at Ilha do Cardoso State
Park. The results demonstrate the importance on protect areas that still have high density
of palm trees and high fruit production and richness, because they are factors which
contribute to occurrence and abundance of many game species. Indeed, this study
provides empiric basis for the polemic discussion about the possible impact of human
populations on biodiversity, since it was demonstrated that mammal occurrence was
affected by presence of traditional communities.
3.1 Introdução
Alguns estudos na Amazônia relacionaram abundância, densidade, ocorrência e
riqueza das espécies com o tamanho do fragmento florestal, pressão de caça, estrutura da
vegetação ou qualidade do habitat (Scharwzkopf & Rylands, 1989; Peres, 2001). Na
Mata Atlântica, apenas recentemente foram desenvolvidos trabalhos que relacionaram a
abundância das espécies com a pressão de caça e tamanho do fragmento florestal
(Chiarello, 1999; Cullen Jr. et al., 2001).
Entretanto, a maioria dos estudos realizados na Mata Atlântica não considerou
que além do tamanho da área e da pressão de caça, a estrutura da vegetação (altura das
árvores, presença de palmeiras etc) e disponibilidade de alimentos podem ser
importantes para a ocorrência e riqueza das espécies na área (Gaulin et al., 1980;
August, 1983; Schwarzkopf & Rylands, 1989; Heiduck, 2002).
Sendo assim, o objetivo deste estudo foi avaliar a relação entre a ocorrência e a
abundância das espécies de aves e mamíferos cinegéticos do Parque Estadual Ilha do
Cardoso (PEIC) com características da estrutura da vegetação (DAP e altura das árvores,
cobertura do dossel e densidade de palmeiras adultas, biomassa e riqueza de frutos). O
impacto antrópico também foi avaliado, verificando a relação entre a distância entre o
ponto de ocorrência das espécies de aves e mamíferos cinegéticos à comunidades
tradicionais do PEIC (vilas de caiçaras ou aldeia indígena).
As seguintes perguntas foram alvos do presente estudo: 1) em que regiões do
PEIC as aves e mamíferos cinegéticos ocorrem?; 2) qual a abundância dessas espécies?;
3) quais características de estrutura da vegetação determinam a ocorrência das espécies
de aves e mamíferos cinegéticos no PEIC?; 4) a ocorrência de aves e mamíferos
16
cinegéticos é influenciada pela proximidade à comunidades tradicionais do PEIC?; 5) a
biomassa de frutos está associada com a abundância das espécies? 6) a riqueza de frutos
determina a abundância de frugívoros em trilhas do PEIC?
Esperou-se encontrar aves e mamíferos cinegéticos em locais com alta cobertura
do dossel, com árvores altas e de tronco grosso, com alta densidade de palmeiras adultas,
com alta riqueza e biomassa de frutos e em locais longe de comunidades tradicionais.
Assim, pretendeu-se avaliar que fatores ambientais e efeitos antrópicos estão
relacionados com a ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos em uma Floresta
Atlântica.
3.2 Revisão de Literatura
3.2.1 Censo de aves e mamíferos na Mata Atlântica
São poucos e recentes os trabalhos que fornecem dados sobre a abundância e
densidade populacional de mamíferos e aves de grande porte que ainda persistem em
áreas de Mata Atlântica (Galetti et al., 1997; Chiarello, 1999; Chiarello, 2000a; Cullen
Jr. et al., 2000; São Bernardo, 2001; Chiarello & Melo, 2001; Cullen Jr. et al., 2001;
González-Sóliz et al., 2002; Sánchez-Alonso et al., 2002).
Na região sudeste do Brasil, Chiarello (1999), Chiarello & Mello (2001) e Cullen
Jr. et al. (2001) realizaram censos populacionais de mamíferos em diversos fragmentos
de Mata Atlântica, relacionando os resultados de abundância e densidade das espécies
com o tamanho dos fragmentos florestais e a pressão de caça. Além dos fragmentos com
maior pressão de caça apresentarem baixa densidade e biomassa de mamíferos, foi
encontrado maior número de espécies em remanescentes florestais de maior área.
Existe um grande discussão sobre qual seria o delineamento experimental mais
adequado para obter resultados confiáveis em censos populacionais da fauna silvestre,
ou seja, qual o comprimento ideal das trilhas (unidades amostrais) e se há independência
entre as amostras (Peres, 1999; Magnusson, 2001; Ferrari, 2002).
Magnusson (2001) argumentou que uma única trilha, de preferência reta e de no
mínimo 100 km, é ideal para estimativas de população da fauna silvestre. Assim, evita-
se percorrer as mesmas trilhas de pequeno comprimento repetidas vezes, pois isto
superestima a abundância de espécies que habitam a parte da floresta próxima à trilha ou
utilizam o local devido à presença de árvores frutificando.
18
Ferrari (2002) defendeu o uso de trilhas de pequeno comprimento, pois no caso
de uma trilha ser percorrida várias vezes no mesmo dia, um intervalo de no mínimo uma
hora deve ser estipulado entre os censos para que encontros com o mesmo grupo de
animais seja evitado e, dessa maneira, seja garantida a independência das amostras
(Peres, 1999; Ferrari, 2002).
Diversas trilhas de menor comprimento viabilizam estudos, principalmente em
áreas com relevo acidentado e falta de logística, o que dificulta a abertura de trilhas retas
e extensas (Ferrari, 2002). Além disso, num delineamento experimental com diversas
trilhas menores há maior probabilidade de se amostrar um ambiente heterogêneo (Janson
& Terborgh, 1980; Ferrari, 2002).
3.2.2 Fatores que afetam a ocorrência de espécies
A variação da abundância e da densidade das espécies em diferentes locais é
atribuída principalmente às diferenças na composição e na estrutura do habitat (Sheldon,
1968; Pianka, 1967; Rosenzweig, 1973; Gaulin et al., 1980; Cody, 1981; August, 1983;
Scharwzkopf & Rylands, 1989; Peres, 1997), disponibilidade de recursos (Cody, 1981;
Leighton & Leighton, 1983; Gautier-Hion et al., 1985; Stevenson, 2001), ocorrência de
predadores (Cody, 1981; Stanford, 1995; Wright et al., 1998), plasticidade da dieta de
algumas espécies (Gautier-Hion et al., 1985; Robinson & Redford, 1986; Peres, 1997;
Stevenson, 2001), competição por recursos (Cody, 1981; Terborgh, 1983; Estrada &
Coates-Estrada, 1985) e grau de perturbação antrópica, como a caça ilegal e
desmatamento (Peres, 1997; Cullen Jr. et al., 1999; Chiarello, 2000b; Wright, 2003).
Essa variação também é atribuída ao fenômeno da “density compensation”, ou
seja, algumas espécies são favorecidas em determinado ambiente pois há ausência de
outras espécies que seriam potencialmente competidoras por alimento e espaço
(MacArthur et al., 1972; Peres & Dolman, 2000).
Peres (2001) afirmou que a caça, combinada com a fragmentação florestal, traz
conseqüências negativas para a diversidade de espécies, biomassa e tamanho
populacional de vertebrados em fragmentos da Amazônia. Com a redução do habitat, a
19
população de vertebrados inicialmente é reduzida e isolada, havendo dificuldade na
recolonização de outras áreas, fácil acesso a caçadores e restrição de habitat adequado
para espécies que não toleram vegetação alterada pelos efeitos de borda. O mesmo
ocorre em fragmentos de Mata Atlântica da região sudeste do Brasil, como descrito por
Chiarello (1999), Chiarello (2000a), Chiarello & Melo (2001) e Cullen Jr. et al. (2001).
Em fragmentos de pequena área, na região amazônica, houve relação entre a
distribuição e número de primatas com a estrutura do habitat (Scharwzkopf & Rylands,
1989). Os resultados sugeriram que habitats estruturalmente mais complexos (maior
número de árvores altas, baixo número de lianas etc.) abrigaram maior número de
espécies de primatas. Gaulin et al. (1980) ressaltaram o fato de bugios terem se
alimentado apenas em árvores com diâmetros maiores que 18 cm, na Ilha de Barro
Colorado (Panamá, América Central).
Estudos semelhantes demonstraram que não só a estrutura da vegetação é
importante na locomoção de primatas e na proteção contra predadores, mas também a
disponibilidade de alimento é determinante na ocorrência e abundância das espécies
(Spironelo, 1991; Peres, 1997; Stevenson, 2001; Heiduck, 2002).
Os frutos compõem um importante ítem na dieta da maioria das espécies
cinegéticas, que possuem em sua maioria hábitos frugívoros, podendo ser responsáveis
pela ocorrência, riqueza e tamanho populacional de espécies em uma determinada área
(Spironelo, 1991; Stevenson, 2001).
Este recurso alimentar possui notável sazonalidade, alternando entre períodos de
superabundância e escassez de frutos, além de distribuição espacial irregular (Leighton
& Leighton, 1983; Herrera, 1985; Fleming, 1992; Price, 2004). Em diversos locais do
mundo, os frugívoros respondem a esta sazonalidade forrageando em diversos
fragmentos florestais (Leighton & Leighton, 1983; Fleming, 1992; Rey, 1995; Price,
2004).
Frugívoros, em maior ou menor grau, possuem papel importante na dispersão de
sementes, pois a mobilidade destes pelas paisagens fragmentadas contribui para a
variabilidade genética das espécies vegetais (Terborgh & Winter, 1980; Leighton &
Leighton, 1983; Price, 2004).
20
Algumas espécies vegetais são consideradas como potenciais plantas-chave, pois
possuem oferta de alimento na época de escassez geral de frutos (Terborgh, 1986). Este
é o caso de algumas espécies da família Arecaceae (palmeiras) e Moraceae (figueiras)
(Smythe, 1970; Leighton & Leighton, 1983; Terborgh, 1986; Galetti & Peres, 1993;
Bleher et al., 2003).
Palmeiras exercem papel fundamental na distribuição e persistência de animais
que utilizam seus frutos na dieta, principalmente em épocas de escassez de alimento
(Terborgh, 1986; Spironelo, 1991; Placci et al., 1992; Galetti & Peres, 1993; São
Bernardo, 2001; Stevenson et al., 2001). A retirada de recursos-chave para os frugívoros,
tais como o palmito juçara Euterpe edulis, afeta tanto a estrutura vegetal próxima como
também a estrutura da fauna local que se alimenta dos frutos (Galetti & Aleixo, 1998;
Galetti & Fernandez, 1998).
Devido à intensa exploração ilegal desta palmeira, principalmente em áreas de
Mata Atlântica, foi considerada vulnerável à extinção no Brasil (Galetti & Fernandez,
1998). Como conseqüência desta exploração, muitas espécies que se alimentam de
palmito juçara correm risco de extinção local a longo prazo (Placci et al., 1992; Galetti
& Aleixo, 1998; Chediack & Baqueiro, 2003). Segundo Galetti & Aleixo (1998), cerca
de 30 espécies de aves e 13 espécies de mamíferos alimentam-se de palmito juçara.
3.3 Material e Métodos
3.3.1 Área de estudo
O Parque Estadual Ilha do Cardoso (PEIC) é uma UC de uso indireto, criada em
1962 (Decreto Estadual 40319/62) por estar situada no terceiro maior estuário do
mundo, no complexo estuarino-lagunar de Iguape-Cananéia-Paranaguá, localizado no
litoral sul do Estado de São Paulo (Latitude 25°03’05’’S a 25°18'18’’S e Longitude
48°53'48’’W a 48°05'42’’W) (CONSEMA, 2001). Foi a primeira área insular
especialmente protegida no Estado de São Paulo e integra a zona núcleo da Reserva da
Biosfera da Mata Atlântica desde 1991 (CONSEMA, 2001) (Figura 2).
Além do PEIC, nessa região existem diversas áreas protegidas, como o Parque
Estadual de Jacupiranga, a área de proteção ambiental (APA) de Cananéia-Iguape-
Peruíbe, a APA da Ilha Comprida e o Parque Nacional de Superagüi (SMA/CED, 1998).
Administrado pelo Instituto Florestal e pertencente à Secretaria do Meio Ambiente, o
PEIC é uma área de grande biodiversidade, tanto para aves como para mamíferos
(MMA/SBF, 2000).
O PEIC abrange uma área total de 15.100 ha, sendo que 74% dessa área (ou
11.100 ha) são cobertos por Mata Atlântica (Melo & Mantovani, 1994; CONSEMA,
2001). A topografia é predominantemente montanhosa, com a parte central dominada
por elevações acima de 814 m. Há cinco principais formações vegetais no PEIC: dunas,
restinga, mangue, floresta pluvial tropical de planície litorânea e floresta pluvial tropical
de encosta (Noffs & Baptista-Noffs, 1982). O clima é megatérmico superúmido sem
22
estação seca definida e com nível de precipitação anual de 3.000 mm (Funari et al.,
1987).
O PEIC é um dos maiores sítios de diversidade e riqueza de avifauna da Mata
Atlântica, tendo sido registradas 416 espécies de aves ou 53% do total de espécies já
registradas para o Estado de São Paulo (Barbosa et al., 1988; Willis & Oniki, 2003).
Entre estas estão 45 espécies consideradas oficialmente ameaçadas de extinção no
Estado de São Paulo e 15 consideradas globalmente ameaçadas (Wege & Long, 1995;
BirdLife International, 2000). Aves de grande porte como macucos (Tinamus solitarius)
são raras, mas ainda existem em algumas regiões do parque (SMA, 1998; Martuscelli &
Olmos, 1997). Jacutingas (Pipile jacutinga) já foram precipitadamente consideradas
extintas na década de 1990 (Galetti et al., 1997; Martuscelli & Olmos, 1997).
Existem cerca de 80 espécies de mamíferos catalogados, sendo a maioria
roedores e quirópteros (SMA, 1998). No estudo de Bergallo et al. (1998) foram
encontradas sete espécies de mamíferos de pequeno porte no PEIC, sendo cinco destas
comuns à Estação Ecológica de Juréia-Itatins, havendo semelhança na riqueza e
composição de espécies entre essas duas áreas de Mata Atlântica. Segundo D.C. Briani2,
mais espécies de mamíferos de pequeno porte existem, entre elas duas espécies de
roedores exóticos (Rattus rattus e Mus musculus) que são encontrados mesmo em matas
menos alteradas, mostrando a perturbação antrópica passada e atual na ilha.
2 BRIANI, D. C. (UNESP. Instituto de Biociências, Depto. de Zoologia, Rio Claro). Comunicação
pessoal, 2003.
23
Figura 2- Localização do Parque Estadual Ilha do Cardoso (extraído e modificado de Bernardi, 2001)
Entre as espécies de mamíferos de grande porte há registros da lontra (Lontra
longicaudis), de bugio (Alouatta guariba) e de veado-mateiro (Mazama americana).
Muitos animais são raros, como é o caso do cateto (Pecari tajacu), de queixada (Tayassu
pecari) e de onça-parda (Puma concolor). A anta (Tapirus terrestris) e a onça-pintada
(Panthera onca) já foram extintas localmente na década de 1960 (SMA, 1998). Mono-
carvoeiros ou muriquis (Brachyteles arachnoides) também estão incluídos na lista de
fauna do PEIC (SMA, 1998; CONSEMA, 2001), embora moradores afirmem que só
existe uma espécie de primata na ilha (bugio Alouatta guariba).
Os vestígios humanos mais antigos da Ilha do Cardoso são os sambaquis, com
idade de aproximadamente 6.000 anos (Petroni, 1966). São sítios arqueológicos
compostos de restos de conchas, esqueletos de animais e humanos, cujo significado
histórico é polêmico. Alguns autores sustentam que a mistura de restos de fogueira com
24
esqueletos de animais e humanos indicam que os sambaquis eram aldeamentos e
cemitérios (CONSEMA, 2001). É um erro freqüente supor que os achados de pertences
indígenas nos sambaquis estejam relacionados diretamente a estes. Essas tribos são bem
mais recentes, chegadas durante as migrações neolíticas, em época que a atividade dos
sambaquis já estava encerrada (Maretti et al., 1989). Não há registros indígenas na ilha
há pelo menos 350 anos (Olmos et al., 2004).
Entre os séculos XVIII e XIX, a agricultura do município de Cananéia era
caracterizada pela produção de mandioca e arroz nos sítios situados até o extremo sul da
Ilha do Cardoso (Mendonça, 2000). No início do século XX, a densidade demográfica
da Ilha do Cardoso era maior que a de Cananéia, ocupação essa que se estendia até a
cota de 300 m, devido à abundância de peixes, água potável, fertilidade do solo e riqueza
da fauna e flora (Mendonça, 2000). Até a década de 60, grãos e algumas frutas
provinham da Ilha do Cardoso para o município de Cananéia e região (Mendonça,
2000). Essas plantações produziram intensa alteração na paisagem original da ilha, desde
a costa até as cotas altimétricas entre 50 e 70 m. Com o Código Florestal (1965) e a
criação do parque (1962) houve emigração e/ou abandono das práticas agrícolas mais
intensas, o que favoreceu a regeneração da vegetação (Mendonça, 2000). A atividade da
pesca foi intensificada a partir da década de 60 (CONSEMA, 2001).
Atualmente existem seis povoamentos na ilha (Itacuruçá, Foles, Cambriú,
Marujá, Enseada da Baleia e Pontal), caracterizados pela presença de caiçaras
pescadores-lavradores (Figura 3). Além desses povoamentos, existem alguns sítios
isolados na ilha e vários outros no entorno (CONSEMA, 2001).
No final de 1992, um grupo de índios Guarani Mbya, provenientes das ilhas do
Superagüi e das Peças (PR), foi conduzido de barco para o Parque Estadual Ilha do
Cardoso, na localidade denominada Sítio Grande (região centro-norte da ilha), por
membros de ONGs sócio-ambientais da região de Cananéia (John, 2001). Na ocasião
pôde ser constatado o corte intensivo de palmeiras jerivá e palmito-juçara, bem como a
25
venda de animais silvestres vivos e carne de pacas, tatus e capivaras pelos índios na
cidade de Cananéia (Processo SMA/SP 30.367/1995; Martuscelli & Olmos, 1997).
A população humana atual do PEIC totaliza 568 pessoas, sendo um total de 418
caiçaras (229 adultos) e um total de 150 índios Guarani Mbya (109 adultos) (Bernardi,
dados não publicados; CONSEMA, 2001). Alguns membros destas comunidades
tradicionais caçam, embora seja uma atividade ilegal e praticada no interior de uma
unidade de conservação de uso indireto (Tabela 1).
26
Figura 3- Localização das trilhas percorridas durante o estudo, aldeia dos Guarani Mbya, comunidades de
caiçaras e sede do PEIC (núcleo Perequê). 1= Trilha do Jacareú; 2= Trilha Morro do Corrido; 3=
Trilha Morro do Seu João; 4= Trilha dos Guarani; 5= Trilha Poço das Antas; 6= Trilha da Serra;
7= Trilha Cabana-Ipanema; 8= Trilha Poço do Ipanema; 9= Trilha Costão do Cambriú; 10=
Trilha do Mangue; 11= Trilha das Máquinas; 12= Trilha Piscinas da Laje; 13= Trilha do Marujá
27
Tabela 1. Animais caçados por caiçaras e índios Guarani Mbya no PEIC. Esta listagem inclui apenas as
espécies potencialmente amostráveis pelo método de transecções lineares
Caiçaras* Índios Guarani**
AVES
Jacutinga (Pipile jacutinga) X X
Jacú (Penelope spp.) X X
Macuco (Tinamus solitarius) X X
MAMÍFEROS
Bugio (Alouatta guariba) X X
Coati (Nasua nasua) X
Queixada (Tayassu tajacu) X X
Veado-mateiro (Mazama americana) X X
Paca (Agouti paca) X X
Cutia (Dasyprocta leporina) X X
*Parada (2001)
**Galetti et al. (1997); Felipim (2001)
3.3.2 Abundância e ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos
Para estimar a abundância de aves e de mamíferos cinegéticos foi utilizado o
método de transecções lineares, que consiste em percorrer trilhas previamente
estabelecidas à velocidade constante de no máximo 1 km/ h, a fim de se detectar algum
animal (Burnham et al., 1980; Brockelman & Ali, 1987; Buckland et al., 1993; Peres,
1999).
Treze trilhas situadas na Mata Atlântica do PEIC foram percorridas repetidas
vezes, de fevereiro a novembro de 2001 e em 2003 (fevereiro, maio, junho, setembro e
novembro) (Figura 3, Tabela 2, Anexo A). Os censos foram realizados das 5:30 h às
17:30 h, horário de maior atividade das espécies diurnas (Peres, 1999; Ferrari, 2002).
Foram realizadas 225 amostragens, totalizando-se 273,05 km percorridos (Tabela 2).
As espécies consideradas para esse estudo foram mamíferos diurnos e não-
voadores com mais de 0,2 kg e aves com mais de 0,4 kg (Emmons, 1990; Sick, 1997;
Short & Horne, 2001). Apesar dos esquilos (Sciurus ingrami), dos urus (Odontophorus
28
capueira) e dos tucanos (Ramphastos spp.) não serem preferencialmente caçados na Ilha
do Cardoso (Tabela 1), foram incluídos na amostragem pois essas espécies foram
detectadas durante o censo e informações sobre o tamanho populacional são úteis,
independentemente do valor cinegético da espécie.
Ao detectar algum animal foram anotados: 1) número de indivíduos; 2) espécie
avistada; 3) distância perpendicular entre o animal e a trilha e, no caso de espécies que
vivem em grupos ou bandos, como bugios Alouatta guariba e urus Odontophorus
capueira, foi medida a distância perpendicular do centro do bando à trilha; 4) horários
de início e final do censo; 5) horário de avistamento do animal; 6) ponto amostral da
trilha onde o animal foi avistado, georreferenciado por um receptor GPS (Sistema de
Posicionamento Global); 7) quilometragem percorrida em cada transecção (Burnham et
al., 1980; Glanz, 1996; Peres, 1999).
O método de transecções lineares possui premissas básicas a serem seguidas para
que o resultado seja o mais acurado possível: 1) todos os animais devem ser detectados;
2) o mesmo animal não deve ser contado duas vezes ou mais em uma mesma transecção
(as detecções devem ser eventos independentes); 3) as distâncias perpendiculares devem
ser medidas de maneira acurada; 4) os animais devem ser detectados em sua posição
original (Cassey & Mcardle, 1999; Peres, 1999; Cullen Jr. & Rudran, 2003).
A abundância foi calculada para cada espécie avistada como o total de
avistamentos a cada 10 km percorridos (Glanz, 1996). O índice de abundância é
utilizado por muitos autores para evitar resultados irreais e pouco acurados da densidade
quando há pequenas amostras (Wright et al., 1994; Chiarello, 1999; Cullen Jr. et al.,
2000; Cullen Jr. & Rudran, 2003). Este método permite obter estimativas acuradas de
densidade populacional, mesmo que parte dos objetos de estudo não seja detectada
(Buckland et al., 1993).
Para mapear a ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos, qualquer tipo de
registro das espécies foi anotado (avistamento, vocalização, pegadas) e georreferenciado
por meio de um receptor GPS Garmin etrex, cuja acurácia está em torno de 10 m (Anexo
B). Sobre a carta-base do PEIC digitalizada (Bernardi, 2001) foram inseridos os pontos
29
de ocorrência, utilizando-se o programa AutoCAD, do Departamento de Engenharia
Rural da ESALQ/ USP, Piracicaba.
Tabela 2. Descrição das trilhas percorridas em Floresta de Mata Atlântica do PEIC, Cananéia, SP, Brasil
Trilhas Comprimento
(km)
Km percorridos Número de evidências
de caça encontradas
Costão do Cambriú 0,55 4,95 0
Poço das Antas 0,6 10,50 0
Marujá 0,8 13,90 0
Mangue 1 15,40 2
Poço do Ipanema 1,1 38,40 2
Jacareú 1,5 17,75 1
Cabana-Ipanema 1,75 7,00 1
Piscinas da Laje 1,9 25,00 0
Guaranis 1,9 48,40 0
Máquinas 1,9 10,90 2
Morro do Seu João 2,35 24,25 1
Serra 2,35 47,05 0
Morro do Corrido 3,6 9,55 2
Total: 273,05 km Total: 11
3.3.3 Disponibilidade de frutos
Para estimar a biomassa de frutos, em todos os pontos amostrais (distantes 100 m
um do outro) de cada transecção foram coletados frutos e sementes do chão, dentro de
parcelas de 10 m x 2 m, de modo que a área amostral obtida em cada ponto foi de 20 m2.
Essa coleta foi realizada na mesma época em que as trilhas foram percorridas para o
censo (Blake et al., 1990; Stevenson, 2001). Um total de 201 pontos foram amostrados
para estimar a biomassa de frutos (kg/ ha), perfazendo uma área amostral total de 0,39
ha.
No laboratório do Departamento de Ecologia da UNESP, campus Rio Claro, os
frutos foram secados em estufa por 50 horas a uma temperatura de 60o C, pesados e
30
separados por morfoespécies. As espécies de frutos foram identificadas com auxílio da
literatura (Lorenzi, 1992; Lorenzi, 1998) e de especialistas. A biomassa de frutos foi
relacionada com a abundância das espécies, através da Correlação de Spearman (Sokal
& Rohf, 1995). A riqueza de frutos coletados em cada trilha foi relacionada com a
abundância das espécies através da Análise de Regressão Linear Simples, esperando-se
que quanto maior a riqueza de frutos em uma trilha, maior a abundância das espécies
avistadas.
3.3.4 Estrutura da vegetação
Uma série de medidas da estrutura da vegetação foram registradas em cada uma
das 13 trilhas a fim de se detectar fatores que afetam a ocorrência de aves e mamíferos
cinegéticos no Parque Estadual Ilha do Cardoso. São elas a cobertura do dossel,
densidade de palmeiras adultas (palmito juçara Euterpe edulis, brejaúva Astrocaryum
aculeatissimum, indaiá Atalea dubia, jerivá Syagrus romanzoffiana e guaricanga
Geonoma spp.), diâmetro e altura das árvores.
As medidas de estrutura da vegetação foram coletadas em pontos amostrais
distantes 100 m um do outro, seguindo o método do ponto-quadrante (Gibbs et al.,
1980), considerando em cada ponto quatro quadrantes que abrangiam um raio de 5 m.
Assim, em cada ponto obteve-se uma área amostral de 100 m2. Um total de 201 pontos
foram amostrados, perfazendo uma área de 2,01 ha.
A porcentagem de cobertura do dossel de cada ponto foi medida com auxílio de
um densiômetro esférico, obtendo-se medidas nos quatro quadrantes relativos aos pontos
amostrados da trilha (Lemon, 1956).
O diâmetro à altura do peito (DAP) de quatro árvores com troncos mais grossos
superior a 10 cm foi medido seguindo o método de quadrantes, excluindo-se palmeiras
(Gibbs et al., 1980). Em cada um dos quatro quadrantes do ponto amostral foram
medidos os DAP (a aproximadamente 1,3 m do solo) das árvores mais próximas do
31
ponto central (Gibbs et al., 1980). Essas mesmas quatro árvores tiveram sua altura
estimada com auxílio de clinômetro e trena.
Palmeiras são espécies-chave na alimentação da maioria dos frugívoros
(Terborgh, 1983; Terborgh, 1986; Spironelo, 1991; Galetti & Aleixo, 1998). O palmito
juçara Euterpe edulis é um dos recursos mais explorados pelo homem e considerado
planta-chave, por ser uma das árvores que frutifica abundantemente durante os meses de
março a junho, época de escassez da maioria de frutos na Mata Atlântica (Galetti &
Fernandez, 1998; Reis et al., 2000).
Foram contadas todas as palmeiras adultas que estavam dentro dos pontos-
quadrantes (palmito juçara Euterpe edulis, jerivá Syagrus romanzoffiana, brejaúva
Astrocaryum aculeatissimum, guaricanga Geonoma spp. e indaiá Atalea dubia). Foram
considerados adultos os indivíduos com sinais atuais ou passados de reprodução. A
densidade das quatro espécies de palmeiras foram obtidas em indivíduos/ m2 e
apresentadas em indivíduos/ ha para a realização das análises estatísticas.
O Teste de valores extremos (Modelo de Rosner) foi realizado, a fim de se
identificar os valores discrepantes obtidos em cada uma das estruturas de vegetação.
Para calcular a média de cada estrutura da vegetação foram excluídos os pontos com
valores extremos.
A Análise de Regressão Logística Múltipla (RLM) foi utilizada para analisar
quais as características de estrutura da vegetação foram associadas à ocorrência de aves
e mamíferos registrados durante o censo no PEIC.
Como a variável dependente deve ser binária em uma regressão logística, foi
atribuido valor 1 à presença de aves ou mamíferos e valor 0 à ausência (Hosmer &
Lemeshow, 1989). As variáveis independentes não necessariamente devem ser
contínuas, podendo ser também ordinais, nominais e até binárias (Sokal & Rohlf, 1995).
Assim, atribuiu-se o valor 1 às estruturas de vegetação com valores maiores ou iguais à
média e atribuiu-se o valor 0 às estruturas de vegetação com valores menores que a
média. Assim, esperou-se que nas áreas cujos valores de estruturas da vegetação fossem
32
maiores ou iguais à média, houvesse maior chance de ocorrência de aves e mamíferos
cinegéticos.
3.3.5 Impacto antrópico
A distância entre o ponto de ocorrência das espécies às comunidades tradicionais
(vila caiçara ou aldeia indígena) foi obtida a partir da distância linear (em quilômetros)
do ponto de ocorrência das espécies ao ponto de localização da comunidade tradicional
mais próxima, com auxílio do mapa do PEIC com escala 1:50.000, disponível em
Bernardi (2001). Através da Regressão Logística Simples, a ocorrência (1) ou ausência
(0) de aves ou mamíferos cinegéticos foi considerada variável dependente, enquanto que
a distância entre o ponto à comunidade tradicional foi considerada variável independente
(James & McCullogh, 1990; Sokal & Rohf, 1995). Deste modo, foi testado se a
ocorrência de aves ou mamíferos cinegéticos é influenciada pela distância das
comunidades tradicionais no PEIC.
3.4 Resultados
3.4.1 Abundância e ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos
Foram registrados 168 encontros com aves e mamíferos cinegéticos e foram
avistadas nove espécies de mamíferos e sete espécies de aves cinegéticas durante os
censos no Parque Estadual Ilha do Cardoso. Os registros representaram 45% do total de
mamíferos e 85,7% do total de aves de grande porte que ocorrem na área. Além destas,
cinco espécies de mamíferos foram registradas em horários fora do censo (Tabela 3,
Figura 4, Figura 5, Figura 6 e Figura 7). Houve 72 encontros com mamíferos e 96 com
aves de grande porte, tendo-se obtido 3,5 avistamentos/ 10 km com aves de grande porte
e 2,6 avistamentos/ 10 km com mamíferos no PEIC (Tabela 4).
Em relação às aves, os números de avistamento/ hora foram diferentes em
relação aos diferentes períodos do dia (χ2= 8,99, p= 0,03). Porém, o mesmo não foi
obtido em relação aos mamíferos (χ2= 4,99, p= 0,2) (Figura 8). Isto significa que o
intervalo de horário ideal para realizar censos das aves cinegéticas, através do método de
transecções lineares no PEIC foi entre 5:30 e 8:30 da manhã.
As espécies mais avistadas de mamíferos foram o bugio Alouatta guariba
(n=33), a cutia Dasyprocta leporina (n=18) e o esquilo Sciurus ingrami (n=9) (Figura 6,
Tabela 4). Dentre as aves de grande porte, as espécies mais avistadas foram o tucano-de-
bico-preto e o tucano-de-bico-verde, agrupados em Ramphastos spp. (n=32), o uru
Odontophorus capueira (n=26) e o jacú Penelope spp. (n=17) (Tabela 4, Figura 4).
Dentre os mamíferos avistados apenas uma vez estão a irara Eira barbara, o cateto
Pecari tajacu, o cachorro-do-mato Cerdocyon thous e o veado-mateiro Mazama
34
americana (Figura 6, Tabela 4). Já dentre as aves de grande porte raramente avistadas
estão a jacutinga Pipile jacutinga (n=10), o macuco Tinamus solitarius (n= 8) e o
inhambu Crypturellus obsoletus (n= 3) (Figura 4, Tabela 4).
Tabela 3. Espécies de aves e mamíferos cinegéticos avistados (av), vocalizações (vo) ou aquelas cujas
pegadas foram encontradas no PEIC durante o estudo (pg)
Nome popular Nome científico Registros Aves
GALLIFORMES Jacutinga Pipile jacutinga Spix, 1825 av, vo Jacu Penelope spp.* av, vo Uru Odontophorus capueira Spix, 1825 av, vo TINAMIFORMES Inhambú Crypturellus obsoletus Temmink, 1815 Av Macuco Tinamus solitarius Vieillot, 1819 av, vo PICIFORMES Tucano-de-bico-preto Ramphastos vitellinus Lichtenstein 1823** av, vo Tucano-de-bico-verde Ramphasto dicolorus Linnaeus, 1766** av, vo Mamíferos
PRIMATES Bugio Alouatta guariba Humboldt, 1812 av, vo CARNIVORA Cachorro-do-mato Cerdocyon thous Linnaeus, 1766 av, pg Onça parda Puma concolor Linnaeus, 1771 Pg Gato-do-mato Leopardus spp.*** Pg Irara Eira barbara Linnaeus, 1758 Av Coati Nasua nasua Linnaeus, 1766 Av Mão-pelada, Guaxinim Procyon cancrivorous Cuvier, 1798 Pg ARTIODACTYLA Queixada Tayassu pecari Link, 1795 av, pg Cateto Pecari tajacu Linnaeus, 1758 av, pg Veado-mateiro Mazama americana Erxleben, 1777 av, pg RODENTIA Cutia Dasyprocta leporina Linnaeus, 1758 av, vo, pgEsquilo Sciurus ingrami Linnaeus, 1766 av, vo
* Inclui P. obscura Temminck, 1815 e P. superciliaris Temminck, 1815.
** Considerados nesse estudo como Ramphastos spp.
*** Inclui Leopardus pardalis Linnaeus, 1758; Leopardus wiedii Schinz, 1821 e Herpailurus yaguarondi
Lacépède, 1809.
35
A B
Figura 4- Aves
Ramph
(D) Jac
(G) Inh
C
E
G
cinegéticas registradas na Ilha do Cardoso durante o estudo. (A)
astos dicolorus; (B) Tucano-de-bico-preto Ramphastos vittelinus; (
utinga Pipile jacutinga; (E) Uru Odontophorus capueira; (F) Macu
ambú Crypturellus obsoletus
D
T
C)
co
F
ucano-de-bico-verde
Jacú Penelope spp.;
Tinamus solitarius;
36
Figura 5- Mapa de ocorrência das aves cinegéticas no PEIC (avistamentos e vocalizações)
37
A B
C
E
Figura 6- Ma
guar
barb
Jagua
D
F
míferos cinegéticos registrados na Ilha do
iba; (B) Cachorro-do-mato Cerdocyon t
ara; (E) Jaguatirica Leopardus pardal
rundi Herpailurus yaguarondi
G
Cardoso durante o estudo. (A) Bugio A
hous; (C) Quati Nasua nasua; (D) Irar
is; (F) Gato-maracajá Leopardus wied
louatta
a Eira
ii; (G)
38
IH
J L
M
Figura 6- Mamíferos cinegéticos registrados na Ilha do Cardoso durante o estudo. (H) Cutia Dasyprocta
leporina; (I) Esquilo Sciurus ingrami; (J) Cateto Pecari tajacu; (L) Queixada Tayassu pecari;
(M) Veado-mateiro Mazama americana
39
Figura 7- Mapa de ocorrência de mamíferos cinegéticos no PEIC (avistamentos, vocalizações e pegadas)
40
0
5
10
15
20
5:30- 8:30 8:31- 11:30 11:31-14:30 14:31-17:30
Avist
amen
tos/ h
ora
aves mamíferos
Figura 8- Dados absolutos de avistamentos/ hora de mamíferos e aves registrados no PEIC durante o
estudo, em diferentes períodos do dia
Tabela 4. Número de avistamentos e abundância (encontros/ 10km) das espécies de mamíferos e aves
cinegéticos encontrados no PEIC durante o estudo
Nome científico Número de
avistamentos
Abundância
(encontros/ 10 km)
Aves Ramphastos spp. 32 1,2 Odontophorus capueira 26 1,0 Penelope spp. 17 0,6 Pipile jacutinga 10 0,4 Tinamus solitarius 8 0,29 Crypturellus obsoletus 3 0,10 Total 96 3,59 Mamíferos Alouatta guariba 33 1,3 Dasyprocta leporina 18 0,7 Sciurus ingrami 9 0,33 Nasua nasua 4 0,14 Tayassu pecari 4 0,14 Cerdocyon thous 1 0,03 Eira barbara 1 0,03 Pecari tajacu 1 0,03 Mazama americana 1 0,03
Total 72 2,73
41
A quilometragem percorrida em cada trilha não foi a mesma (Tabela 2). Em
muitas das trilhas que foram mais percorridas foi obtida abundância menor das espécies,
quando comparadas às trilhas menos percorridas (Tabela 5). A quilometragem total
percorrida também não foi a mesma nas diferentes épocas do ano (“primavera/ verão”,
que englobou os dados entre 21 de setembro a 20 de março e “outono/ inverno”, que
englobou os dados entre 21 de março a 20 de setembro) (Tabela 6). Apesar disso, não
houve diferença entre os valores de abundância das espécies, em relação às diferentes
épocas do ano (Teste de Mann-Whitney, U= 104, p = 0,72).
42
Tabela 5. Abundância (encontros/ 10 km) das espécies de mamíferos e aves cinegéticos encontrados nas distintas trilhas do PEIC (Cananéia, SP, Brasil)
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
Aves Ramphastos spp.
0,56 1,04 0,41 0,61
1,9
1,27 1,42 1,82 4,54 1,29 2,58 0,4 0,71Odontophorus capueira 1,69 2,09 0,41 0,2 0 0,42 1,42
1,56 4,54
1,94 2,58 0,4 2,15
Penelope spp. 0 0 0 0,41
1,9 0,85 0 1,56
0 0 3,17
0,8 0Pipile jacutinga 0 1,04 0,41
0 0,95 1,48 0 0 0 0 0 0 0
Tinamus solitarius 0 3,14 0 0 0 0 2,85 0 0 0,64 0 0,4 0Crypturellus obsoletus 0 1,04 0 0 0 0 0 0,52 0 0 0 0 0Mamíferos
Alouatta guariba 1,12 3,14
0 0,61
3,8 3,18 0 1,3 0 1,29 0 0,4 0Dasyprocta leporina 0,41
0 0 0 3,8 1,7 1,42
0 2,27 1,29
0 0 0
Sciurus ingrami 0 1,04 0,82 0,61 0 0,42 0 0 2,27 0 0 0 0Nasua nasua 0 0 0 0 0 0,63 1,42 0 0 0 0 0 0Tayassu pecari 0 0 0 0 0 0,42 1,42 0,26 0 0 0 0 0Cerdocyon thous 0 0 0 0,2 0 0 0 0 0 0 0 0 0Eira barbara 0 0 0,41
0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Pecari tajacu 0 1,04 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0Mazama americana 0 0 0 0,2 0 0 0 0 0 0 0 0 0
1= Jacareú; 2= Morro do Corrido; 3=Morro do Seu João; 4= Guarani; 5= Poço das Antas; 6= Serra; 7= Cabana-Ipanema; 8= Poço do Ipanema; 9= Costão
do Cambriú; 10= Mangue; 11= Máquinas; 12= Piscinas da Laje; 13= Marujá
43
Tabela 6. Dados do censo realizado no PEIC, referentes às diferentes épocas do ano
Primavera/ Verão Outono/ Inverno Km percorridos totais no censo 99,20 km 173,85 km Número de avistamentos de aves e mamíferos cinegéticos 67 101 Número de vocalizações de aves e mamíferos cinegéticos 39 41 3.4.2 Disponibilidade de frutos
Em relação à coleta de frutos foram amostrados 0,39 ha durante o estudo, sendo
que 0,19 ha foram amostrados nas estações outono/ inverno (que englobou os dados
entre 21 de março a 20 de setembro) e 0,2 ha nas estações primavera/ verão (que
englobou os dados entre 21 de setembro a 20 de março). Foram registradas 126
morfoespécies de frutos no PEIC, das quais foram identificadas 20 famílias e um total de
40 morfoespécies (Tabela 7, Anexo C).
Os frutos coletados totalizaram uma biomassa de 32,5 kg/ ha, sendo que 22,03
kg/ ha de frutos foram coletados nas estações outono/ inverno e 10,49 kg/ha coletados
nas estações primavera/ verão.
Apesar do tamanho desigual das parcelas amostradas para a coleta de frutos nas
diferentes estações do ano consideradas, não houve diferença entre os valores de
biomassa de frutos, pertencentes às famílias identificadas, em relação à sazonalidade
(Teste de Mann-Whitney, U= 187, p= 0,72).
A maior biomassa de frutos no PEIC pertenceu às famílias Arecaceae (14,8 kg/
ha) e Moraceae (13,3 kg/ ha) (Tabela 7). A biomassa das 86 morfoespécies de frutos não
identificadas a nível de família totalizou 1,56 kg/ ha (Anexo D).
Das espécies da família Arecaceae, o palmito – juçara Euterpe edulis foi a
espécie com maior biomassa de frutos (Tabela 8). Não houve diferença entre os valores
de biomassa de frutos da família Arecaceae em relação à sazonalidade (Teste de Mann-
Whitney, U=11, p = 0,75). Todos os frutos coletados da família Moraceae pertenceram
ao gênero Ficus (Anexo C)
44
Tabela 7. Informações sobre os frutos coletados no PEIC durante o estudo. A biomassa de frutos está
expressa em kg/ ha
Família Número de
morfoespécies
coletado em cada família
Biomassa total de
frutos
Biomassa total de
frutos nas estações
primavera/ verão
Biomassa total de
frutos nas estações
outono/ inverno
Arecaceae 05 14,8 7,3 7,50
Moraceae 03 13,28 0,002 13,28
Elaeocarpaceae 01 1,29 1,29 0
Lauraceae 04 0,86 0,8 0,06
Leguminosae 06 054 0,17 0,37
Clusiaceae 02 0,45 0,21 0,24
Myrtaceae 03 0,29 0,01 0,28
Chrysobalanaceae 01 0,24 0,24 0
Myristicaceae 01 0,22 0,16 0,06
Melastomataceae 01 0,15 0,04 0,11
Sapindaceae 02 0,11 0,08 0,03
Meliaceae 02 0,10 0,10 0
Symplocaceae 01 0,05 0,01 0,03
Rubiaceae 01 0,04 0,02 0,02
Annonaceae 02 0,03 0 0,03
Cecropiaceae 01 0,02 0,02 0
Apocynaceae 01 0,01 0,01 0
Sapotaceae 01 0,002 0 0,002
Anarcadiaceae 01 0,001 0 0,001
Myrsinaceae 01 0,001 0 0,001
Tabela 8. Biomassa dos frutos (kg/ ha) da família Arecaceae coletados no PEIC durante o estudo
Espécie Biomassa total de frutos Biomassa total de
frutos nas estações
primavera/ verão
Biomassa total de frutos
nas estações outono/
inverno Euterpe edulis 6,75 2,47 4,28 Atalea dubia 3,01 0,17 2,84
Syagrus romanzoffiana 2,56 2,30 0,26 Astrocaryum aculeatissimum 2,50 2,30 0,19
Geonoma spp. 0,02 0,02 0
45
A riqueza de frutos coletados foi um dos fatores que atuou como preditor da
abundância de macuco Tinamus solitarius nas trilhas do PEIC (R2= 43,25%, p= 0,01) e
de cateto Pecari tajacu (R2= 25,55%, p= 0,05) (Tabela 9). Porém, considerando os
valores de R2, outros fatores desconhecidos também influenciam a abundância das
espécies.
A biomassa de frutos foi um fator associado à abundância de queixada Tayassu
pecari nas trilhas do PEIC (Rs= 0,56; p= 0,05) (Tabela 10).
Tabela 9. Resultados da Análise de Regressão Linear Simples (variável dependente = abundância das
espécies de aves e mamíferos em cada trilha do PEIC; variável independente = riqueza de
frutos em cada trilha do PEIC)
Espécies R2 (%) p
Tinamus solitarius 43,25 0,01
Pecari tajacu 25,55 0,05
Nasua nasua 20,17 0,07
Tayassu pecari 16,31 0,10
Pipile jacutinga 10,06 0,16
Dasyprocta leporina -5,87 0,55
Penelope spp. -6,7 0,59
Alouatta guariba -8,67 0,73
Ramphastos spp. -9,88 0,91
Mazama americana -9,99 0,97
46
Tabela 10. Resultados da Correlação de Spearman (associação entre as variáveis Biomassa de frutos e
Abundância das espécies de aves e mamíferos em cada trilha do PEIC)
Espécies Rs P
Tayassu pecari 0,56 0,05
Mazama americana -0,48 0,11
Nasua nasua 0,38 0,21
Penelope spp. 0,22 0,48
Pipile jacutinga -0,20 0,53
Tinamus solitarius 0,13 0,67
Pecari tajacu -0,13 0,68
Alouatta guariba -0,08 0,78
Ramphastos spp. 0,04 0,87
Dasyprocta leporina -0,03 0,90
3.4.3 Estrutura da vegetação
Foram amostrados 2,01 ha de vegetação em 13 trilhas do PEIC. Excluindo – se
os pontos amostrais que apresentaram valores discrepantes, detectados pelo Teste dos
valores extremos (Modelo de Rosner), obteve – se a média dos valores de estruturas da
vegetação (Tabela 11).
Tabela 11. Valores atribuídos às variáveis preditoras na análise de Regressão Logística Múltipla
Variável
preditora
Valor 0 Valor 1
DAP de árvores com mais de 10 cm (cm) X1 < 25,4 cm ≥25,4 cm
Altura das árvores com mais de 10 cm de DAP (m) X2 < 10,05 m ≥ 10,05 m
Densidade de palmito – juçara adulto (indivíduos/ ha) X3 < 146 ind./ ha ≥ 146 ind./ ha
Cobertura do dossel (%) X4 < 94,9% ≥ 94,9%
A cobertura do dossel e a densidade de palmeiras adultas foram correlacionadas
entre si (Correlação de Spearman, Rs= 0,22, p= 0,001). Sendo assim, apenas a cobertura
47
do dossel foi considerada como variável explanatória na análise de Regressão Logística
Múltipla (RLM), juntamente com o DAP, a altura das árvores e densidade de palmito
juçara adulto.
Nenhuma das variáveis de estruturas da vegetação, consideradas na RLM, são
fatores preditores importantes da presença de aves no PEIC, considerando – se o nível de
significância p< 0,05 (Tabela 12).
Tabela 12. Resultados da análise de Regressão Logística Múltipla (variável dependente Y= presença/
ausência de aves no PEIC; variável X= estrutura da vegetação)
Variável Coeficiente de regressão Erro padrão p Razão de chances (odds ratio) IC 95%
Intercepto -0,53 0,28 - - -
X1 0,32 0,29 0,27 1,38 0,7 a 2,4
X2 0,47 0,29 0,10 1,61 0,9 a 2,8
X3 0,32 0,30 0,27 1,38 0,7 a 2,5
X4 -0,12 0,29 0,65 0,87 0,4 a 1,5
Valor final da máxima verossimilhança = 132,09 χ2 = 5,27 gl = 4 p= 0,26
A densidade de palmito – juçara adulto (variável X3) foi o único fator importante
na predição da ocorrência de mamíferos no PEIC, visto que p= 0,002 (Tabela 13). Há
cerca de 2,6 vezes mais chance de haver a presença de mamíferos em locais onde há
mais de 146 indivíduos de palmito – juçara adultos/ ha (valor da razão de chances ou
“odds ratio” de X3= 2,65) (Tabela 13).
As variáveis X1 (DAP das árvores), X2 (altura das árvores) e X4 (cobertura do
dossel) foram controladas estatisticamente, atribuindo – lhes o valor 0 na equação
obtida, Logit Pi= -0,85 - (0,42*X1) - (0,37*X2) + (0,97*X3) + (0,15*X4). Para a
variável X3 (densidade de palmito – juçara adulto) foi atribuído o valor 1 (densidade ≥
146 indivíduos/ ha) ou 0 (densidade < 146 indivíduos/ ha), a fim de se obter um valor de
logit para cada situação (logit = 0,12 para X3= 1 e logit = -0,85 para X3= 0). Através da
tabela de logit, foi obtido o valor de p correspondente aos logit obtidos para cada
situação (logit= 0,12, p= 0,53; logit= -0,85, p= 0,30).
48
Portanto, há 53% de chance de mamíferos ocorrerem em locais onde a densidade
de palmito – juçara adulto é maior ou igual a 146 indivíduos/ ha. Por outro lado, há 30%
de chance de mamíferos ocorrerem em locais onde a densidade de palmito – juçara
adulto é menor que 146 indivíduos/ ha.
Tabela 13. Resultados da análise de Regressão Logística Múltipla (variável dependente Y= presença/
ausência de mamíferos no PEIC; variável X= estrutura da vegetação)
Variável Coeficiente de regressão Erro padrão p Razão de chances (odds ratio) IC 95%
Intercepto -0,85 0,30 - - -
X1 -0,42 0,32 0,19 0,65 0,3 a 1,2
X2 -0,36 0,32 0,25 0,69 0,3 a 1,2
X3 0,97 0,31 0,002 2,65 1,4 a 4,9
X4 0,15 0,31 0,62 1,16 0,6 a 2,1
Valor final da máxima verossimilhança = 118,04 χ2 = 12,15 gl = 4 p= 0,01
3.4.4 Impacto antrópico
Os dados do presente estudo demonstraram evidências diretas e indiretas de caça
encontradas ao longo do período de coleta dos dados (Figura 9, Tabela 14).
No caso da categoria “armadilhas”, simbolizada na Figura 9, foram englobadas
as “esperas ou trepeiros” e “mundéu” encontrados durante o estudo. As “esperas ou
trepeiros” encontradas no PEIC são postos de observação, construídos a partir de galhos
cortados pelo caçador, amarrados na horizontal em duas árvores próximas com corda ou
cipó, que simulam degraus de uma escada (Figura 10). O caçador, munido com arma de
fogo, espera o animal no posto de observação construído e atira na caça quando esta é
avistada. Geralmente a caça é atraída para perto da “espera” através de “cevas”
colocadas pelo caçador. As “cevas” são restos de alimento, frutos ou cereais, como
milho. Durante o estudo foram encontradas quatro “esperas” (Tabela 14).
49
Já o “mundéu” foi encontrado no PEIC apenas uma vez, em uma trilha na parte
oeste utilizada por índios Guarani Mbyá (Tabela 14, Figura 12). Esta armadilha consiste
em um tronco de árvore pesado e suspenso por outros troncos menores. O animal,
atraído pela isca (resto de alimento, cereal, fruto, etc), posiciona – se embaixo do tronco
suspenso e este cai em cima do animal, esmagando-o.
Em relação à categoria “tiros ouvidos”, simbolizada na Figura 9, foi englobada
também a informação sobre um cartucho de bala encontrado na parte nordoeste do PEIC
(Figura 11), além dos tiros ouvidos durante o estudo (Tabela 14).
50
Figura 9- Mapa de evidências de caça no PEIC encontradas durante o estudo
51
Figura 10- Uma das “esperas ou trepeiros” encontradas na parte leste do PEIC (Cambriú), dado englobado
na categoria “armadilhas”
Figura 11- Cartucho de bala encontrado na parte nordoeste do PEIC, dado englobado na categoria “tiros
ouvidos”. A caneta foi utilizada como escala, para comparação do tamanho do cartucho
52
Figura 12- Desenho esquemático do mundéu encontrado na parte nordoeste do PEIC, dado englobado na
categoria “armadilhas” (extraído de Leite, 2000)
Tabela 14. Informações sobre as evidências de caça no PEIC encontradas durante o estudo
Evidências de caça Quantidade Época do registro
Esperas ou trepeiros 04 Novembro de 2001; Maio de 2003; Julho de 2003
Mundéu 01 Junho de 2001
Tiros escutados 02 Maio de 2003; Julho de 2003
Cartucho de bala encontrado 01 Julho de 2003
Encontro com caçadores 03 Fevereiro de 2003; Maio de 2003
Encontrou-se relação significativa entre ocorrência de mamíferos cinegéticos e
distância de comunidades tradicionais no PEIC (Tabela 15), porém o mesmo não foi
obtido para aves (Tabela 16). Tucanos (Ramphastos spp.), urus (Odontophorus
capueira) e esquilos (Sciurus ingrami) foram excluídos desta análise, pois não são
preferencialmente caçados pelos moradores do PEIC (Tabela 1). A variável
independente “distância de comunidades tradicionais” não foi correlacionada à variável
independente “desidade de palmito juçara adulto” (Rs=0,24 , p=6,8).
Há cerca de duas vezes mais chance de mamíferos ocorrerem em locais mais
afastados de comunidades tradicionais no PEIC, uma vez que a razão de chances ou
“odds ratio” = 2,17 (Tabela 15). Ao atribuirmos X1= 2 km na equação Logit Pi= -1,89 +
53
(0,77* X1), obtemos logit Pi= 0,32. Através da tabela de logit, obtemos p= 0,58. Isso
significa que há 58% de chance de ocorrência de mamíferos à distância de 2 km de uma
comunidade tradicional do PEIC. Por outro lado, se atribuirmos X1= 0,5 km na mesma
equação, obtemos logit Pi= -1,50, correspondente a p= 0,18. Portanto, há 18% de chance
de mamíferos ocorrerem à distância de 0,5 km de uma comunidade tradicional do PEIC.
Tabela 15. Resultados da Regressão Logística Simples obtidos a partir dos dados de ocorrência de
mamíferos (variável dependente) e distância de comunidades tradicionais (X1 = variável
independente)
Variável Coeficiente de regressão Erro padrão p Razão de chances (odds ratio) IC 95%
Intercepto -1,89 0,46 - - -
X1 0,77 0,27 0,005 2,17 1,2 a 3,7
Valor final da máxima verossimilhança = 119,9 χ2 = 8,31 gl = 1 p= 0,03
Tabela 16. Resultados da Regressão Logística Simples obtidos a partir dos dados de ocorrência de aves
(variável dependente) e distância de comunidades tradicionais (X1 = variável independente)
Variável Coeficiente de regressão Erro padrão P Razão de chances (odds ratio) IC 95%
Intercepto -1,87 0,41 - -
X1 0,14 0,24 0,54 1,15 0,7 a 1,8
Valor final da máxima verossimilhança = 101,27 χ2 = 0,36 gl = 1 p= 0,54
3.5 Discussão
As premissas do método de transecções lineares foram respeitadas (Laake et al.,
1994; Cassey & Mcardle, 1999; Peres, 1999; Cullen Jr. & Rudran, 2003). Os animais
amostrados são conspícuos e possuem vocalização característica, o que torna fácil sua
deteção. Foram raras as vezes em que uma espécie de animal foi avistada mais de uma
vez em uma mesma amostragem e, portanto, a chance de haver contagem de um mesmo
indivíduo durante a transecção foi reduzida neste estudo.
3.5.1 Abundância e ocorrência de aves e mamíferos cinegéticos
Aves frugívoras, como tucanos Ramphastos spp., são pouco abundantes em
fragmentos florestais de pequena área (< 250 ha), principalmente porque necessitam de
áreas grandes e com riqueza de espécies arbóreas (Willis, 1979; Terborgh & Winter,
1980). Esta ave pertence ao vasto número de frugívoros de maior porte, que inclui
plantas com sementes grandes em sua dieta (até 25 mm), atuando em sua dispersão
(Willis, 1979; Terborgh & Winter, 1980; Galetti et al., 2000). Ramphastos spp. foi a ave
mais abundante do PEIC, que em seus 15.100 ha foram catalogadas cerca de 986
espécies vegetais (Melo & Mantovani, 1994).
No Parque Estadual Intervales, o palmito juçara Euterpe edulis foi a espécie mais
consumida por Ramphastos spp. (Galetti et al., 2000) e cujos frutos coletados no PEIC
constituíram a maior biomassa. Galetti & Aleixo (1998) encontraram menor abundância
de tucanos em locais onde era freqüente a extração ilegal de palmito juçara.
55
Dentre os mamíferos, o bugio Alouatta guariba foi a espécie mais abundante do
PEIC. A abundância e densidade de bugios tende a ser relacionada inversamente ao
tamanho da área (Chiarello & Melo, 2001). De fato, em áreas de Mata Atlântica de
menor tamanho, quando comparadas ao PEIC, a abundância de bugios é maior (Anexo
E).
A ausência de grandes predadores em fragmentos de menor porte e a capacidade
de se adaptarem e proliferarem em ambientes perturbados, devido principalmente ao
hábito folívoro (Chiarello & Galetti, 1994), são fatores a ser considerados no sucesso
aparente de bugios em áreas perturbadas e de menor tamanho (Chiarello & Melo, 2001).
No PEIC, apesar de ser um fragmento de maior porte, não há grandes predadores
como onça-pintada (Panthera onca), mas há registros de onça-parda (Puma concolor)
(CONSEMA, 2001). A baixa abundância de predadores de grande porte no PEIC
favorece a abundância e a densidade de bugios. O fenômeno da “density compensation”
também é um dos fatores que pode ter influenciado o sucesso de bugios no PEIC, pois
outras espécies de primatas folívoros, como o mono-carvoeiro Brachyteles arachnoides,
estão ausentes na área e, conseqüentemente, não há competição por alimento e espaço
(MacArthur et al., 1972; Peres & Dolman, 2000).
Apesar de mono-carvoeiro constar da lista de espécies da fauna do PEIC
(CONSEMA, 2001), os moradores e funcionários afirmam que nunca viram outras
espécies de primatas na área de Mata Atlântica, a não ser bugios. Neste trabalho não
foram avistados indivíduos de mono-carvoeiro em nenhuma trilha percorrida.
Aves de grande porte como jacú Penelope spp., macuco Tinamus solitarius e
inhambú Crypturellus spp. possuem alto valor cinegético, um dos possíveis fatores que
afeta a abundância dessas aves na Mata Atlântica (Cullen Jr. et al., 1999; Chiarello,
2000a; Dário et al., 2002; Willis & Oniki, 2002). No PEIC, a abundância dessas aves foi
uma das menores registradas, quando comparada a outras áreas de Mata Atlântica
(Anexo E). O histórico do PEIC contribui para esse fato pois, antes da criação do
parque, a caça efetuada por moradores de Cananéia e arredores era constante
(CONSEMA, 2001). Apesar de atualmente não haver a pressão de caça que havia antes
da criação do parque, essa atividade ainda ocorre. Além disso, predadores de menor
56
porte do PEIC, como gatos-do-mato Leopardus spp., alimentam-se de ovos e filhotes
destas aves.
As cutias são mais abundantes na maioria dos fragmentos florestais de maior
tamanho (> 20.000 ha), devido principalmente à maior disponibilidade de frutos nestes
remanescentes de mata (Chiarello, 1997) (Anexo E). A abundância de cutias no PEIC é
baixa em relação a esses fragmentos florestais citados. Esse roedor possui alto valor
cinegético (Redford & Robinson, 1987) e sua extinção local traz conseqüências
prejudiciais para muitas espécies arbóreas. Cutias atuam como dispersores de sementes,
enterrando-as no chão da mata e, assim, aumentam a probabilidade de germinação das
sementes (Smythe, 1989; Forget, 1990; Silva & Tabarelli, 2001).
O método de transecções lineares subestima as espécies que ocorrem em baixas
densidades (Fashing & Cords, 2000). Este é o caso do veado-mateiro Mazama
americana e cateto Pecari tajacu, avistados apenas uma vez durante os censos no PEIC.
A abundância destas espécies é mais alta na maioria dos fragmentos florestais de menor
porte que o PEIC (Anexo E).
Catetos adaptam-se facilmente à ambientes perturbados e são menos vulneráveis
à caça em relação à queixadas Tayassu pecari, pois os grupos, menores que o de
queixadas, andam menos espalhados na mata (Kiltie, 1981a; Robinson & Eisenberg,
1985; Cullen Jr. et al., 1999; Keuroghlian et al., 2004). No entanto, a caça praticada com
cães, como freqüentemente ocorre no PEIC, produz efeito negativo na população de
cateto e veado-mateiro (Yost & Kelley, 1983; Cullen Jr., 1997).
3.5.2 Disponibilidade de frutos
A riqueza de frutos é um dos fatores que influenciou a abundância de catetos e
macucos nas trilhas do PEIC, bem como a biomassa de frutos foi um fator associado à
abundância de queixadas. Catetos e queixadas deslocam-se por grandes distâncias em
busca de habitats com alta disponibilidade de alimento (Robinson & Eisenberg, 1985;
Peres, 1996). Segundo Kiltie (1981a), em épocas de escassez geral de frutos, os catetos
eram abundantes em locais onde ocorriam frutos em abundância.
57
Catetos e queixadas consomem frutos e sementes grandes, mas poucas sementes
intactas foram encontradas no estômago destes animais, indicando que raramente agem
como dispersores de sementes grandes (Kiltie, 1981a). Estes porcos-do-mato são os
principais frugívoros que removem frutos de palmito juçara do chão da mata, havendo
probabilidade de agirem como dispersores destas sementes pequenas (Keuroghlian et al.,
2004).
A relação entre a disponibilidade de frutos e a abundância da fauna também foi
encontrada em diversos locais do mundo, como na Indonésia (Leighton & Leighton,
1983), África (Gautier-Hion et al., 1985), Índia (Ganesh & Davidar, 1999), em diversos
locais neotropicais (Stevenson, 2001) e na Austrália (Price, 2004).
Leighton & Leighton (1983) correlacionaram o nascimento de aves frugívoras
em épocas de pico de produção de frutos. A relação entre reprodução de queixadas em
períodos de alta abundância de alimentos foi retratada na América Central (Althricher et
al., 2001). No entanto, na Amazônia peruana, onde a sazonalidade não é acentuada,
queixadas se reproduziram o ano inteiro, independentemente da época do ano
(Gottdenker & Bodmer, 1998).
Em locais com menor riqueza e biomassa de frutos pode haver maior competição
por recursos alimentares, sendo um dos fatores que limita a ocorrência das espécies
(Orians & Willson, 1964; Wiens, 1977; Cody, 1981). É provável que a baixa abundância
de espécies frugívoras em algumas regiões do PEIC deve-se à baixa densidade de
espécies arbóreas zoocóricas nestas regiões onde ocorreu intenso desmatamento no
passado.
Price (2004) reportou que algumas espécies de aves frugívoras no norte da
Austrália moveram-se de um fragmento florestal a outro em busca de frutos,
respondendo à flutuações sazonais na abundância destes recuros alimentares.
Frugívoros, que deslocam-se em busca de ambientes com maior disponibilidade de
frutos, atuam como dispersores de sementes, contribuindo para a variabilidade genética
de muitas espécies arbóreas que ocorrem nos fragmentos florestais (Terborgh & Winter,
1980; Leighton & Leighton, 1983; Price, 2004).
58
O mesmo foi reportado, no caso de tucanos Ramphastos spp., no Parque Estadual
Intervales (Galetti et al., 2000). Tucanos deslocaram-se para áreas com menor altitude
quando as áreas com maior altitude apresentaram escassez de frutos em determinado
período (Galetti et al., 2000). Sick (1997) sugeriu que algumas espécies, como a
jacutinga, realizam movimentos sazonais altitudinais à procura de frutos de palmito
juçara.
É possível que haja movimentação de aves pela paisagem do entorno do PEIC,
porém o mesmo deve ocorrer com menor freqüência e maior dificuldade em relação a
alguns mamíferos terrestres. Os mamíferos devem sofrer mais com os efeitos do
isolamento, pois necessitam ultrapassar o estuário, que banha a parte oeste da ilha, para
atingir o continente e haver o fluxo gênico entre as populações da Ilha do Cardoso e do
continente.
A maior biomassa de frutos no PEIC provêm da família Arecaceae e Moraceae,
consideradas plantas-chave para a maioria dos frugívoros (Terborgh, 1986; Galetti &
Peres, 1993). Frutos de Ficus spp. e Euterpe edulis constituíram a maior biomassa no
PEIC, segundo este estudo. O palmito juçara Euterpe edulis é produzido o ano inteiro na
Ilha do Cardoso, principalmente em épocas de escassez geral de frutos (Castro, 2003).
Por este motivo, esta espécie-chave garante a sobrevivência de muitas espécies
frugívoras no PEIC.
Todos os frugívoros, que foram observados se alimentando de palmito juçara no
PEIC, foram considerados dispersores de sementes, contribuindo positivamente para a
qualidade da dispersão (Castro, 2003; Côrtes, 2003). As espécies de aves que mais
removeram sementes de palmito juçara no PEIC foram tucanos Ramphastos spp. e jacús
Penelope spp. (Castro, 2003; Côrtes, 2003).
A exploração ilegal destas plantas-chave pode reduzir a densidade local destas e,
conseqüentemente, afetar a fauna local que depende destas espécies em épocas de
escassez geral de frutos (Leighton & Leighton, 1983; Howe, 1984). No caso do PEIC, a
exploração ilegal de palmito juçara Euterpe edulis pode acarretar na diminuição da
população de mamíferos e possível extinção local a longo prazo, já que a ocorrência de
59
mamíferos foi significativamente relacionada com a densidade desta palmeira, como
demonstrado neste estudo.
3.5.3 Estrutura da vegetação
A densidade de palmito juçara adulto foi um preditor da ocorrência de mamíferos
no PEIC. Na Mata Atlântica esta palmeira sofre exploração ilegal, sendo escassa em
fragmentos de menor porte (Galetti & Aleixo, 1998; Galetti & Fernandez, 1998). O
palmito juçara é considerado planta-chave, pois frutifica em época de escassez geral de
frutos (Terborgh, 1986; Galetti & Peres, 1993).
Durante o estudo de fenologia de palmito juçara na Ilha do Cardoso, realizado
por Castro (2003) entre os anos de 2001 e 2002, esta palmeira frutificou o ano inteiro,
com picos de produção de frutos nas épocas de escassez geral de frutos (cerca de 7 kg/
ha no mês de maio e junho). O autor também verificou que os frutos ficaram disponíveis
no chão da mata por cerca de oito meses.
Fragmentos florestais que possuem densidade de palmito juçara adulto
semelhante ao PEIC ou maior, constituem áreas importantes a serem preservadas, uma
vez que existe maior probabilidade de mamíferos utilizarem estes locais e manterem os
processos ecológicos como a dispersão de sementes.
Spironelo (1991) registrou a importância de frutos de palmeiras na dieta de
macaco-prego Cebus apella. Este primata foi encontrado em regiões de maior densidade
de palmeiras, sendo que o mesmo ocorreu em um fragmento de Mata Atlântica
semidecídua no sudeste do Brasil (São Bernardo, 2001). Na Amazônia central foi
constatado que a fragmentação florestal afeta a diversidade de palmeiras (Scariot, 1999)
o que, conseqüentemente, reflete na abundância da fauna que utiliza seus frutos na
alimentação (Howe, 1984; Terborgh, 1986).
A alteração antrópica no ambiente, através de extração ilegal das espécies
vegetais, modifica indiretamente a abundância de frugívoros, uma vez que a abundância
de alimento é reduzida. Conseqüentemente, a dispersão de sementes por frugívoros
60
também diminui, afetando a diversidade de espécies arbóreas (Wright et al., 1999;
Moegenburg, 2002).
Outros trabalhos registraram as relações entre algumas características do habitat
e ocorrência de primatas, como a altura das árvores e baixa abundância de lianas
(Scharwzkopf & Rylands, 1989), além de DAP de árvores maiores que 18 cm (Gaulin et
al., 1980). Felton et al. (2003) constataram que, na Indonésia, houve maior densidade de
orangotangos em locais com alta abundância de árvores com fruto e com características
apropriadas para a utilizarem-nas como árvore-dormitório.
No PEIC, a relação entre ocorrência de espécies e outras estruturas da vegetação
(DAP, altura das árvores e cobertura do dossel) não foi significativa, provavelmente
porque as espécies avistadas devem utilizar habitats heterogêneos (August, 1983). Além
disso, a maioria das espécies avistadas são frugívoras e, portanto, possuem área de uso
ampla (Terborgh, 1983). Cada ponto-quadrante amostrado neste estudo abrangeu uma
área pequena da vegetação, o que pode ter contribuído para alguns resultados não
significativos da análise. A presença de arbustos com folhagem densa, locais com raízes
expostas, presença de lianas etc não foram medidas neste estudo, mas foram importantes
fatores na ocorrência de queixadas, por exemplo, que utilizaram locais com estas
características para forrageio (Kiltie, 1981b).
3.5.4 Impacto antrópico
As evidências de caça encontradas no PEIC, neste estudo, foram mais registradas
durante os meses de maio a julho, fato relatado por M. Campolim (Responsável pela
administração do Parque Estadual Ilha do Cardoso, na época em que a pesquisa foi
realizada). Segundo Mendonça (2000), a suspensão da caça por moradores pescadores-
lavradores do PEIC ocorre entre os meses de agosto a outubro, por ser época de
amamentação e crescimento de filhotes.
Os períodos de amamentação e crescimento de filhotes mencionados são
baseados em crenças populares e não há embasamento científico (Adams, 2000). As
61
espécies de aves de grande porte e mamíferos caçados possuem épocas reprodutivas
diferentes, sendo que muitos animais reproduzem-se ao longo do ano, como é o caso de
queixadas (Tayassu pecari), com picos de reprodução dependendo da disponibilidade de
alimento e fatores climáticos (Gottdenker & Bodmer, 1998; Althricher et al., 2001).
O fato de mamíferos terem sido mais freqüentemente encontrados longe de
comunidades tradicionais também foi demonstrado em outros trabalhos (Sá, 2000; Peres
& Lake, 2003). Além da caça próxima às habitações reduzir a população dos animais
cinegéticos, o que diminui a probabilidade de encontro com estes, determinadas espécies
de mamíferos mudam seu comportamento e habitat devido à perturbação humana. Além
disso, possuem dificuldade de recolonizar áreas onde ocorriam (Chiarello, 2000; Peres,
2001).
Já aves cinegéticas não apresentaram esse padrão na Ilha do Cardoso,
principalmente porque as aves podem colonizar áreas em qualquer região da ilha com
maior facilidade, quando comparado a mamíferos. A passagem de mamíferos terrestres
pelo estuário, que banha a parte oeste do PEIC, é um evento que ocorre com menor
freqüência e com maior dificuldade, em comparação à movimentação das aves. A taxa
de recolonização de animais terrestres em ambientes insulares é baixa, o que resulta na
perda de variabilidade genética, aumento da endogamia e, conseqüentemente, aumento
da chance de extinção local de algumas espécies a longo prazo (MacArthur & Wilson,
1967; Ralls et al., 1986).
Propõe-se que os índios Guarani Mbya, que se estabeleceram na Ilha do Cardoso
em 1992, sejam transferidos para uma outra área de Mata Atlântica que tenha menos
valor para a conservação das espécies, ou seja, áreas de floresta que abriguem menor
diversidade e riqueza de espécies nativas da fauna e flora. Este processo deve ser feito
após estudos detalhados sobre quais áreas são apropriadas para o estabelecimento da
aldeia.
Em relação aos caiçaras, que habitam a Ilha do Cardoso desde antes da criação
do parque, propõe-se que estes sejam inseridos em programas de conscientização e
educação ambiental, uma vez que é necessário que atividades ilegais como a caça e a
extração de palmito juçara sejam inibidas. Além disso, propõe-se uma fiscalização
62
periódica em trilhas da Mata Atlântica da Ilha do Cardoso, acompanhada de relatórios
periódicos que informem as localizações e detalhes sobre as ilegalidades constatadas, a
fim se ter dados consistentes sobre tais atividades. Com informações sobre o número de
animais abatidos por ano, espécies mais caçadas, intensidade de extração de palmito
juçara etc, será possível conhecer detalhadamente as principais ameaças à biodiversidade
da Ilha do Cardoso e adotar medidas de manejo adequadas para amenizar estes
problemas.
3.6 Conclusões
Este estudo contribui para a polêmica questão do possível impacto de
comunidades tradicionais na fauna das Unidades de Conservação de uso indireto, pois
foi demonstrado que os habitantes atuais da Ilha do Cardoso caçam e houve maior
probabilidade de se encontrar mamíferos cinegéticos em locais afastados de
comunidades tradicionais da Ilha do Cardoso (aldeia indígena ou vila caiçara).
Além disso, os resultados deste estudo sugerem que esforços devem ser feitos
para se conservar áreas na Ilha do Cardoso e áreas de Mata Atlântica onde exista alta
densidade de palmito juçara Euterpe edulis, alta biomassa e riqueza de frutos, pois há
maior probabilidade de mamíferos cinegéticos utilizarem áreas com estas características.
4 DENSIDADE E TAMANHO POPULACIONAL DE AVES E MAMÍFEROS
CINEGÉTICOS NA ILHA DO CARDOSO, SP, BRASIL
Autora: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Orientador: Prof. Dr. MAURO GALETTI
Resumo
O objetivo deste trabalho foi obter a densidade e o tamanho populacional de aves
e mamíferos cinegéticos na Mata Atlântica do Parque Estadual Ilha do Cardoso
(Cananéia, SP, Brasil), através do método de transecções lineares. Foram percorridos
273,05 km em 13 trilhas distribuídas em várias regiões da ilha. Dentre as aves
cinegéticas com maior densidade destacaram-se o uru Odontophorus capueira (26,7
indivíduos/ km2), tucanos Ramphastos spp. (12,2 indivíduos/ km2) e jacús Penelope spp.
(3,2 indivíduos/ km2). Dentre os mamíferos, o bugio Alouatta guariba (8,9 indivíduos/
km2) e a cutia Dasyprocta leporina (3,4 indivíduos/ km2) apresentaram a maior
densidade. Considerando-se que a chance de extinção é maior em populações com
menor número de indivíduos, a jacutinga Pipile jacutinga (média de 234 indivíduos), o
esquilo Sciurus ingrami (média de 182 indivíduos) e o macuco Tinamus solitarius
(média de 140 indivíduos) correm risco de extinção local a longo prazo no PEIC,
podendo não apresentar populações viáveis a longo prazo. As estimativas de densidade e
de tamanho populacional apresentadas podem ser utilizadas como ponto de partida para
o monitoramento do estado de conservação dessas espécies no futuro.
4 DENSITY AND POPULATION SIZE OF GAME MAMMALS AND BIRDS AT
ILHA DO CARDOSO, SP, BRAZIL
Author: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Adviser: Prof. Dr. MAURO GALETTI
Summary
The objective of this work was to estimate density and population size of game
birds and mammals in the Atlantic Forest at Ilha do Cardoso State Park, through line-
transect methods. The observations summed up to 273.05 Km of transects in 13 trails in
different regions throughout the park. Among the most abundant game birds were quails
Odontophorus capueira (26.7 individuals/ km2), toucans Ramphastos spp. (12.2
individuals/ km2) and guans Penelope spp. (3.2 individuals/ km2). Among mammals,
howler monkeys Alouatta guariba (8.9 individuals/ km2) and agoutis Dasyprocta
leporina (3.4 individuals/ km2) were the most abundant. Considering that probability of
extinction is higher in populations with few individuals, jacutinga Pipile jacutinga
(mean of individuals= 234), squirrels Sciurus ingrami (mean of individuals= 182) and
tinamou Tinamus solitarius (mean of individuals= 140) are threatened by extinction,
because these populations may not be viable in long-term at Ilha do Cardoso State Park.
These estimates can be used as the starting point for monitoring the conservation status
of these species in the future.
4.1 Introdução
Estimativas de densidade e principalmente de tamanho populacional são
importantes para os estudos de biologia da população e monitoramento da vida silvestre
(Soulé, 1986; Glanz, 1996). A densidade das espécies permite a comparação entre
diferentes regiões, onde já foram realizados censos das espécies com uma mesma
metodologia. Realizar censos periodicamente possibilita o monitoramento das espécies,
avaliando se há aumento, declínio ou estabilidade da população a longo prazo (Soulé
1986; Glanz, 1996).
No entanto, são raros os trabalhos que estimaram a densidade e tamanho
populacional de aves e mamíferos em florestas neotropicais, especialmente na Mata
Atlântica (Pinto et al., 1993; Chiarello, 1997; Guix et al., 1997; Martín, 2000; Chiarello
& Melo, 2001; González-Solís et al., 2002; Sánchez-Alonso et al., 2002), pois para que
estas estimativas sejam confiáveis é necessário um grande número de avistamentos
(Brockelman & Ali, 1987; Buckland et al., 1993; Peres, 1999; Cullen Jr. & Rudran,
2003).
Atualmente, apenas 2% das áreas de Mata Atlântica encontram-se sob proteção
legal, apesar de ser um dos ecossistemas mais ameaçados do planeta (Myers et al.,
2000). Essas unidades de conservação foram criadas com o objetivo principal de
conservar e proteger a biodiversidade, mas a caça e extração ilegal de recursos naturais
ainda persistem nestas áreas (Olmos et al., 2002; Olmos et al., 2004).
Uma destas áreas é o Parque Estadual Ilha do Cardoso (PEIC), cuja fauna
encontra-se atualmente ameaçada, principalmente pela caça ilegal praticada pelos
moradores (caiçaras e índios Guarani Mbya) e por caçadores provenientes do entorno do
parque. Além da caça, essas pessoas também retiram palmito juçara Euterpe edulis da
67
Mata Atlântica do PEIC, um recurso alimentar importante que influencia a ocorrência de
mamíferos na Ilha do Cardoso (ver capítulo 3).
O objetivo deste trabalho foi estimar a densidade e o tamanho populacional de
aves e mamíferos cinegéticos que habitam a Mata Atlântica ombrófila do Parque
Estadual Ilha do Cardoso. Estas informações são imprescindíveis para o início do
monitoramento dessa fauna cinegética e avaliar o estado de conservação destas
populações.
4.2 Revisão de Literatura
Em muitos estudos relativos aos mamíferos nos remanescentes de Mata
Atlântica, apenas houve descrição das espécies, destacando a riqueza e a diversidade
local (Ávila-Pires & Gouvêa, 1977; Gargaglione et al., 1998; Passamani et al., 2000). No
entanto, em se tratando de riqueza, abundância e densidade de primatas, existe uma
grande quantidade de trabalhos realizados em fragmentos de Mata Atlântica (Rylands,
1982; Torres de Assumpção, 1983; Lima, 1990; Stallings et al., 1991; Chiarello, 1993;
Pinto et al., 1993; Perez, 1997; Ferrari, 1988; Cosenza & Melo, 1998; Gonzáles-Sóliz et
al., 2002).
Em relação às aves de grande porte, na maior parte dos estudos apenas foi
descrita a área de ocorrência das espécies ou abordados aspectos da história natural
(Collar et al., 1992; Sick, 1997; Pacagnella et al., 1994). No caso de cracídeos, apesar de
ser um grupo ameaçado de extinção, houve poucos estudos sobre sua densidade e a
coleta de dados não é padronizada, o que dificulta a comparação entre os dados (Silva &
Strahl, 1991). O mesmo problema da padronização na coleta e análise dos dados foi
abordada também em artigos de censos de mamíferos de médio e grande porte (Pinto et
al., 1993; Chiarello, 1999; Gonzaléz- Sóliz et al., 2002).
Estimativas de densidade e principalmente de tamanho populacional são
importantes para os estudos de biologia da população e monitoramento da vida silvestre
(Soulé, 1986; Glanz, 1996). Nas áreas de Mata Atlântica, são raros os trabalhos que
apresentaram estimativas de densidade e de tamanho populacional de aves e mamíferos
(Pinto et al., 1993; Chiarello, 2000b; Guix et al., 1997; Martín, 2000; Chiarello & Melo,
2001; Cullen Jr. et al., 2001; González-Solís et al., 2002; Sánchez-Alonso et al., 2002).
69
Devido à baixa densidade de algumas espécies que ainda persistem em áreas
como a Mata Atlântica, cujos principais problemas são a caça ilegal e o desmatamento,
(Chiarello, 2000a; Chiarello & Melo, 2001; Cullen Jr. et al., 2001), um grande esforço
amostral deve ser feito para atingir o número suficiente de avistamentos (Terborgh,
1986; Brockelman & Ali, 1987; Buckland et al., 1993; Peres, 1999; Cullen Jr. & Rudran,
2003).
Existe um grande discussão sobre qual seria o delineamento experimental mais
adequado para obter resultados confiáveis em censos populacionais da fauna silvestre,
ou seja, qual o comprimento ideal das trilhas (unidades amostrais) e se há independência
entre as amostras (Peres, 1999; Magnusson, 2001; Ferrari, 2002).
Magnusson (2001) argumentou que uma única trilha, de preferência reta e de no
mínimo 100 km, é ideal para estimativas de população da fauna silvestre. Assim, evita-
se percorrer as mesmas trilhas de pequeno comprimento repetidas vezes, pois isto
superestima a abundância de espécies que habitam a parte da floresta próxima à trilha ou
utilizam o local devido à presença de árvores frutificando.
Ferrari (2002) defendeu o uso de trilhas de pequeno comprimento, pois no caso
de uma trilha ser percorrida várias vezes no mesmo dia, um intervalo de no mínimo uma
hora deve ser estipulado entre os censos para que encontros com o mesmo grupo de
animais seja evitado e, dessa maneira, seja garantida a independência das amostras
(Peres, 1999; Ferrari, 2002).
Diversas trilhas de menor comprimento viabilizam estudos, principalmente em
áreas com relevo acidentado e falta de logística, o que dificulta a abertura de trilhas
extensas (Ferrari, 2002). Além disso, num delineamento experimental com diversas
trilhas menores, há maior probabilidade de se amostrar um ambiente heterogêneo
(Janson & Terborgh, 1980; Ferrari, 2002).
4.3 Material e Métodos
4.3.1 Área de estudo
O Parque Estadual Ilha do Cardoso (PEIC) é uma Unidade de Conservação de
uso indireto, abrangendo uma área total de 15.100 ha ou cerca de 11.100 ha se for
considerado apenas a área coberta por floresta pluvial tropical (Melo & Mantovani,
1994). Essa UC foi criada em 1962 (Decreto Estadual 40319/62) e localiza-se no litoral
sul do Estado de São Paulo (25°03’05’’S a 25°18'18’’S e 48°53'48’’W a 48°05'42’’W)
(CONSEMA, 2001) (Figura 2).
A topografia é predominantemente montanhosa, com a parte central dominada
por elevações acima de 814 m. Há cinco principais formações vegetais no PEIC: dunas,
restinga, mangue, floresta pluvial tropical de planície litorânea e floresta pluvial tropical
de encosta (Noffs & Baptista-Noffs, 1982). O clima é megatérmico superúmido sem
estação seca definida e com nível de precipitação anual de 3.000 mm (Funari et al.,
1987).
O PEIC é um dos maiores sítios de diversidade e riqueza de avifauna da Mata
Atlântica, tendo sido registradas 416 espécies de aves ou 53% do total de espécies já
registradas para o Estado de São Paulo (Barbosa et al., 1988; Willis & Oniki, 2003).
Existem cerca de 80 espécies de mamíferos catalogados, sendo a maioria roedores e
quirópteros (SMA, 1998). Entre as espécies de mamíferos de grande porte há a lontra
(Lontra longicaudis), o bugio (Alouatta guariba) e o veado-mateiro (Mazama
americana). Muitos animais são raros, como é o caso do cateto (Pecari tajacu), de
queixada (Tayassu pecari) e da onça-parda (Puma concolor). A anta (Tapirus
71
terrestris) e a onça-pintada (Panthera onca) já foram extintas localmente na década de
1960.
Atualmente existem seis povoamentos na ilha (Itacuruça, Foles, Cambriú,
Marujá, Enseada da Baleia e Pontal), caracterizados pela presença de caiçaras
pescadores-lavradores (CONSEMA, 2001). Em 1992, uma comunidade de índios
Guarani Mbya estabeleceu-se no interior da ilha. A população humana atual do PEIC
incluindo caiçaras e índios Guarani Mbya totaliza 568 pessoas (CONSEMA, 2001;
Bernardi, dados não publicados).
4.3.2 Coleta de dados
Treze trilhas situadas na Mata Atlântica do PEIC foram percorridas repetidas
vezes, das 5:00 h às 17:30 h, horário de maior atividade das espécies diurnas (Figura 3,
Tabela 2, Anexo A) (Peres, 1999; Ferrari, 2002). Foram realizadas 225 amostragens, de
fevereiro a novembro de 2001 e em 2003 (fevereiro, maio, junho, setembro e
novembro), totalizando-se 273,05 km percorridos.
As espécies consideradas para esse estudo foram mamíferos diurnos e não-
voadores com mais de 0,2 kg e aves com mais de 0,4 kg (Emmons, 1990; Sick, 1997;
Short & Horne, 2001). Apesar dos esquilos (Sciurus ingrami), dos urus (Odontophorus
capueira) e dos tucanos (Ramphastos spp.) não serem preferencialmente caçados na Ilha
do Cardoso (Tabela 1), foram incluídos na amostragem pois essas espécies foram
detectadas durante o censo e informações sobre o tamanho populacional são úteis,
independentemente do valor cinegético da espécie.
Para estimar a densidade e o tamanho populacional dos mamíferos e aves
cinegéticos do PEIC foi utilizado o método de transecções lineares (Burnham et al.,
1980; Brockelman & Ali, 1987; Buckland et al., 1993; Peres, 1999). Este método possui
premissas básicas a serem seguidas para que o resultado de densidade populacional seja
o mais acurado possível: 1) as distâncias perpendiculares e ângulos devem ser medidos
de maneira acurada; 2) todos os animais devem ser detectados e o mesmo animal não
deve ser contado duas vezes ou mais em uma mesma transecção; 3) os animais não
72
devem se mover a longas distâncias antes de serem detectados pelo observador (Cassey
& Mcardle, 1999; Peres, 1999; Cullen Jr. & Rudran, 2003).
Ao detectar alguma espécie de mamífero ou ave de grande porte foram anotados:
1) número de indivíduos; 2) espécie avistada; 3) distância perpendicular entre o animal e
a trilha e, no caso de espécies que vivem em grupos ou bandos, como bugios Alouatta
guariba e urus Odontophorus capueira, foi medida a distância perpendicular do centro
do bando à trilha; 4) horários de início e final do censo; 5) horário de avistamento do
animal; 6) ponto amostral da trilha onde o animal foi avistado; 7) quilometragem
percorrida em cada transecção (Burnham et al., 1980; Glanz, 1996; Peres 1999).
4.3.3 Análise dos dados
A densidade foi estimada com auxílio do programa DISTANCE 4.1 (modelo
“Half normal”, função Cosseno, Sequencial, Critério de Informação de Akaike) (Laake
et al. 1994; Peres, 1999; Cassey & Mcardle, 1999; Cullen Jr. & Rudran, 2003).
O programa DISTANCE 4.1 utiliza as distâncias perpendiculares (animal-trilha)
para estimar a largura efetiva da área amostrada (chamado ESW ou effective strip
width), para modelar a função de detecção que melhor se adequa à probabilidade de
detecção de um animal numa dada distância da trilha (Buckland et al., 1993; Laake et
al., 1994; Cullen Jr. & Rudran, 2003). Métodos de distância permitem obter estimativas
de densidade populacional acuradas, mesmo que parte dos objetos de estudo não seja
detectada (Buckland et al., 1993).
É recomendável que haja no mínimo 40 avistamentos para que a estimativa de
densidade seja acurada (coeficiente de variação < 0,20). Se o número de avistamentos
não for suficiente, recomenda-se combinar os dados de distância perpendicular das
espécies para estimar um valor geral de ESW (Buckland et al., 1993). Esse
procedimento só deve ser adotado se as distâncias perpendiculares de cada espécie não
forem diferentes estatisticamente (ANOVA, 1 critério, p> 0,05) (Chiarello & Melo,
2001).
73
A densidade foi calculada para cada espécie através da fórmula
D=N/(2*ESW*L), onde D= densidade (indivíduos/ km2); N= número total de encontros;
ESW= largura efetiva da área amostrada em Km, calculada pelo programa DISTANCE;
L=quilometragem total percorrida.
No caso de espécies que vivem em grupos ou bandos, como bugios Alouatta
guariba e urus Odontophorus capueira, a densidade destas espécies também foi
calculada como grupos/ km2.
O tamanho da população foi calculado multiplicando-se a densidade pelo
tamanho de área da Mata Atlântica do PEIC (111 km2). A biomassa (kg/ km2) foi
calculada para as espécies que tiveram sua densidade estimada, multiplicando-se a
massa corpórea (obtidas de Robinson & Redford, 1986; Sick, 1997; Peres, 2000; Cullen
Jr. et al., 2001; Shorte & Horne, 2001) pela densidade.
4.4 Resultados
Foram percorridos 273,05 km e registrados 168 encontros com aves e mamíferos
cinegéticos. Foram avistadas nove espécies de mamíferos e sete espécies de aves
cinegéticas durante o estudo (Tabela 4). Houve 72 encontros com mamíferos e 96
encontros com aves no PEIC.
As espécies foram mais avistadas próximas à trilha e os avistamentos diminuíram
quanto maior a distância à trilha (Figura 13), respeitando-se uma das premissas
importantes do método de transecções lineares.
Os dados de distância perpendicular das espécies Penelope spp., Pipile jacutinga,
Tinamus solitarius e Ramphastos spp. foram combinados, a fim de ser calculado um
valor geral de ESW (ANOVA 1 critério, p= 0,12). Também foram combinados os dados
de distância perpendicular dos roedores Dasyprocta leporina e Sciurus ingrami
(ANOVA 1 critério, p= 0,68).
Dentre as aves cinegéticas com maior densidade destacaram-se os urus
Odontophorus capueira (9,5 grupos/ km2, variando entre 6,4 e 13,2 grupos/ km2 e 26,7
indivíduos/ km2), os tucanos Ramphastos spp. (4,27 indivíduos/ km2) e os jacús
Penelope spp. (2,27 indivíduos/ km2) (Tabela 17). Dentre os mamíferos, o bugio
Alouatta guariba (3,4 grupos/ km2 , variando entre 2,6 e 4,4 grupos/ km2 e 8,9
indivíduos/ km2) e a cutia Dasyprocta leporina (3,4 indivíduos/ km2) apresentaram a
maior densidade (Tabela 17).
O tamanho médio do grupo de bugios foi de 2,6 animais/ grupo, sendo que o
maior grupo encontrado constituiu-se de 6 indivíduos. O tamanho médio do bando de
urus foi de 2,8 indivíduos/ grupo, sendo que o maior grupo de urus encontrado
constituiu-se de 8 indivíduos.
75
As espécies cuja população apresentou menor número de indivíduos foram a
jacutinga Pipile jacutinga (média de 234 indivíduos), o esquilo Sciurus ingrami (média
de 182 indivíduos) e o macuco Tinamus solitarius (média de 140 indivíduos) (Tabela
17).
76
0
5
10
15
20
25
0 - 10 m 10.1 - 20 m 20.1 - 30 m
Odontophorus capueira Ramphastos Penelope
Tinamus solitarius Pipile jacutinga
Nú
me
ro
de
av
ista
me
nto
s
Figura 13- Distribuição da freqüência do número de avistamentos das espécies de aves e mamíferos, cuja
densidade foi estimada, com base em três classes de distâncias perpendiculares, representadas
em intervalos de 10 metros
0
5
10
15
20
25
0 - 10 m 10.1 - 20 m 20.1 - 30 m
Alouatta guariba Dasyprocta leporina Sciurus ingrami
D i s t â n c i a s d e d e t e c ç ã o
77
Tabela 17. ESW (largura efetiva da área amostrada, em metros), coeficiente de variação (CV), densidade populacional (nº de indivíduos/ km2) e N
(população total estimada no PEIC) calculados pelo DISTANCE 4.1, massa corpórea (kg), biomassa (kg/ km2) e classificação da dieta das
espécies cinegéticas avistadas no PEIC. Os valores entre parênteses correspondem aos intervalos de confiança 95%
Espécie
ESW (m) CV Densidade
N (indivíduos) Massa corpórea (kg) Biomassa (kg/ km2) Dieta***
Odontophorus capueira (uru) 5,2 (3,6 - 7,4) 0,17 26,7 (18,0 - 37,2) 2963 (2004 - 4129) 0,3c 8,01 (5,4- 11,1) IF
Ramphastos spp* (tucano) 13,1 (10,9 - 15,7) 0,09 12,2 (10,6 - 15,9) 1354 (1179 - 1765) 0,35 d 4,27 (3,7 - 5,5) IFV
Alouatta guariba (bugio) 18,5 (14,3 - 24,0) 0,13 8,9 (6,9 - 11,6) 997 (769 - 1291) 6,4 a 57,4 (44,3 - 74,4) FF
Dasyprocta leporina (cutia) 10,7 (7,9 - 14,6) 0,15 3,4 (2,3 - 4,4) 385 (264 - 488) 2,8a 9,7 (6,6 - 12,3) FG
Penelope spp.** (jacú) 13,1 (10,9 - 15,7) 0,09 3,2 (2,8 - 4,2) 359 (311 - 467) 1,2c 3,8 (3,3 - 5,0) FS
Pipile jacutinga (jacutinga) 13,1 (10,9 - 15,7) 0,09 2,1 (1,8 - 2,7) 234 (203 - 304) 1,5b 3,16 (2,7 - 4,1) FS
Sciurus ingrami (esquilo) 10,7 (7,9 - 14,6) 0,15 1,6 (1,1 - 2,0) 182 (124 - 231) 0,33e 0,5 (0,3 - 0,6) FG
Tinamus solitarius (macuco) 13,1 (10,9 - 15,7) 0,09 1,2 (1,0 - 1,6) 140 (121 - 182) 1,45f 1,8 (1,5 - 2,3) FS-CC aSegundo Cullen Jr et al., 2001; bsegundo Galetti et al., 1997; csegundo Peres, 2000; d segundo Short & Horne, 2001; esegundo Robinson & Redford, 1986; fsegundo Sick, 1997.
* Inclui Ramphastos dicolorus e R. vitellinus
** Inclui Penelope obscura e P. superciliaris
*** Segundo a classificação de Redford (1993): IF= insetos pequenos e frutos do chão; IFV = insetos grandes em copas de árvores, frutos e pequenos
vertebrados; FF= frugívoro-folívoro; FG= frugívoro-granívoro; FS= frutos e sementes da copa de árvores; FS-CC= frutos e sementes da copa de árvores e
do chão.
4.5 Discussão
4.5.1 Acurácia das estimativas de densidade e de tamanho populacional
As premissas do método de transecções lineares foram respeitadas (Laake et al.,
1994; Cassey & Mcardle, 1999; Peres, 1999; Cullen Jr. & Rudran, 2003). Os animais
amostrados são conspícuos e possuem vocalização característica, o que torna fácil sua
deteção.
Foram raras as amostragens em que uma espécie de animal foi avistada mais de
uma vez e, portanto, a chance de haver contagem de um mesmo indivíduo durante a
transecção foi reduzida neste estudo. Além disso, todos os animais foram detectados em
sua posição original, ou seja, antes do momento de fuga. Isto foi possível devido ao
barulho que os animais faziam ao se deslocarem quando percebiam a presença do
observador.
As espécies foram mais avistadas próximas à trilha e os avistamentos diminuíram
quanto maior a distância à trilha. Assim, todas as premissas do método de transecções
lineares foram respeitadas, contribuindo para uma maior acurácia das estimativas da
densidade e do tamanho populacional (Buckland et al., 1993; Gonzáliz-Sóliz et al.,
2001; Cullen Jr. & Rudran, 2003).
Nenhuma espécie, cuja densidade populacional foi calculada, apresentou
coeficiente de variação acima de 20% (Tabela 17), o valor máximo recomendado para
uma estimativa de densidade acurada (Buckland et al., 1993). Isto significa que as
estimativas de densidade apresentadas são confiáveis e servem como ponto de partida
para comparação com futuros censos populacionais na Ilha do Cardoso.
79
4.5.2 Densidade populacional, dieta e tamanho corpóreo das espécies
Em diversos estudos realizados, a densidade populacional de mamíferos foi
extremamente relacionada com a massa corpórea de adultos e com o nível trófico
ocupado pelas espécies (Mohr, 1940; Eisenbergh, 1980; Peters & Raelson, 1984;
Robinson & Redford, 1986).
Nestes estudos, a massa corpórea de mamíferos foi inversamente proporcional à
densidade das espécies, mas a dieta das espécies também influenciou a densidade, sendo
que animais com dieta mais generalista possuíram maiores densidades que espécies
especialistas (Eisenbergh, 1980; Peters & Raelson, 1984; Robinson & Redford, 1986).
Bugio, um primata frugívoro-folívoro, possuiu maior densidade no PEIC, quando
comparado a roedores frugívoro-granívoros, como cutia e esquilo. Robinson & Redford
(1986) encontraram este padrão em florestas neotropicais. No entanto, era de se esperar
que cutias ocorressem em menor densidade que esquilos, uma vez que são animais cuja
dieta é semelhante, mas de massa corpórea diferente (Robinson & Redford, 1986).
Também era de se esperar que queixadas e catetos tivessem maior densidade no PEIC,
sendo também frugívoro-folívoros, como bugios. No entanto, queixadas e catetos
ocorreram em baixas densidades no PEIC, o que não correspondeu ao padrão predito por
Robinson & Redford (1986). Certamente fatores antrópicos, como a caça e extração
ilegal de palmito juçara, contribuem para a baixa densidade destas espécies na Ilha do
Cardoso.
Segundo Redford (1992), a maioria dos animais cinegéticos possui grande massa
corpórea e hábitos frugívoros. A densidade e a biomassa destas espécies são afetadas
pela caça, sendo que estes parâmetros foram menores nas áreas com significativa
pressão de caça (Thiollay, 1986; Peres, 1990; Terborgh et al., 1990). Nestas áreas, estas
espécies podem ocorrer em tão baixa densidade, que não interagem mais com outras
espécies significativamente, apesar de estarem presentes (Estes et al., 1989; Redford,
1992). Esta é a chamada extinção ecológica, que pode ocorrer com estas espécies
cinegéticas frugívoras, importantes por desempenharem papel na dispersão de sementes,
80
predação de sementes, herbivoria etc (Dirzo & Miranda, 1990; Janson & Emmons, 1990;
Wright, 2003).
4.5.3 Comparação com outras áreas de Mata Atlântica
Os trabalhos que foram utilizados para comparar a densidade em diferentes locais
de Mata Atlântica, apresentados nesta seção, utilizaram o método de transecções lineares
e a densidade foi estimada com auxílio do programa DISTANCE.
Guix et al. (1997) estimaram a densidade de jacutingas no Parque Estadual
Intervales, sendo esta densidade maior que a encontrada no PEIC (Anexo F). Em
Ilhabela, as jacutingas foram registradas, apesar de palmito juçara Euterpe edulis ter
sofrido extinção local (Collar et al., 1992; Olmos, 1996). Nas Unidades de Conservação
que possuem maior proteção (Parque Estadual Intervales e Parque Estadual Carlos
Botelho) houve maior densidade de jacutingas quando comparada ao PEIC, enquanto
que no Parque Estadual Ilhabela a densidade foi menor (Galetti et al., 1997; Guix et al.,
1997; Sanchez-Alonso et al., 2002). A caça ilegal é um dos fatores responsáveis por isto,
tendo o mesmo ocorrido na Venezuela, onde a densidade de cracídeos declinou
drasticamente em áreas caçadas (Silva & Stralh, 1991). Além da maior proteção, no
Parque Estadual Intervales há maior disponibilidade de alimento e área, quando
comparado ao PEIC (Galetti, 1996; Castro, 2003).
Como a densidade de jacutingas é baixa quando comparada à outras espécies e
essa ave é conspícua, o que facilita sua detecção pelos caçadores, a simples captura de
poucos indivíduos já afeta a população local desta espécie, considerada ameaçada de
extinção (Sanchéz-Alonso et al., 2002). Para os índios que habitam o PEIC, esta ave é
preferida para a caça (Galetti et al., 1997).
A densidade de bugios tende a ser relacionada inversamente ao tamanho da área
(Anexo F). Esse fato foi comentado anteriormente por Chiarello & Melo (2001), ao
analisarem a densidade desse primata em fragmentos florestais do Espírito Santo. A
ausência de grandes predadores em fragmentos de menor porte e a capacidade de bugios
se adaptarem e proliferarem em ambientes perturbados, devido principalmente à
81
plasticidade da dieta (Robinson & Redford, 1986; Chiarello & Galetti, 1994; González-
Solís et al., 2002), são fatores a serem considerados no sucesso aparente de bugios, em
áreas perturbadas e de menor tamanho (Chiarello & Melo, 2001).
No PEIC, apesar de ser um fragmento de maior porte, não há grandes predadores
como onça-pintada (Panthera onca), e se existem são raros, como é o caso de onças-
pardas (Puma concolor) (CONSEMA, 2001; E. R. Castro3), o que favorece a abundância
e a densidade de bugios na ilha.
Apesar de mono-carvoeiro Brachyteles arachnoides constar da lista de espécies
da fauna do PEIC (CONSEMA, 2001), os moradores e funcionários afirmam que nunca
viram outras espécies de primatas na área a não ser bugios. Neste trabalho não foram
avistados indivíduos de mono-carvoeiro em nenhuma trilha percorrida.
O Parque Estadual Intervales é um dos maiores remanescentes de Mata Atlântica,
com grande disponibilidade de habitat e produtividades de frutos (Galetti, 1996). Apesar
disso, jacús ocorreram em baixas densidades, em comparação à Ilha do Cardoso (1,7 a 2
indivíduos/ km2) (Guix et al., 1997; Sánchez-Alonso et al., 2002). A presença de grandes
predadores no Parque Estadual Intervales é outro possível fator que explica a baixa
densidade desta ave em Intervales, quando comparada ao PEIC. Além disso, a intensa
caça e extração de palmito juçara é o maior problema relativo à conservação da fauna no
Parque Estadual Intervales (Aleixo & Galetti, 1997; Sánchez-Alonso et al., 2002).
A densidade de tucanos Ramphastos spp. no PEIC foi menor que a do Parque
Estadual Ilhabela (Martín, 2000) e três vezes maior que a encontrada no Parque Estadual
Intervales (Hernández et al., 2002). Na ilha, esta espécie pode dispersar para o
continente e vice-versa, fator que proporciona maior desagregação da população e
conseqüentemente menor densidade dessa ave no PEIC, quando comparado à Ilhabela.
Ilhabela é mais isolada do continente quando comparada à Ilha do Cardoso,
sendo separada pelo Canal de São Sebastião por uma distância de aproximadamente 1,5
km (Olmos, 1996; Martín, 2000). No entanto, há movimento de animais terrestres pelo
canal (Olmos, 1996). O PEIC é isolado pelo estuário, que banha a parte oeste da ilha, e 3 CASTRO, E. R. (UNESP. Instituto de Biociências, Depto. de Botânica, Rio Claro). Comunicação
pessoal, 2003.
82
pelo Oceano Atlântico, que banha a parte leste. Contudo, a passagem de animais
terrestres pelo estuário deve ocorrer, ainda que menos freqüente em comparação à
dispersão de aves. Este é um dos motivos pelo qual a densidade de aves encontrada foi
maior em relação à de mamíferos na Ilha do Cardoso. Os mamíferos são mais atingidos
pelos efeitos do isolamento, pois necessitam ultrapassar o estuário para atingir o
continente e haver o fluxo gênico entre as populações de mamíferos da Ilha do Cardoso
e do continente.
4.5.4 Tamanho das populações de aves e mamíferos cinegéticos do PEIC
O tamanho populacional é um dos principais fatores que determinam o risco de
extinção ou a persistência de espécies numa determinada área, sendo que populações
pequenas têm maior probabilidade de extinção, quando comparadas às populações
maiores (Gilpin & Soulé, 1986; Newmark, 1995; Brito & Fernandez, 2000; Reed et al.,
2003). Na Ilha do Cardoso, as conseqüências do pequeno tamanho populacional são
mais drásticas para os mamíferos do que para as aves, pois estas podem manter o fluxo
gênico com populações do continente. No caso dos mamíferos, há o estuário como
barreira geográfica atuando para algumas espécies, o que dificulta o fluxo gênico entre
populações da ilha e do continente.
Existe considerável controvérsia sobre qual o tamanho mínimo que uma
população deve ter para persistir num local em determinado período (Shaffer, 1981;
Franklin, 1980; Gilpin & Soulé, 1986), mas há um consenso geral que o tamanho
mínimo de cada população é específico para cada táxon e depende principalmente das
características e da história natural de cada espécie (Brito & Fernandez, 2000; Reed et
al., 2003).
O PEIC ainda abriga populações que estão ameaçadas de extinção no Brasil,
como o bugio Alouatta guariba e a jacutinga Pipile jacutinga, resguardando a
diversidade genética dessas espécies. Contudo, o maior tamanho populacional estimado
das oito espécies no PEIC (no caso, o uru Odontophorus capueira) não foi superior à
4.500 indivíduos. Reed et al. (2003) estimaram a população mínima viável (PMV) de
83
102 espécies de vertebrados, concluindo que a média da PMV foi de cerca de 7.000
indivíduos. Segundo o presente estudo, nenhuma espécie do PEIC, cuja densidade foi
estimada, apresenta população viável a longo prazo. Um fato preocupante é que a
população efetiva, ou seja, o número de indivíduos aptos à reprodução, é ainda menor
que a população total estimada no censo (Frankham, 1995).
Apesar de ser uma área protegida, com uma diversidade de ecossistemas,
mosaico de habitats, alta densidade de palmito juçara e outras árvores que frutificam em
épocas de escassez geral de frutos, alta biomassa de frutos etc, o PEIC não apresenta alta
densidade de aves e mamíferos, como era de se esperar. A caça e a extração ilegal de
palmito juçara são alguns impactos antrópicos que ainda ocorrem na Ilha do Cardoso,
contribuindo para a baixa densidade das espécies estudadas.
4.6 Conclusões
Na Ilha do Cardoso ainda existem espécies cinegéticas, mas a maioria das
populações é constituída por poucos indivíduos. Estas pequenas populações são mais
sensíveis à extinção local, em comparação às constituídas por maior número de
indivíduos, podendo não ser viáveis a longo prazo.
As estimativas de densidade e de tamanho populacional apresentadas neste
estudo podem ser utilizadas como ponto de partida para o monitoramento do estado de
conservação dessas espécies no futuro. Com essa análise, será possível detectar se as
populações de determinada espécie estão em declíno, estáveis ou aumentando no PEIC
ao longo do período considerado.
5 EFEITOS DA CAÇA NA VIABILIDADE DA POPULAÇÃO DE JACUTINGAS
(Pipile jacutinga) NA ILHA DO CARDOSO, SP, BRASIL
Autora: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Orientador: Prof. Dr. MAURO GALETTI
Resumo
A jacutinga Pipile jacutinga (Spix, 1825) é um cracídeo endêmico da Mata Atlântica e
ameaçado de extinção no Brasil, devido principalmente à perda de habitat e à caça
ilegal. A caça é um dos principais fatores que contribui para a extinção local de muitas
espécies. No Parque Estadual Ilha do Cardoso, uma área protegida legalmente criada
com o principal objetivo de proteger a biodiversidade, a caça é realizada por habitantes
da ilha (caiçaras e índios) e pessoas provenientes do entorno do parque. O objetivo deste
estudo foi avaliar se há probabilidade de extinção de jacutingas na ilha, considerando-se
vários indivíduos caçados anualmente. Para tal foi utilizado o software VORTEX, um
tipo de análise de viabilidade de populações. Foram atribuídos diferentes cenários de
caça no Parque Estadual Ilha do Cardoso (0, 10, 20 e 30% dos indivíduos caçados/ ano).
Através de transecções lineares, foram percorridos 273,05 km e estimada uma população
média de 234 indivíduos, variando entre 203 e 304 jacutingas na Ilha do Cardoso. O
cenário-base considerado teve como principais características uma baixa taxa de
mortalidade anual (10%), capacidade suporte alta (1770 indivíduos) e população efetiva
alta (64%). Neste cenário, classificado como otimista devido às características
atribuídas, há probabilidade de jacutingas sofrerem extinção local quando mais de 20%
dos animais forem abatidos por ano. Ao ser considerada uma capacidade suporte menor
86
que a do cenário-base (177 indivíduos), o dobro da taxa de mortalidade anual do
cenário-base ou uma população efetiva de 44%, a população de jacutingas só permanece
na ilha se não houver caça. Ao ser considerada uma população efetiva de 24%, há
probabilidade de extinção local mesmo se não houver caça, pois neste caso há tão
poucos indivíduos aptos a reprodução, que até mesmo efeitos estocásticos (ao acaso)
causam a extinção local. Na Ilha do Cardoso existem 568 pessoas, entre caiçaras e índios
Guarani Mbya. Se dessas pessoas, 10% forem consideradas como caçadores potenciais,
isto equivale a um total de 56 caçadores na ilha, excluindo-se os caçadores provenientes
do entorno do parque. Se cada um dos caçadores que mora na ilha caçar uma única
jacutinga por ano, isto equivale a 56 jacutingas caçadas por ano, o que excede 20% da
maior população total estimada de jacutingas, levando esta ave à extinção local.
Levando em conta fatores genéticos, como a depressão genética por endocruzamento, a
chance de extinção seria ainda maior que a relatada no presente estudo. Esta análise
indica que o estado de conservação de jacutingas na ilha é crítico e a caça deve ser
controlada, para que a espécie permaneça a longo prazo no Parque Estadual Ilha do
Cardoso.
5 HUNTING EFFECTS ON THE VIABILITY OF JACUTINGA POPULATION
(Pipile jacutinga) AT ILHA DO CARDOSO, SP, BRASIL
Author: CHRISTINE STEINER SÃO BERNARDO
Adviser: Prof. Dr. MAURO GALETTI
Summary
Jacutinga Pipile jacutinga (Spix, 1825) is an endemic cracidae of Atlantic forest and
threatened in Brazil, due mainly to habitat loss and ilegal poaching. Ilegal poaching is
one of the main factors which contributes to local extinction of many species. At Ilha do
Cardoso State Park, a legal protected area created with the aim of protect biodiversity,
hunting is practiced by inhabitants of the island (“caiçaras” and indians) and people that
come from other cities. The aim of this study was to assess extinction probability of
jacutingas in the island, by considering many individuals hunted per year. We used
software VORTEX, one of the population viability analysis available. We considered
different hunting scenarios at Ilha do Cardoso (0, 10, 20 and 30% of individuals hunted/
year). Through line transect methods and 273.05 km of sampling effort, it was assessed a
mean population of 234 individuals, ranging between 203 and 304 jacutingas in the
island. The base-line scenario considered had low annual mortality rates (10%), high
carrying capacity (1770 individuals) and high effective population size (64%). At this
scenario, classified as optimistic, there is probability of extinction if more than 20% of
individuals are hunted per year. If we consider a low carrying capacity (177 individuals),
a higher annual mortality rate (20%) or an effective population size of 44%, jacutingas
only remain in the island if there is no poaching. Nevertheless, with an effective
88
population size of 24% there is probability of extinction even if there is no poaching,
because there are so few individuals constituting the population, that stochastic events
cause local extinction. In the island there are about 568 inhabitants, including “caiçaras”
and indians Guarani Mbya. If only 10% are hunters, it corresponds to 56 hunters,
excluding hunters that come from other cities. If each one of these hunters kills only one
jacutinga per year, it corresponds to 56 jacutingas hunted per year, which exceeds 20%
of the highest total population assessed in the present study. This fact certainly drives
this bird to local extinction. Taking into account genetic factors like inbreeding
depression, the probability of extinction would be higher than the present estimation.
This study indicates that conservation status of jacutingas is critical and poaching must
be controlled, in order to maintain this population in long term at Ilha do Cardoso State
Park.
5.1 Introdução
No presente estudo foi utilizado um dos tipos de análise de viabilidade de
populações para avaliar o efeito da caça sobre a viabilidade de jacutingas no Parque
Estadual Ilha do Cardoso (PEIC). Esta é a primeira análise de viabilidade de população
de uma espécie de ave endêmica da Mata Atlântica, que é ameaçada de extinção no
Brasil devido à perda de habitat e caça ilegal (Instrução normativa nº 3 do MMA, de
27/05/2003).
O PEIC é uma unidade de conservação de uso indireto onde não é permitido o
uso direto de seus recursos, entre eles a caça. No entanto, essa atividade ilegal é
praticada principalmente por caiçaras e índios Guarani Mbya que residem na Ilha do
Cardoso, além de ser praticada por caçadores provenientes do entorno do parque. Não há
informação sobre quais espécies cinegéticas são mais abatidas na Ilha do Cardoso e
quantas são caçadas anualmente.
Com base no número total da população de jacutingas no PEIC, dados de
reprodução desta ave e vários cenários de caça imaginados (ou seja, diferentes
quantidades de animais abatidos/ ano), foi estimada a probabilidade de extinção local de
jacutingas. Desse modo, o objetivo deste estudo foi avaliar o estado de conservação
desta população na Ilha do Cardoso, com base em várias simulações que exploraram os
efeitos de diferentes pressões de caça na viabilidade da população de jacutingas na ilha.
90
5.2 Revisão de Literatura
5.2.1 A jacutinga (Pipile jacutinga)
A família Cracidae abrange aves neotropicais distribuídas do México ao norte da
Argentina, sendo que um terço das espécies consta da lista de aves ameaçadas de
extinção (del Hoyo et al., 1994). É considerado um dos grupos mais ameaçados de
extinção na América Latina, principalmente devido à destruição do habitat e caça (Sick,
1993). Dentre essas espécies encontra-se a jacutinga (Pipile jacutinga Spix, 1825), cuja
distribuição no Brasil compreende desde o sul da BA até o RS (Delacour & Amadon,
1973; Sick, 1993). Essa ave possui hábito arborícola, massa corpórea de 1,5 kg e é
frugívora (Galetti et al., 1997).
No Estado de São Paulo essa espécie é encontrada em 14 locais distribuídos ao
longo da Serra do Mar e Serra de Paranapiacaba, além das regiões do Maciço do Itatins e
Serra da Juréia (Estação Ecológica Juréia-Itatins), Parque Estadual Ilhabela e Parque
Estadual Ilha do Cardoso (Galetti et al., 1997; Martuscelli & Olmos, 1997).
Como a densidade de jacutingas é baixa quando comparada com a de outras espécies e
essa ave é conspícua, o que facilita sua detecção pelos caçadores, a simples captura de
poucos indivíduos já afeta a população local dessa espécie, considerada ameaçada de
extinção (Sanchéz-Alonso et al., 2002). Para os índios que habitam o PEIC, essa ave é
preferida para a caça, mas inexistem informações sobre a quantidade de animais
abatidos/ ano (Galetti et al., 1997).
Paccagnella et al. (1994) descreveram o comportamento de jacutingas no Parque
Estadual Carlos Botelho, entre eles o fato dessa ave não se incomodar com a presença
humana ou barulho. Essa característica facilita sua caça e captura, que aliada à
91
destruição do habitat compromete sua preservação (Paccagnella et al., 1994; Galetti et
al., 1997). Brooks (1998) compilou dados sobre a sustentabilidade da caça de jacutingas
no Brasil, evidenciando que a caça é insustentável em todas as localidades brasileiras.
5.2.2 Análise da viabilidade de populações
A análise de viabilidade de populações (AVP) é um meio quantitativo de
predizer a probabilidade de extinção de determinada espécie, combinando impactos de
fatores estocásticos (demográficos, ambientais e genéticos) e/ou fatores determinísticos,
tais como superexploração ou perda de habitat (Miller & Lacy, 2003; Reed et al., 2003).
A AVP é uma ferramenta utilizada para predizer o futuro tamanho populacional
de determinada espécie numa área, estimar a probabilidade de extinção de uma
população em determinado período de tempo, calcular a população mínima viável etc
(Boyce, 1992; Brook et al., 2000; Coulson et al., 2001; Ralls et al., 2002; Brito &
Figueiredo, 2003).
A AVP é criticada por vários pesquisadores devido às suas limitações, como por
exemplo, a escassez de informações sobre a história natural da espécie e dificuldades de
estimar dados, como mortalidade e população efetiva na natureza (Coulson et al., 2001;
Beissinger & McCullough, 2002). Contudo, é extremamente importante que as variáveis
que afetam o poder preditivo da AVP sejam identificadas e sejam realizadas análises de
sensibilidade para que a predição do modelo seja a mais acurada possível (Ludwig,
1999; Beissinger, 2002; Mills & Lindberg, 2002).
O tamanho da população é o fator principal que determina o risco de extinção ou
persistência de uma espécie em determinada área, sendo que populações pequenas têm
maior probabilidade de extinguirem, quando comparadas às populações maiores (Pimm
et al., 1988; Reed et al., 2003). Contudo, existem muitas controvérsias sobre qual o
tamanho mínimo que uma população deve ter para que persista num local em
determinado período (Gilpin & Soulé, 1986; Reed et al., 2003). Atualmente há o
consenso que o tamanho mínimo de uma população é específico para cada táxon e
92
depende das características ambientais e da história natural da espécie (Reed et al.,
2003).
Shaffer (1981) propôs uma definição simplificada para o conceito de população
mínima viável como “a menor população isolada que possui 99% de chance de
permanecer em uma área, mesmo exposta a riscos naturais e efeitos demográficos,
ambientais e estocásticos”.
Franklin (1980) sugeriu que o tamanho populacional mínimo efetivo deveria ser
não menos que 50, para que os efeitos de consangüinidade fossem evitados. Outros
autores sugeriram que o tamanho populacional mínimo de 500 indivíduos seria
necessário, devido a mutações e perda de variação genética que ocorrem numa
população, além da consangüinidade (Frankel & Soulé, 1981; Lynch & Lande, 1998).
A partir desses estudos surgiu a regra dos 50/500, mas muitos autores questionam
sua validade, pois a população mínima viável é específica para cada táxon e depende das
características ambientais e de história natural da espécie (Tear et al., 1993; Wilcove et
al., 1993; Shaffer et al., 2002; Reed et al., 2003).
Em um estudo mais recente, a média da PMV estimada para 102 espécies de
vertebrados foi de 7316 indivíduos adultos, concluindo-se que a maioria dos vertebrados
necessita de áreas grandes para que a persistência das espécies seja assegurada a longo
prazo (Reed et al., 2003).
Com o conhecimento de populações mínimas viáveis (PMV) é possível prever o
tamanho que uma área deve ter para proteger as espécies, de preferência perpetuamente,
quais áreas protegidas são eficazes na proteção de determinada espécie e ter idéia do
grau de conservação de um táxon em determinado local (Armbruster & Lande, 1993;
Brito & Grelle, 2003).
Diversos estudos de viabilidade de populações foram realizados. Dentre esses
estudos destacam-se a AVP de ursos (Shaffer & Samson, 1985; Suchy et al., 1985;
Horino & Miura, 2000); aves (Lacy et al., 1987; Lande, 1988; Boyce & Irwin, 1990);
elefantes africanos (Armbruster & Lande, 1993); primatas (Strier, 1993; Valadares-
Pádua, 1993; Strier, 2000); felinos (Seal et al., 1989; Dueck, 1990; Smith & McDougal,
1991; Kenney et al., 1995; Maehr et al., 2002); pequenos mamíferos (Sommer et al.,
93
2002; Brito & Grelle, 2003; Brito & Figueiredo, 2003) e cervídeos (Song, 1996; Tiepolo
et al., 2004).
Alguns estudos demonstraram, através da AVP, que o declínio da população de
espécies silvestres ocorreu devido à superexploração por humanos. Kenney et al. (1995)
demonstraram o declínio da população de tigres na Índia devido à intensa caça e Somers
(1997) demonstrou o efeito negativo da caça na população de javalis africanos. Já Nantel
et al. (1996) demonstraram o declínio das populações de algumas plantas do Canadá,
causado pela superexploração comercial.
5.3 Material e Métodos
5.3.1 Área de estudo
O Parque Estadual Ilha do Cardoso (PEIC) é uma Unidade de Conservação de
uso indireto, criada em 1962 (Decreto Estadual 40319/62) e localiza-se no litoral sul do
Estado de São Paulo (25°03’05’’S a 25°18'18’’S e 48°53'48’’W a 48°05'42’’W)
(CONSEMA, 2001). O PEIC abrange uma área total de 15.100 ha e cerca de 11.100 ha
se for considerado apenas a área coberta por floresta pluvial tropical de encosta (Melo &
Mantovani, 1994; CONSEMA, 2001).
A topografia é predominantemente montanhosa, com a parte central dominada
por elevações acima de 814 m. Há cinco principais formações vegetais no PEIC: dunas,
restinga, mangue, floresta pluvial tropical de planície litorânea e floresta pluvial tropical
de encosta (Noffs & Baptista-Noffs, 1982; Melo & Mantovani, 1994). O clima é
megatérmico superúmido sem estação seca definida e com nível de precipitação anual de
3.000 mm (Funari et al., 1987).
O PEIC é um dos maiores sítios de diversidade e riqueza de avifauna da Mata
Atlântica, tendo sido registradas 416 espécies de aves ou 53% do total de espécies já
registradas para o Estado de São Paulo (Barbosa et al., 1988; Willis & Oniki, 2003).
Existem cerca de 80 espécies de mamíferos catalogados, sendo a maioria roedores e
quirópteros, entre os quais a espécie de morcego Lasiurus ebenus, endêmico da ilha
(SMA, 1998). Entre as espécies de mamíferos de grande porte há a lontra (Lontra
longicaudis), o bugio (Alouatta guariba) e o veado-mateiro (Mazama americana).
Muitos animais são raros, como é o caso do cateto (Pecari tajacu), da queixada (Tayassu
95
pecari) e da onça-parda (Puma concolor). A anta (Tapirus terrestris) e a onça-pintada
(Panthera onca) já foram extintas localmente na década de 1960.
Atualmente existem seis povoamentos na ilha (Itacuruça, Foles, Cambriú,
Marujá, Enseada da Baleia e Pontal), caracterizados pela presença de caiçaras
pescadores-lavradores. Além desses povoamentos, existem alguns sítios isolados na ilha
e vários outros no entorno (CONSEMA, 2001). Em 1992, uma comunidade de índios
Guarani Mbya estabeleceu-se no interior da ilha. A população humana atual do PEIC,
incluindo caiçaras e índios Guarani Mbya, totaliza 568 pessoas (CONSEMA, 2001;
Bernardi, dados não publicados).
5.3.2 Estimativa do tamanho populacional de jacutingas no PEIC
A densidade (indivíduos/ km2) foi estimada através do método de transecções
lineares (ver capítulos anteriores), com auxílio do programa DISTANCE 4.1 (modelo
“Half normal”, função Cosseno, Sequencial, Critério de Informação de Akaike) (Laake
et al. 1994; Peres, 1999; Cassey & Mcardle, 1999; Cullen Jr. & Rudran, 2003).
O programa DISTANCE 4.1 utiliza as distâncias perpendiculares (animal-trilha)
para estimar a largura efetiva da área amostrada (chamado ESW ou effective strip
width), a fim de modelar a função de detecção que melhor se adequa à probabilidade de
detecção de um animal numa dada distância da trilha (Buckland et al., 1993; Laake et
al., 1994; Cullen Jr. & Rudran, 2003).
É recomendável que haja no mínimo 40 avistamentos para que a estimativa de
densidade seja acurada (coeficiente de variação < 0,20). Se o número de avistamentos
não for suficiente, recomenda-se combinar os dados de distância perpendicular das
espécies avistadas, para estimar um valor geral de ESW (Buckland et al., 1993). Esse
procedimento só deve ser adotado se as distâncias perpendiculares de cada espécie não
forem diferentes estatisticamente (ANOVA, 1 critério, p> 0,05) (Chiarello & Melo,
2001).
96
A densidade foi calculada para cada espécie através da fórmula
D=N/(2*ESW*L), onde D= densidade (indivíduos/ km2); N= número total de encontros;
ESW= largura efetiva da área amostrada em Km, calculada pelo programa DISTANCE;
L=quilometragem total percorrida.
O tamanho da população foi calculado multiplicando-se a densidade pelo
tamanho de área da Mata Atlântica do PEIC (111 km2). O tamanho populacional
estimado pelo DISTANCE 3.5 foi utilizado como base na simulação da probabilidade de
extinção de jacutingas no PEIC (o valor da média e o valor da média ± o intervalo de
confiança).
5.3.3 Cenário-base da AVP de jacutingas no PEIC
Através do programa VORTEX 9.33 (www.vortex9.org/vortex.html) (Lacy et al.,
2003) foi calculada a probabilidade de extinção da população de jacutingas (Pipile
jacutinga) no PEIC. Este programa é um dos tipos de AVP disponíveis, cuja simulação
de Monte Carlo é baseada numa série de dados sobre reprodução da espécie em questão
e dados da história natural, combinados com o uso facultativo de efeitos determinísticos
e/ ou estocásticos (Lacy 1993; Lacy, 2000; Miller & Lacy, 2003). Alguns autores
compararam diversos softwares de AVP, concluindo que as projeções dos modelos
devem ser interpretadas com cautela, pois as predições de probabilidade de extinção
entre os softwares não foram necessariamente concordantes (Mills et al., 1996; Brook et
al., 1999).
Foi considerada a viabilidade da população de jacutingas nas situações em que
houve probabilidades de extinção menor que 2%, ou seja, mais de 98% de probabilidade
de persistência da população na área (Possingham et al., 2002).
Os dados sobre a história natural da espécie foram obtidos com base em R.M.A.
Azeredo1 e com auxílio da literatura (del Hoyo, 1994; Galetti et al., 1997; Brooks et al.,
1998; BirdLife International, 2000; Brooks & Strahl, 2000) (Tabela 18). A população foi
1AZEREDO, R.M.A. (ONG Crax- Wild Fauna Research Society, Belo Horizonte- MG- Brasil).
Comunicação pessoal, 2004.
97
considerada extinta quando restavam apenas indivíduos de um dos sexos e foram
realizadas 1.000 repetições, considerando-se um período de 100 anos.
Tabela 18. Informações utilizadas no VORTEX 9.33 para a simulação da AVP de jacutingas no PEIC
Jacutingas
Espécie: Pipile jacutinga, Spix, 1825.
Distribuição da espécie: Paraguai, Argentina e Brasil (principalmente nos Estados de SC, PR e SP).
Estado de conservação: globalmente vulnerável; ameaçada de extinção no Brasil
População total estimada: 2.500 a 10.000 indivíduos totais
Hábitos alimentares: frugívoro
Massa corpórea: cerca de 1,5 kg
Habitat: Floresta (Mata Atlântica), com altitude de até 900 m.
Principais ameaças à sobrevivência: perda de habitat e caça ilegal
Sistema reprodutivo: monogamia
Idade mínima reprodutiva de fêmeas/ machos: 2 anos
Idade máxima de reprodução de fêmeas/ machos: 20 anos no cativeiro (Consideramos longevidade
25% menor na natureza= 15 anos).
Período de reprodução: setembro a dezembro
Razão sexual de adultos (machos/ fêmeas): 1:1
Razão sexual dos filhotes: 1:1
N.º máximo de filhotes/ano: 2
Fêmeas que botam 1 ovo/ ano: 60%
Fêmeas que botam 2 ovos/ ano: 40%
Assumiu-se que durante os 100 anos de simulação não existiu depressão genética
por endocruzamento, variação ambiental ou riscos naturais. Esses fatores aumentariam a
probabilidade de extinção (Burgman & Lamont, 1992; Dobson et al, 1992; Mills and
Smouse, 1994; Oostermeijer, 2000; Brook et al., 2002), sendo que a não adoção deles no
presente modelo caracterizou uma avaliação otimista da situação da população de
jacutingas no PEIC. Também foi considerado que não houve adição de indivíduos por
meio de reintroduções, imigrações ou dispersão dos indivíduos.
98
Em relação à caça, foram simulados cenários onde 0%, 10%, 20% e 30% da
população de jacutingas foram abatidas no PEIC anualmente. Considerou-se que
somente indivíduos adultos foram caçados e em proporções iguais de machos e fêmeas.
5.3.4 Parâmetros cujos valores são desconhecidos
Alguns parâmetros requeridos para a AVP, tais como porcentagem da população
efetiva e taxa de mortalidade, não são disponíveis na literatura, sobre qualquer espécie
de ave de porte semelhante aos cracídeos. Nas AVP realizadas com salmão (Waples,
1990), algumas espécies de felinos (Seal et al., 1989; Dueck, 1990; Smith & McDougal,
1991; Maehr et al., 2002) e primatas (Strier, 2000), os autores utilizaram valor de
porcentagem da população efetiva ≤ 64%. Frankham (1995) revisou estudos com
estimativas de população efetiva de 102 espécies de vertebrados, invertebrados e plantas,
encontrando variação entre 11% e 64%. Essa foi a razão de ter sido utilizado nesse
estudo o valor máximo de 64% da população efetiva de jacutingas no cenário-base
(Allendorf & Ryman, 2002; Waples, 2002) (Tabela 19).
Além da dificuldade de se estimar a população efetiva, também há dificuladade
de estimar a taxa anual de mortalidade de populações silvestres. Sendo assim, foi
atribuída uma taxa anual de mortalidade de machos e fêmeas equivalente a 10% (Tabela
19). Optou-se por atribuir um valor igual de taxas de mortalidade a todos os estágios de
crescimento de jacutingas machos e fêmeas, a fim de se evitar refinamentos na entrada
de dados não disponíveis na literatura.
Em relação à capacidade suporte, esta foi estimada através do número limitado
de indivíduos que a área pode suportar (Robinson & Redford, 1986). Este limite foi
equivalente à razão entre a energia disponível na área e o total de requerimento médio de
energia de um indivíduo (Damuth, 1981; Nagy et al., 1999; Tieleman & Williams,
2000).
Assim, a capacidade suporte de jacutingas na Ilha do Cardoso foi calculada com
base na energia disponível proveniente de frutos de palmito juçara Euterpe edulis, pois
foi a espécie de fruto com maior biomassa coletada durante o estudo (ver capítulo 3).
99
Assumiu-se, portanto, que há maior probabilidade de jacutingas se alimentarem deste
recurso no PEIC.
A produção mensal de frutos de palmito juçara foi extraída de Castro (2003), que
variou de 50 a 7.500 g/ ha, conforme a época do ano. Galetti et al. (1997) estimaram que
cada fruto equivaleu a 6,26 kJ/ g. Assim, calculou-se a energia disponível proveniente
dos frutos de palmito juçara na área total de Mata Atlântica da Ilha do Cardoso (11.100
ha), considerando-se o valor da produção mensal de frutos. Esta energia foi dividida pelo
gasto energético mensal de jacutingas, assumindo-se que as jacutingas só se alimentam
de palmito juçara e que assimilam 100% do que ingerem.
De acordo com equações de gasto energético de galiformes (Tieleman &
Williams, 2000), as jacutingas possuem gasto energético mensal de 39.180 kJ/ mês.
Logo, devido à alta disponibilidade de palmito juçara (considerado como 1.000 g/ ha), a
Ilha do Cardoso pode suportar cerca de 1770 jacutingas. Já em épocas de escassez de
palmito juçara (100 g/ ha), a capacidade suporte do PEIC é de 177 jacutingas. Para o
cenário-base, considerou-se que no PEIC há grande disponibilidade de palmito juçara e,
portanto, uma maior capacidade suporte (Tabela 19).
Tabela 19. Valores não disponíveis na literatura que foram utilizados no cenário-base de AVP de
jacutingas no PEIC (s= desvio-padrão)
Parâmetro Valor utilizado
% fêmeas aptas à reprodução (Ne) 64% (s= 2%)
% machos aptos à reprodução (Ne) 64 %
Mortalidade de machos e fêmeas em todos os estágios de desenvolvimento 10% (s=2%)
Capacidade suporte do PEIC 1770 indivíduos
(s= 2%)
100
5.3.5 Cenários alternativos
No presente estudo foram atribuídos outros valores à capacidade suporte,
população efetiva (Ne) e taxas de mortalidade de machos e fêmeas em todos os estágios
de crescimento, caracterizando cenários alternativos (Tabela 20).
Em relação à capacidade suporte, foi atribuído um valor menor no cenário
alternativo (k= 177 indivíduos), simulando um cenário onde o PEIC produz pouca
quantidade de palmito juçara mensalmente (100 g/ ha) (Tabela 20).
Atribuiu-se taxa anual de mortalidade maior que a considerada no cenário-base,
bem como uma Ne menor, caracterizando os cenários alternativos como pessimistas, em
relação ao cenário-base (Tabela 20).
Tabela 20. Valores utilizados nos cenários alternativos da AVP de jacutingas no PEIC (s= desvio-padrão)
Parâmetro Valor utilizado
% fêmeas aptas à reprodução (Ne de fêmeas) 44% (s= 2%) e 24%
(s= 2%)
% machos aptos à reprodução (Ne de machos) 44% e 24%
Mortalidade de machos e fêmeas em todos os estágios de desenvolvimento 20% (s= 2%)
Capacidade suporte do PEIC 177 indivíduos
(s= 2%)
5.4 Resultados
5.4.1 Estimativa do tamanho populacional de jacutingas no PEIC
Em 273,05 km percorridos no PEIC houve 11 encontros com Pipile jacutinga,
sendo que um dos encontros foi registrado em um local onde não foi realizado o censo
(Figura 14). Devido ao baixo número de avistamentos de jacutingas, os dados de
distância perpendicular desta ave foi combinado com os das espécies Penelope spp.
(jacú), Tinamus solitarius (macuco) e Ramphastos spp. (tucanos). Assim, foi calculado
um valor geral de ESW, ou largura efetiva da trilha (ANOVA, 1 critério, p= 0,12)
(Tabela 17).
Foi obtida uma densidade populacional de 2,1 indivíduos/ km2 (1,8 a 2,7
indivíduos/ km2), com coeficiente de variação de 0,09. A média do tamanho
populacional de jacutingas na Ilha do Cardoso obtida neste estudo foi de 234 indivíduos
(203 a 304 indivíduos totais).
Assim, ao ser considerada uma população total de 203 indivíduos na Ilha do
Cardoso, foram imaginados vários cenários de caça, onde 20 indivíduos, 40 indivíduos e
60 indivíduos são abatidos anualmente (valores correspondentes a 10%, 20% e 30% da
população total). A mesma lógica foi aplicada para o cálculo do número de jacutingas
caçadas por ano, em relação aos outros tamanhos de população estimados no censo
(Tabela 21).
102
Figura 14- Mapa de ocorrência de jacutingas (Pipile jacutinga) no PEIC (avistamentos e vocalizações)
103
Tabela 21. Cenários de caça imaginados no PEIC, para a realização da análise de viabilidade de população
de jacutingas
Tamanho total da
população de jacutingas
10% caçados
anualmente
20% caçados
anualmente
30% caçados
anualmente
203 20 indivíduos 40 indivíduos 60 indivíduos
234 24 indivíduos 46 indivíduos 70 indivíduos
304 30 indivíduos 60 indivíduos 90 indivíduos
5.4.2 Análise da viabilidade da população de jacutingas
Devido ao baixo coeficiente de variação obtido para as estimativas da densidade
(cv= 0,09), pode-se afirmar que os modelos de AVP de jacutingas apresentados são
robustos. Este fato pode ser confirmado através do padrão obtido ao serem analisados os
riscos de extinção muito semelhantes em cada cenário, seja qual for o tamanho
populacional considerado (Figuras 13 a 17 e Tabelas 22 a 26). Portanto, os resultados
apresentados a seguir dizem respeito a qualquer tamanho populacional (valor médio ou
valores dos intervalos de confiança).
Em relação ao cenário-base, há probabilidade de extinção de jacutingas na Ilha
do Cardoso se mais de 20% dos animais forem caçados (Figura 15 e Tabela 22). Ao ser
considerada uma capacidade suporte menor que a do cenário-base (K= 177 indivíduos),
uma taxa anual de mortalidade de 20% (o dobro da taxa atribuída no cenário-base) ou
uma população efetiva de 44%, só há possibilidade de permanência da população de
jacutingas na ilha se não houver caça (Figuras 16 a 18 e Tabelas 23 a 25).
Ao ser atribuída uma população efetiva de 24%, há probabilidade de extinção
local de jacutingas no PEIC mesmo se não houver caça (Figura 19 e Tabela 26). Isto
significa que a população apta à reprodução considerada (24%) é tão pequena, neste
caso, que efeitos estocásticos afetam a população, ocorrendo a extinção local.
104
a)
0
500
1000
1500
2000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)Ta
man
ho d
a pop
ulaç
ão
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
b)
0
500
1000
1500
2000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
c)
0
500
1000
1500
2000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
Figura 15- Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de um período de 100
anos, considerando-se o cenário-base e a população inicial de (a) 203 indivíduos; (b) 234
indivíduos; (c) 304 indivíduos
105
a)
050
100150200
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tem po (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
b)
050
100150200
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tem po (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
c)
050
100150200
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tem p o (an o s)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
Figura 16- Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de um período de 100
anos, considerando-se o cenário alternativo (k=177 indivíduos) e a população inicial de (a) 203
indivíduos; (b) 234 indivíduos; (c) 304 indivíduos
106
a)
0500
100015002000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
b)
0500
100015002000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
c)
0500
100015002000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
Figura 17- Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de um período de 100
anos, considerando-se o cenário alternativo (taxa de mortalidade anual= 20%) e a população
inicial de (a) 203 indivíduos; (b) 234 indivíduos; (c) 304 indivíduos
107
a)
0500
100015002000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
b)
0500
100015002000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
c)
0500
100015002000
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
Figura 18- Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de um período de 100
anos, considerando-se o cenário alternativo (Ne=44%) e a população inicial de (a) 203
indivíduos; (b) 234 indivíduos; (c) 304 indivíduos
108
a)
0
100
200
300
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
b)
0
100
200
300
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
c)
0100200300400
1 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
tempo (anos)
Tam
anho
da p
opul
ação
sem caça 10% caçados
20% caçados 30% caçados
Figura 19- Trajetória do tamanho da população de jacutingas no PEIC, ao longo de um período de 100
anos, considerando-se o cenário alternativo (Ne=24%) e a população inicial de (a) 203
indivíduos; (b) 234 indivíduos; (c) 304 indivíduos
109
Tabela 22. Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no PEIC, considerando-
se o cenário-base (N= tamanho da população de jacutingas estimada no censo; PE= %
probabilidade de extinção; TE= tempo médio para extinção, em anos). Entre parênteses
encontra-se o erro padrão
N % indivíduos caçados por ano PE (%) TE (anos)
0 0 (0) - 10 0 (0) - 20 99 (0,003) 12,4 (0,09)
203
30 100 (0) 6 (0,02) 234
0 0 (0) - 10 0 (0) - 20 99 (0,002) 12,9 (0,09)
30 100 (0) 6 (0,02) 304
0 0 (0) - 10 0 (0) - 20 99 (0,002) 13 (0,09)
30 100 (0) 6 (0,01)
Tabela 23. Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no PEIC, considerando-
se o cenários alternativo (Capacidade suporte=177 indivíduos). N= tamanho da população de
jacutingas estimada no censo; PE= % probabilidade de extinção; TE= tempo médio para
extinção, em anos. Entre parênteses encontra-se o erro padrão
N % indivíduos caçados por ano PE (%) TE (anos)
0 0 (0) - 10 6 (0,007) 59,1 (2,8) 20 100 (0) 9,6 (0,04)
203
30 100 (0) 5,8 (0,01) 234
0 0 (0) - 10 69 (0,01) 52,8 (0,87) 20 100 (0) 7,9 (0,03)
30 100 (0) 5,2 (0,01) 304
0 0 (0) - 10 100 (0) 18 (0,16) 20 100 (0) 6 (0,02)
30 100 (0) 4,3 (0,02)
110
Tabela 24. Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no PEIC, considerando-
se o cenários alternativo (Taxa de mortalidade anual=20%). N= tamanho da população de
jacutingas estimada no censo; PE= % probabilidade de extinção; TE= tempo médio para
extinção, em anos. Entre parênteses encontra-se o erro padrão
N % indivíduos caçados por ano PE (%) TE (anos)
0 0 (0) - 10 100 (0) 13,2 (0,06) 20 100 (0) 6,3 (0,02)
203
30 100 (0) 4,5 (0,02) 234
0 0 (0) - 10 100 (0) 12,8 (0,05) 20 100 (0) 6,4 (0,02)
30 100 (0) 4,5 (0,02) 304
0 0 (0) - 10 100 (0) 13,6 (0,05) 20 100 (0) 6,5 (0,02)
30 100 (0) 4,6 (0,01)
Tabela 25. Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no PEIC, considerando-
se o cenários alternativo (População efetiva=44%). N= tamanho da população de jacutingas
estimada no censo; PE= % probabilidade de extinção; TE= tempo médio para extinção, em
anos. Entre parênteses encontra-se o erro padrão
N % indivíduos caçados por ano PE (%) TE (anos)
0 0 (0) - 10 80 (0,01) 27 (0,33) 20 100 (0) 7,6 (0,02)
203
30 100 (0) 5 (0,01) 234
0 0 (0) - 10 87 (0,01) 25,3 (0,27) 20 100 (0) 7,7 (0,02)
30 100 (0) 5 (0,01) 304
0 0 - 10 67 (0,01) 29,7 (0,37) 20 100 (0) 7,8 (0,02)
30 100 (0) 5,1 (0,01)
111
Tabela 26. Probabilidade de extinção e tempo médio para extinção de jacutingas no PEIC, considerando-
se o cenários alternativo (População efetiva=24%). N= tamanho da população de jacutingas
estimada no censo; PE= % probabilidade de extinção; TE= tempo médio para extinção, em
anos. Entre parênteses encontra-se o erro padrão
N % indivíduos caçados por ano PE (%) TE (anos)
0 14 (0,01) 89 (0,7) 10 100 (0) 9,9 (0,03) 20 100 (0) 5,6 (0,02)
203
30 100 (0) 4,1 (0,01) 234
0 9 (0,009) 89,6 (0,99) 10 100 (0) 9,6 (0,03) 20 100 (0) 5,6 (0,02)
30 100 (0) 4,1 (0,01) 304
0 2 (0,004) 92,5 (1,16) 10 100 (0) 10 (0,03) 20 100 (0) 5,8 (0,01)
30 100 (0) 4,2 (0,01)
5.5 Discussão
O estado de conservação de jacutingas no PEIC é crítico, pois a população
estimada é de no máximo 304 indivíduos. Sabendo-se que a probabilidade de extinção é
maior em populações menores, esta ave é mais suscetível a qualquer mudança do
ambiente e variações estocásticas na população (Shaffer, 1981; Gilpin & Soulé, 1986;
Soulé, 1987; Mills & Smouse, 1994; Brito & Fernandez, 2000).
De fato, foi constatado neste estudo que mesmo que não haja caça, há
probabilidade de jacutingas sofrerem extinção local, se a população efetiva corresponder
a uma pequena porcentagem da população total estimada pelo censo (máximo de 24%
dos indivíduos totais aptos à reprodução). Isto significa que, mesmo que a caça seja
eliminada no PEIC, há riscos de extinção local de jacutingas, ocasionadas por problemas
genéticos e efeitos estocásticos.
Além da população com poucos indivíduos, a caça ilegal aumenta a chance de
extinção local desta espécie. Esta atividade é freqüente em áreas de Mata Atlântica,
ameaçando aves e mamíferos cinegéticos que ainda persistem nesse ecossistema
(Chiarello, 2000; Chiarello & Melo, 2001; Cullen Jr. et al., 2001). Mesmo não tendo
informações sobre a quantidade de animais abatidos por ano, dada a dificuldade para
obtenção desta informação junto à população local e à administração do parque, a caça é
uma atividade freqüente na Ilha do Cardoso e reprimir tal atividade é um dos grandes
desafios para a conservação local de jacutingas.
Como indicado nos resultados deste estudo, no modelo mais otimista (cenário-
base) há chances de extinção local de jacutingas, se 20% da população for caçada
anualmente. Este nível de pressão de caça facilmente ocorre na área atualmente: na ilha
113
existem 568 pessoas, entre caiçaras e índios Guarani Mbya. Se 10% da população
humana do PEIC for considerada como caçadores potenciais, isto equivale a um total de
56 caçadores na ilha, excluindo-se os caçadores provenientes do entorno do parque. Se
cada um dos caçadores que mora na ilha caçar um indivíduo de jacutinga por ano, isto
corresponde a 56 jacutingas caçadas por ano. Esta quantidade de jacutingas caçadas por
ano corresponde a cerca de 20% dos indivíduos da maior população total de jacutingas
estimada na ilha (304 indivíduos) e, de acordo com os resultados apresentados para este
modelo, há 99% de risco de extinção em um tempo médio para extinção de cerca de 13
anos.
Esse trabalho não pretende ser uma análise completa, mesmo porque muitos
parâmetros necessários para a modelagem de AVP não são disponíveis, principalmente
genéticos. Brook et al. (2002) demonstraram que, ao serem considerados fatores
genéticos nas análises de viabilidade de população, como a depressão genética por
endocruzamento, as chances de extinção de muitas espécies aumentaram. Nas
simulações feitas no presente estudo, os fatores genéticos não foram considerados,
havendo subestimação dos riscos de extinção (Burgman & Lamont, 1992; Dobson et al,
1992; Mills and Smouse, 1994; Oostermeijer, 2000; Brook et al., 2002). Isto significa
que na realidade as probabilidades de extinção de jacutingas no PEIC são ainda maiores
que o relatado neste estudo e, conseqüentemente, o estado de conservação de jacutingas
na ilha é ainda mais crítico.
Estes dados demonstraram que a caça na Ilha do Cardoso deve ser controlada para que a
população de jacutingas, ainda existente no parque, permaneça nesta área a longo prazo.
O monitoramento de jacutingas deve ser realizado, bem como deve ser feito uma
compilação de dados sobre a quantidade de indivíduos abatidos anualmente, época de
maior freqüência de caça etc.
É urgente a necessidade de prevenir a extinção de jacutingas na Ilha do Cardoso,
aumentando a fiscalização em áreas de Mata Atlântica do parque, a fim de controlar a
caça. A educação ambiental aplicada aos caiçaras pescadores-lavradores do PEIC,
ressaltando o papel dos animais na dispersão de sementes, na manutenção do
ecossistema e como atrativo para turistas, o que gera fonte de lucro para os habitantes,
114
também é imprescindível para o sucesso de permanência das espécies cinegéticas na
área (Galetti et al., 1997, Wright, 2003).
5.6 Conclusões
A população de jacutingas na Ilha do Cardoso é constituída por poucos
indivíduos, o que a torna mais suscetível a efeitos genéticos, estocásticos e mudanças
ambientais.
Esta análise constatou que há risco de extinção local de jacutingas e que uma
mínima pressão de caça já é suficiente para que haja extinção local a curto prazo. A caça
é uma atividade que contribui para que a espécie sofra extinção local a curto prazo,
sendo um fator que deve ser controlado na Iha do Cardoso.
Assim, os resultados apresentados contribuem para a polêmica questão do
possível impacto de comunidades tradicionais na fauna das Unidades de Conservação de
uso indireto.
6 CONCLUSÕES GERAIS
Na Ilha do Cardoso ainda existem espécies cinegéticas, mas a maioria das
populações é constituída por poucos indivíduos. Estas populações são mais sensíveis à
extinção local, em comparação às constituídas por maior número de indivíduos, podendo
não apresentar populações viáveis a longo prazo. As estimativas de densidade e tamanho
populacional apresentadas podem ser utilizadas como ponto de partida para o
monitoramento do estado de conservação dessas espécies no futuro. Com essa análise,
será possível detectar se as populações de determinada espécie estão em declíno,
estáveis ou aumentando no PEIC ao longo do período considerado.
Os resultados deste estudo demonstraram que a abundância e ocorrência de aves
e mamíferos foram relacionados com alta disponibilidade de frutos e alta densidade de
palmito - juçara Euterpe edulis. Assim, esforços devem ser feitos para serem
conservadas áreas na Ilha do Cardoso e áreas de Mata Atlântica onde existam estas
características da vegetação.
Foi demonstrado que mamíferos foram mais encontrados em locais afastados de
habitações humanas da Ilha do Cardoso, além de ter sido demonstrado o impacto da caça
na população de jacutingas, através de simulações de animais abatidos anualmente.
Assim, este estudo contribui para a polêmica questão do possível impacto de
comunidades tradicionais na fauna das Unidades de Conservação de uso indireto.
O estado de conservação da população de jacutingas na ilha é crítico, pois além
do baixo número de indivíduos que constitui a população existente na ilha, a caça
contribui para a extinção local. O presente estudo demonstrou que a caça é um fator
importante a ser controlado na Iha do Cardoso, para que espécies que possuem poucos
indivíduos na área não sofram extinção local.
ANEXOS
118
Anexo A: Coordenadas UTM das trilhas georreferenciadas no PEIC com o receptor GPS Garmin etrex, neste estudo.
Trilha Ponto X Y
Cabana-ipanema 1 206977 7219574Cabana-ipanema 13 207776 7220326Cabana-ipanema 21 206089 7219688Cabana-ipanema 36 205613 7219649Cabana-ipanema 52 205026 7219615
Costão do cambriú 1 205598 7216276Costão do cambriú 11 205920 7216559
Guaranis 0 204490 7221450Guaranis 17 203899 7221417Guaranis 32 203014 7221579Guaranis 38 202774 7221681Jacareú 1 199671 7221059Jacareú 7 199718 7220697Jacareú 10 199795 7220498Jacareú 12 199866 7220447Jacareú 15 199999 7220309Jacareú 18 200049 7220158Jacareú 23 200188 7219989Jacareú 27 200198 7219865Jacareú 29 200135 7219915Jacareú 30 200167 7219894Mangue 1 205118 7216427Mangue 2 205103 7216471Mangue 3 205050 7216537Mangue 5 205062 7216589Mangue 8 204958 7216688Mangue 10 204834 7216704Mangue 15 204782 7216908
Máquinas 1 204581 7215924Máquinas 7 204304 7216105Máquinas 18 203878 7216104Máquinas 19 204304 7216105Máquinas 25 204469 7216055Máquinas 27 204597 7216047Máquinas 29 204667 7216068Máquinas 37 204901 7216224Máquinas 38 204965 7216184
Marujá 16 200448 7210002Morro do corrido 1 198104 7219866Morro do corrido 16 198597 7219391Morro do corrido 24 198970 7219339
119
Anexo A: Coordenadas UTM das trilhas georreferenciadas no PEIC com o receptor GPS Garmin etrex, neste estudo.
Trilha Ponto X Y
Morro do corrido 31 199304 7219162 Morro do corrido 33 199391 7219098 Morro do corrido 46 199885 7219033 Morro do corrido 50 199958 7219241 Morro do corrido 51 199909 7219289 Morro do corrido 53 199967 7219339 Morro do corrido 57 199954 7219536 Morro do corrido 60 199855 7219673 Morro do corrido 64 199875 7219861 Morro do corrido 69 199976 7220061 Morro do corrido 71 200032 7220129 Piscinas da laje 1 203907 7213341 Piscinas da laje 38 203213 7214639
Poço do ipanema 0 206930 7219153 Poço do ipanema 16 206459 7218626 Poço do ipanema 20 206395 7218469 Poço do ipanema 22 206360 7218371
Serra 0 204379 7220669 Serra 1 204379 722069 Serra 27 204731 7220000 Serra 34 204890 7220073 Serra 35 204905 7220111 Serra 43 205245 7220531 Serra 47 205377 7220209
Morro do seu João 7 201184 7221125 Morro do seu João 11 201162 7220922 Morro do seu João 17 201187 7220678 Morro do seu João 23 201238 7220382
120
Anexo B: Coordenadas UTM da ocorrência das espécies no PEIC (*vi= visualização; vo= vocalização;
pg= pegadas).
Trilha Ponto Spp. Registro* X Y Cabana-Ipanema 24 Alouatta guariba vo 206950 7219900 Cabana-Ipanema 32 Alouatta guariba vo 206000 7219750
Guaranis 6 Alouatta guariba vi 204230 7221300 Guaranis 8 Alouatta guariba vo 204200 7221350 Guaranis 10 Alouatta guariba vi 204100 7221400 Guaranis 12 Alouatta guariba vo 204000 7221450 Guaranis 18 Alouatta guariba vi 203630 7221500 Jacareú 12 Alouatta guariba vo 199866 7220447 Jacareú 21 Alouatta guariba vi 200160 7219900 Jacareú 30 Alouatta guariba vo 200167 7219894 Mangue 11 Alouatta guariba vo 204800 7216680 Mangue 16 Alouatta guariba vi 204690 7216560 Mangue 18 Alouatta guariba vi 204680 7216800
Morro do corrido 24 Alouatta guariba vo 198970 7219339 Morro do corrido 29 Alouatta guariba vo 199080 7219200 Morro do corrido 30 Alouatta guariba vo 199250 7219100 Morro do corrido 34 Alouatta guariba vo 199350 7219050 Morro do corrido 35 Alouatta guariba vi 199400 7219000 Morro do corrido 54 Alouatta guariba vi 199900 7219350 Morro do corrido 57 Alouatta guariba vo 199954 7219536 Morro do corrido 59 Alouatta guariba vi 199900 7219600 Morro do corrido 60 Alouatta guariba vo 199855 7219673 Morro do corrido 62 Alouatta guariba vo 199840 7219710 Piscinas da laje 22 Alouatta guariba vi 203600 7213920 Poço das Antas 3 Alouatta guariba vi 204700 7221200 Poço das Antas 7 Alouatta guariba vo 204750 7221300 Poço das Antas 10 Alouatta guariba vi 204900 7221450
Poço do ipanema 13 Alouatta guariba vi 206450 7218700 Poço do ipanema 15 Alouatta guariba vi 206320 7218640 Poço do ipanema 16 Alouatta guariba vi 206459 7218626 Poço do ipanema 17 Alouatta guariba vi 206420 7218590 Poço do ipanema 19 Alouatta guariba vo 206300 7218250 Poço do ipanema 22 Alouatta guariba vi 206360 7218371 Poço do ipanema 22 Alouatta guariba vo 206360 7218371
Serra 2 Alouatta guariba vo 204382 7220670 Serra 12 Alouatta guariba vi 204480 7220470 Serra 13 Alouatta guariba vo 204490 7220420 Serra 15 Alouatta guariba vi 204500 7220390 Serra 16 Alouatta guariba vi 204550 7220350
121
Anexo B: Coordenadas UTM da ocorrência das espécies no PEIC (*vi= visualização; vo= vocalização;
pg= pegadas).
Trilha Ponto Spp. Registro* X Y Serra 17 Alouatta guariba vi 204600 7220320 Serra 20 Alouatta guariba vi 204700 7220270 Serra 21 Alouatta guariba vi 204700 7220250 Serra 22 Alouatta guariba vi 204750 7220220 Serra 26 Alouatta guariba vi 204700 7220000 Serra 28 Alouatta guariba vi 204760 7220015 Serra 33 Alouatta guariba vo 204890 7220073 Serra 45 Alouatta guariba vi 205280 7220450
Guaranis 6 Cerdocyon thous vi 204230 7221300 Máquinas 24 Cerdocyon thous pg 204469 7216055
Rio Cambriú Cerdocyon thous pg 205480 7215960 Morro do corrido 27 Crypturellus obsoletus vi 199000 7219250 Poço do ipanema 18 Crypturellus obsoletus vi 206400 7218550 Poço do ipanema 19 Crypturellus obsoletus vi 206300 7218250 Cabana-Ipanema 13 Dasyprocta leporina vi 207776 7220326 Cabana-Ipanema 41 Dasyprocta leporina pg 205430 7219700
Costão 7 Dasyprocta leporina vi 205850 7216450 Guaranis 12 Dasyprocta leporina vi 204000 7221450 Guaranis 14 Dasyprocta leporina vi 203900 7221480 Mangue 20 Dasyprocta leporina vi 204650 7216600
Poço das Antas 3 Dasyprocta leporina pg 204700 7221200 Poço das Antas 5 Dasyprocta leporina vi 204700 7221250 Poço das Antas 6 Dasyprocta leporina vi 204720 7221270 Poço das Antas 7 Dasyprocta leporina vi 204750 7221300 Poço das Antas 8 Dasyprocta leporina vi 204780 7221350
Serra 3 Dasyprocta leporina vi 204400 7220600 Serra 5 Dasyprocta leporina vi 204420 7220585 Serra 6 Dasyprocta leporina vi 204430 7220570 Serra 18 Dasyprocta leporina vi 204630 7220310 Serra 22 Dasyprocta leporina vi 204750 7220220 Serra 25 Dasyprocta leporina vi 204650 7219980 Serra 25 Dasyprocta leporina vi 204650 7219980 Serra 39 Dasyprocta leporina vi 205000 7220311 Serra 47 Dasyprocta leporina vi 205377 7220209
Morro do seu João 10 Eira barbara vi 201160 7220920 Piscinas da laje 10 Leopardus spp. pg 203950 7213500 Rio Cambriú Leopardus spp. pg 205462 7215935
Guaranis 30 Mazama americana vi 203100 7221630 Rio Cambriú Mazama americana pg 205510 7216085
122
Anexo B: Coordenadas UTM da ocorrência das espécies no PEIC (*vi= visualização; vo= vocalização;
pg= pegadas).
Trilha Ponto Spp. Registro* X Y Cabana-Ipanema 41 Nasua nasua vi 205430 7219700 Morro do corrido 20 Nasua nasua vo 198850 7219300
Serra 18 Nasua nasua vi 204630 7220310 Serra 21 Nasua nasua vi 204700 7220250 Serra 32 Nasua nasua vi 204875 7220060
Cabana-Ipanema 3 Odontophorus capueira vi 207200 7219650 Costão do cambriú 4 Odontophorus capueira vi 205700 7216300
Guaranis 22 Odontophorus capueira vi 203580 7221550 Jacareú 17 Odontophorus capueira vi 200049 7220158 Jacareú 27 Odontophorus capueira vi 200198 7219865 Jacareú 28 Odontophorus capueira vi 200180 7219880 Mangue 2 Odontophorus capueira vi 205103 7216471 Mangue 8 Odontophorus capueira vi 204958 7216688 Mangue 16 Odontophorus capueira vi 204690 7216560
Máquinas 20 Odontophorus capueira vi 204320 7216080 Máquinas 36 Odontophorus capueira vi 204190 7216155
Marujá 3 Odontophorus capueira vi 199870 7219400 Marujá 6 Odontophorus capueira vi 199800 7219560 Marujá 14 Odontophorus capueira vi 200550 7210100
Morro do corrido 16 Odontophorus capueira vi 198597 7219391 Morro do corrido 31 Odontophorus capueira vo 199304 7219162 Morro do corrido 56 Odontophorus capueira vi 199930 7219400 Piscinas da laje 10 Odontophorus capueira vi 203950 7213500 Piscinas da laje 24 Odontophorus capueira vi 203620 7213980
Poço do ipanema 4 Odontophorus capueira vi 206800 7219000 Poço do ipanema 13 Odontophorus capueira vi 206450 7218700 Poço do ipanema 14 Odontophorus capueira vi 206400 7218650 Poço do ipanema 17 Odontophorus capueira vi 206420 7218590 Poço do ipanema 18 Odontophorus capueira vi 206400 7218550
Serra 9 Odontophorus capueira vi 204470 7220500 Serra 12 Odontophorus capueira vi 204480 7220470
Morro do seu João 40 Odontophorus capueira vi 201000 7219250 Cabana-Ipanema 1 Pecari tajacu vi 206977 7219574
Mangue 10 Pecari tajacu pg 204834 7216704 Morro do corrido 49 Pecari tajacu pg 200050 7219130 Morro do corrido 59 Pecari tajacu vi 199900 7219600
Guaranis 22 Penelope spp. vi 203580 7221550 Máquinas 10 Penelope spp. vi 204200 7216100
Piscinas da laje 18 Penelope spp. vi 203750 7213600 Piscinas da laje 27 Penelope spp. vi 203550 7214050
123
Anexo B: Coordenadas UTM da ocorrência das espécies no PEIC (*vi= visualização; vo= vocalização;
pg= pegadas).
Trilha Ponto Spp. Registro* X Y Poço das Antas 5 Penelope spp. vi 204700 7221250 Poço das Antas 8 Penelope spp. vi 204780 7221350
Poço do ipanema 7 Penelope spp. vi 206600 7218900 Poço do ipanema 11 Penelope spp. vi 206500 7218750 Poço do ipanema 13 Penelope spp. vi 206450 7218700 Poço do ipanema 14 Penelope spp. vi 206400 7218650 Poço do ipanema 16 Penelope spp. vi 206459 7218626
Serra 26 Penelope spp. vi 204700 7220000 Serra 28 Penelope spp. vi 204760 7220015 Serra 39 Penelope spp. vi 205000 7220311 Serra 46 Penelope spp. vi 205320 72203350
Morro do corrido 48 Pipile jacutinga vi 199950 7219100 Poço das Antas 9 Pipile jacutinga vi 204800 7221400
Serra 19 Pipile jacutinga vi 204670 7220290 Serra 21 Pipile jacutinga vi 204700 7220250 Serra 23 Pipile jacutinga vi 204800 7220200 Serra 25 Pipile jacutinga vi 204650 7219980 Serra 29 Pipile jacutinga vi 204800 7220030 Serra 43 Pipile jacutinga vi 205245 7220531
Morro do seu João 33 Pipile jacutinga vi 201250 7219735 Morro do seu João aldeia Pipile jacutinga vi 201277 7221475 Cabana-Ipanema 1 Ramphastos spp. vi 207050 7219600 Cabana-Ipanema 11 Ramphastos spp. vo 207530 7220200 Cabana-Ipanema 15 Ramphastos spp. vo 207600 7220350 Cabana-Ipanema 22 Ramphastos spp. vo 206980 7219950 Cabana-Ipanema 24 Ramphastos spp. vo 206950 7219900 Cabana-Ipanema 26 Ramphastos spp. vo 206600 7220000
Costão 2 Ramphastos spp. vo 205600 7216560 Costão 6 Ramphastos spp. vo 205800 7216400
Guaranis 8 Ramphastos spp. vi 204200 7221350 Guaranis 11 Ramphastos spp. vo 204050 7221430 Guaranis 14 Ramphastos spp. vi 203900 7221480 Guaranis 34 Ramphastos spp. vi 203000 7221650 Guaranis 36 Ramphastos spp. vo 202774 7221681 Jacareú 1 Ramphastos spp. vo 199670 7221100 Jacareú 5 Ramphastos spp. vo 199800 7220800 Jacareú 9 Ramphastos spp. vo 199795 7220498 Jacareú 20 Ramphastos spp. vo 200100 7220100 Jacareú 25 Ramphastos spp. vi 200270 7219870
124
Anexo B: Coordenadas UTM da ocorrência das espécies no PEIC (*vi= visualização; vo= vocalização;
pg= pegadas).
Trilha Ponto Spp. Registro* X Y Jacareú 26 Ramphastos spp. vo 200230 7219850 Mangue 0 Ramphastos spp. vi 205115 7216398 Mangue 1 Ramphastos spp. vo 205118 7216427 Mangue 3 Ramphastos spp. vo 205050 7216537 Mangue 8 Ramphastos spp. vi 204958 7216688 Mangue 12 Ramphastos spp. vi 204780 7216640 Mangue 13 Ramphastos spp. vo 204740 7216600 Mangue 18 Ramphastos spp. vi 204680 7216800 Mangue 19 Ramphastos spp. vi 204670 7216700
Máquinas 19 Ramphastos spp. vo 204304 7216105 Máquinas 23 Ramphastos spp. vo 204400 7216060 Máquinas 25 Ramphastos spp. vi 204490 7216080 Máquinas 28 Ramphastos spp. vo 204560 7216100 Máquinas 35 Ramphastos spp. vi 204750 7216130 Máquinas 36 Ramphastos spp. vo 204890 7216155 Máquinas 38 Ramphastos spp. vo 204965 7216184
Marujá 2 Ramphastos spp. vo 199900 7219350 Marujá 9 Ramphastos spp. vi 200300 7210100
Morro do corrido 6 Ramphastos spp. vo 198200 7219000 Morro do corrido 19 Ramphastos spp. vo 198750 7219320 Morro do corrido 30 Ramphastos spp. vi 199250 7219100 Morro do corrido 40 Ramphastos spp. vo 199750 7219040 Morro do corrido 67 Ramphastos spp. vo 199850 7219950 Morro do corrido 69 Ramphastos spp. vo 199976 7220061 Piscinas da laje 18 Ramphastos spp. vi 203750 7213600 Piscinas da laje 23 Ramphastos spp. vo 203610 7213950 Piscinas da laje 24 Ramphastos spp. vo 203620 7213980 Piscinas da laje 35 Ramphastos spp. vo 203200 7214500 Piscinas da laje 37 Ramphastos spp. vo 203050 7214600 Poço das Antas 3 Ramphastos spp. vi 204700 7221200 Poço das Antas 3 Ramphastos spp. vi 204700 7221200 Poço das Antas 3 Ramphastos spp. vo 204700 7221200
Poço do ipanema 13 Ramphastos spp. vi 206450 7218700 Poço do ipanema 13 Ramphastos spp. vo 206450 7218700 Poço do ipanema 14 Ramphastos spp. vi 206400 7218650 Poço do ipanema 14 Ramphastos spp. vo 206400 7218650 Poço do ipanema 15 Ramphastos spp. vo 206320 7218640 Poço do ipanema 15 Ramphastos spp. vo 206320 7218640 Poço do ipanema 16 Ramphastos spp. vi 206459 7218626 Poço do ipanema 16 Ramphastos spp. vo 206459 7218626
125
Anexo B: Coordenadas UTM da ocorrência das espécies no PEIC (*vi= visualização; vo= vocalização;
pg= pegadas).
Trilha Ponto Spp. Registro* X Y Poço do ipanema 16 Ramphastos spp. vo 206459 7218626 Poço do ipanema 17 Ramphastos spp. vi 206420 7218590 Poço do ipanema 18 Ramphastos spp. vi 206400 7218550 Poço do ipanema 22 Ramphastos spp. vi 206360 7218371
Serra 8 Ramphastos spp. vi 204440 7220530 Serra 20 Ramphastos spp. vi 204700 7220270 Serra 22 Ramphastos spp. vi 204750 7220220 Serra 25 Ramphastos spp. vi 204650 7219980 Serra 31 Ramphastos spp. vi 204850 7220047 Serra 46 Ramphastos spp. vi 205352 7220250
Morro do seu João 18 Ramphastos spp. vo 201190 7220680 Morro do seu João 25 Ramphastos spp. vi 201340 7220000
Costão 2 Sciurus ingrami vo 205580 7216590 Costão 5 Sciurus ingrami vi 205750 7216350
Guaranis 22 Sciurus ingrami vi 203580 7221550 Guaranis 24 Sciurus ingrami vi 203500 7221600 Guaranis 34 Sciurus ingrami vi 203000 7221650
Morro do corrido 36 Sciurus ingrami vi 199500 7219020 Serra 19 Sciurus ingrami vi 204670 7220290 Serra 47 Sciurus ingrami vi 205377 7220209
Morro do seu João 25 Sciurus ingrami vi 201280 7220300 Morro do seu João 36 Sciurus ingrami vi 201190 7219250 Cabana-Ipanema 1 Tayassu pecari vi 206977 7219574 Cabana-Ipanema 30 Tayassu pecari vi 206100 7219800 Morro do corrido 14 Tayassu pecari pg 198630 7219350 Morro do corrido 17 Tayassu pecari pg 198700 7219350 Morro do corrido 19 Tayassu pecari pg 198750 7219320 Morro do corrido 62 Tayassu pecari pg 199840 7219710
Serra 19 Tayassu pecari vi 204670 7220290 Serra 23 Tayassu pecari vi 204800 7220200 Serra 3 Tinamus solitarius vo 204400 7220600
Poço do ipanema 19 Tinamus solitarius vo 206300 7218250 Cabana-Ipanema 1 Tinamus solitarius vo 207050 7219600 Cabana-Ipanema 6 Tinamus solitarius vo 207320 7219730 Cabana-Ipanema 10 Tinamus solitarius vo 207500 7220150 Cabana-Ipanema 13 Tinamus solitarius vo 207776 7220326 Cabana-Ipanema 19 Tinamus solitarius vi 207300 7220440 Cabana-Ipanema 28 Tinamus solitarius vi 205500 7219930
Jacareú 12 Tinamus solitarius vo 199866 7220447
126
Anexo B: Coordenadas UTM da ocorrência das espécies no PEIC (*vi= visualização; vo= vocalização;
pg= pegadas). Trilha Ponto Spp. Registro* X Y
mangue 3 Tinamus solitarius vi 205050 7216537 Morro do corrido 17 Tinamus solitarius vi 198700 7219350 Morro do corrido 21 Tinamus solitarius vo 198900 7219320 Morro do corrido 29 Tinamus solitarius vo 199080 7219200 Morro do corrido 48 Tinamus solitarius vi 199950 7219100 Morro do corrido 56 Tinamus solitarius vi 199930 7219400 Piscinas da laje 14 Tinamus solitarius vo 203920 7213700 Piscinas da laje 37 Tinamus solitarius vi 203050 7214600
Serra 19 Tinamus solitarius vo 204670 7220290 Morro do seu João 34 Tinamus solitarius vi 201190 7219700
127
Anexo C: Informações sobre os frutos coletados no PEIC, identificados a nível de família.
Família Espécie
biomassa de frutos nas
estações outono/ inverno
biomassa de frutos nas
estações primavera/ verão
biomassa totalde frutos
Anarcadiaceae Schinus spp. 0.0010 0.0000 0.00 Annonaceae Annona spp. 0.0100 0.0000 0.01 Annonaceae Xylopia brasiliensis 0.0200 0.0000 0.02 Apocynaceae Tabernemontanae spp. 0 0.0145 0.01
Arecaceae Astrocaryum aculeatissimum 0.1900 2.30855 2.50 Arecaceae Atalea dubia 2.8400 0.172 3.01 Arecaceae Euterpe edulis 4.2800 2.4726 6.75 Arecaceae Geonoma spp. 0 0.02675 0.03 Arecaceae Syagrus romanzoffiana 0.2600 2.304 2.56
Cecropiaceae Cecropia spp. 0 0.0275 0.03 Chrysobalanaceae não identificada 1 0 0.2478 0.25
Clusiaceae Calophyllum brasiliense 0.0100 0.211 0.22 Clusiaceae Rheedia gardneriana 0.2300 0.0000 0.23
Elaeocarpaceae Sloanea spp. 0 1.2945 1.29 Lauraceae Cryptocaria spp. 0.0600 0.78405 0.84 Lauraceae não identificada 1 0 0.01825 0.02 Lauraceae não identificada 2 0.0050 0.0000 0.01 Lauraceae não identificada 3 0 0.0046 0.00
Leguminosae Centrolobium spp. 0 0.048 0.05 Leguminosae Mucuna spp. 0.0400 0.0000 0.04 Leguminosae Schizolobium parahyba 0.3300 0.07 0.40 Leguminosae não identificada 1 0 0.0024 0.00 Leguminosae não identificada 2 0 0.0334 0.03
Melastomataceae Tibouchina spp. 0.1100 0.04775 0.16 Meliaceae Cabralea canjerana 0 0.001 0.00 Meliaceae Cedrella spp. 0 0.1025 0.10 Moraceae Ficus spp.1 0 0.002 0.00 Moraceae Ficus spp.2 0.2763 0.0000 0.28 Moraceae Ficus spp.3 13.0132 0.0000 13.01
Myristicaceae Virola spp. 0.0621 0.163 0.23 Myrsinaceae Rapanea spp. 0.0016 0.0000 0.00 Myrtaceae Campomanesia spp. 0.2351 0.0052 0.24 Myrtaceae Gomidesia spp. 0.0495 0.002 0.05 Myrtaceae não identificada 1 0 0.003 0.00 Rubiaceae Psycotria nuda 0.0247 0.02455 0.05
Sapindaceae Cupanea oblongifolia 0.0358 0.0823 0.12 Sapotaceae não identificada 1 0.0023 0.0000 0.00
Symplocaceae Symplocos spp. 0.0323 0.0185 0.05
128
Anexo D: Informações sobre os frutos não identificados, coletados no PEIC durante o estudo.
Identificação do fruto biomassa de frutos nas
estações outono/ invernobiomassa de frutos nas
estações primavera/ verão biomassa total
de frutos spp.01 0.0037 0.0000 0.00 spp.02 0.0142 0.0000 0.01 spp.03 0.0005 0.0000 0.00 spp.04 0.0021 0.0000 0.00 spp.05 0.0021 0.0000 0.00 spp.06 0.0047 0.0000 0.00 spp.07 0.0053 0.0000 0.01 spp.08 0.0016 0.0000 0.00 spp.09 0.0021 0.0000 0.00 spp.10 0.000011 0.0000 0.00 spp.11 0.0026 0.0000 0.00 spp.12 0.0100 0.0000 0.01 spp.13 0.0158 0.0000 0.02 spp.14 0.0053 0.0000 0.01 spp.15 0 0.0058 0.01 spp.16 0 0.02305 0.02 spp.17 0 0.0015 0.00 spp.18 0 0.036 0.04 spp.19 0 0.00005 0.00 spp.20 0 0.0955 0.10 spp.21 0 0.0015 0.00 spp.22 0 0.01 0.01 spp.23 0 0.00005 0.00 spp.24 0 0.026 0.03 spp.25 0 0.014 0.01 spp.26 0 0.015 0.02 spp.27 0 0.001 0.00 spp.28 0 0.058 0.06 spp.29 0 0.0495 0.05 spp.30 0 0.0135 0.01 spp.31 0 0.0015 0.00 spp.32 0 0.027 0.03 spp.33 0 0.00005 0.00 spp.34 0 0.0075 0.01 spp.35 0 0.0015 0.00 spp.36 0 0.0045 0.00 spp.37 0 0.005 0.01 spp.38 0 0.002 0.00 spp.39 0 0.003 0.00
129
Anexo D: Informações sobre os frutos não identificados, coletados no PEIC durante o estudo.
Identificação do fruto biomassa de frutos nas
estações outono/ invernobiomassa de frutos nas
estações primavera/ verão biomassa total
de frutos spp.40 0 0.0035 0.00 spp.41 0 0.0215 0.02 spp.42 0 0.1455 0.15 spp.43 0 0.005 0.01 spp.44 0 0.015 0.02 spp.45 0 0.172 0.17 spp.46 0 0.1265 0.13 spp.47 0 0.0105 0.01 spp.48 0 0.005 0.01 spp.49 0 0.077 0.08 spp.50 0.0095 0.0000 0.01 spp.51 0.0357 0.0000 0.04 spp.52 0.0040 0.0000 0.00 spp.53 0.0099 0.0000 0.01 spp.54 0.0404 0.0000 0.04 spp.55 0 0.0515 0.05 spp.56 0 0.04445 0.04 spp.57 0 0.0026 0.00 spp.58 0 0.02415 0.02 spp.59 0 0.00215 0.00 spp.60 0 0.0018 0.00 spp.61 0.0255 0.0000 0.03 spp.62 0.0239 0.0000 0.02 spp.63 0.0034 0.0000 0.00 spp.64 0.0015 0.0000 0.00 spp.65 0.0022 0.0000 0.00 spp.66 0.0078 0.0000 0.01 spp.67 0.0311 0.0000 0.03 spp.68 0.0149 0.0000 0.01 spp.69 0.0021 0.0000 0.00 spp.70 0.0079 0.0000 0.01 spp.71 0.0146 0.0000 0.01 spp.72 0.0041 0.0000 0.00 spp.73 0.0034 0.0000 0.00 spp.74 0 0.00245 0.00 spp.75 0 0.0072 0.01 spp.76 0 0.00375 0.00 spp.77 0 0.0013 0.00 spp.78 0 0.00135 0.00
130
Anexo D: Informações sobre os frutos não identificados, coletados no PEIC durante o estudo.
Identificação do fruto biomassa de frutos nas
estações outono/ invernobiomassa de frutos nas
estações primavera/ verão biomassa total
de frutos spp.79 0 0.0323 0.03 spp.80 0 0.015 0.02 spp.81 0 0.0035 0.00 spp.82 0 0.0306 0.03 spp.83 0 0.00455 0.00 spp.84 0 0.0312 0.03 spp.85 0 0.00585 0.01 spp.86 0.0026 0.0000 0.00
Anexo E: Abundância (avistamentos/10km) de mamíferos e aves de grande porte em diferentes fragmentos de Mata Atlântica.
Área de estudo área (ha) Alouatta Nasua Pecari Tayassu Mazama Sciurus Dasyprocta Penelope
Referência* Serra da Paranapiacaba 100000 0,25 1 Parque Estadual Intervales 100000 0,05 2 Parque Estadual Morro do Diabo 35000 0,1 0,05 0,27 0,16 0,1 0,1 1,32 3,49 3 Reserva Biológica de Sooretama 24250 0 0,3 0 0 0,6 6,8 1,97 4 Reserva Florestal de Linhares 21800 0,15 0,15 0 0 2,5 7,55 6,01 4 Parque Estadual Ilha do Cardoso 15100 1,24 0,14 0,03 0,14 0,03 0,33 0,65 0,62 Este estudo Reserva Biológica Augusto Ruschi 4000 1,87 5 Fazenda Barreiro Rico 3259 0,977 0,11
0,427 0,137 0,007 0,129 0,6 6 Reserva Biológica Córrego do Veado 2400 0 0,6 0 0,12 0 10,54 3,46 4 Estação Ecológica Caetetus 2180 0,32 0,26 0,26 0,28 0,6 1,25 3 Fazenda Mosquito 2100 1,89 0,31 0,02 0,06 0,29 0,78 0,06 1,2 3 Fazenda Tucano 2000 0,84 0,05 0,14 extinto 0,12 0,02 0,89 2,24 3 Fazenda Rio Claro 1700 1,66 0,13 0,64 extinto 0,23 0,09 0,97 3 Reserva Biológica Córrego Grande
1504 0 0,6 1,02 0 0 8,22 0,3 4
M7/317 260 0,22 0,22 0 0,950 2,85 0 4 Mata São José 230 4,01 7 Putiri 210 0 0,2 0 0,340 3,68 0 4
* 1= González-Sólis et al., 2002; 2= González-Sólis et al., 1996; 3= Cullen Jr. et al., 1999; 4=Chiarello, 1999; 5= Pinto et al., 1993; 6= Torres de Assumpção, 1983; 7= São Bernardo, 2001.
131
132
Anexo F: Dados disponíveis na literatura sobre densidade (indivíduos/km2) das espécies estudadas em diferentes fragmentos de Mata Atlântica.
Área de estudo área (ha) Alouatta Dasyprocta
Pipile Referência*
Serra de Paranapiacaba 100000 0,79 1 Serra de Paranapiacaba 100000 2,67 8 Parque Estadual Intervales 38356 2,38 13 Parque Estadual Carlos Botelho 37700 3,17 12 Parque Estadual Morro do Diabo 35000 15,66 26,8 2 Parque Estadual Ilhabela 27000 0,93 12 Reserva Florestal de Linhares 21800 0,96 3 Parque Estadual Ilha do Cardoso 11100 8,9 3,4 2,1 Este estudoParque Estadual da Cantareira 5647 80,9 4 Floresta Nacional de Três Barras 4458 64 5 Reserva Biológica Augusto Ruschi 4000 10,1 6 Fazenda Barreiro Rico 3259 26 7 Estação Ecológica Caetetus 2180 0,6 2 Fazenda Mosquito 2100 36,3 0,39 2 Fazenda Tucano 2000 10,91 4,1 2 Fazenda Rio Claro 1700 16,27 0,91 2 Estação Biológica de Caratinga 880 117 9 Fazenda Neblina (PE Serra do Brigadeiro) 320 7,5 10 M7/317 260 1,36 3 Reserva Florestal Mata Santa Genebra 250 136,5 11 Lageadinho 50 98 6
* 1= González-Sólis et al., 2002; 2= Cullen Jr. et al., 1999; 3=Chiarello & Mello, 2001; 4= Silva, 1981; 5=Perez, 1997; 6= Pinto et al., 1993; 7= Torres de Assumpção, 1983; 8= Sanchéz- Alonso et al., 2002; 9= Ferrari, 1988; 10=Cosenza & Melo, 1998; 11= Chiarello, 1993; 12= Galetti et al., 1997; 13= Guix et al., 1997.
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